Revista ABES/SP

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Revista ABES-SP 1
2 Revista ABES-SP
Participe da
ABES
e das ações do saneamento ambiental
A Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e
Ambiental – ABES é uma organização
não governamental de caráter nacional, sem fins
lucrativos, que tem como principal objetivo
difundir, produzir e contribuir por meio do
conhecimento técnico para melhorar o
saneamento ambiental e a qualidade de vida.
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Ser sócio é muito simples. Para você que está no
Estado de São Paulo, basta ligar para 11 3814-1872.
Para os demais estados, entrar em contato com a
ABES Nacional pelo telefone 21 2210-3221.
Informações gerais
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Câmara Técnica de Saúde Pública
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Câmara Técnica de Resíduos Sólidos
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Câmara Técnica de Saneamento e
Saúde em Comunidades Isoladas
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www.abes-dn.org.br – Nacional
Revista ABES-SP 3
ao leitor
Água: a nossa prioridade
A
Câmara Técnica de Saúde Pública
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Coordenador: Pedro Caetano Sanches Mancuso; vice-coordenadora: Roseane Maria
Garcia Lopes de Souza; secretário-executivo: José Eduardo Gobbi; coordenadores do
GT Microbiológico: Romeu Cantusio Neto e
Elayse Maria Hachich; coordenadores do GT
Químico: Gisela de A. Umbuzeiro e Patrícia
Ferreira Silvério; coordenadores do GT Responsabilidade: Marco A. Silva de Oliveira;
Tânia R. G. Ferraretto; apoio e logística: Elis
Regina de Oliveira.
ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental – Seção São Paulo Rua Eugênio de Medeiros, 242 – 6º andar
– Pinheiros/São Paulo – CEP: 05.425-900
Tel.: (11)3814-1872 Fax - (11) 3814-1872
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Diretoria da Seção:
Presidente: Dante Ragazzi Pauli; vice-presidente: Alceu Guérios Bittencourt; diretores:
Milton de Oliveira; Pedro Luis Ibraim Hallack;
Pierre Ribeiro de Siqueira; Vasti Ribeiro Facincani; 1º Secretário: Reynaldo Eduardo Young
Ribeiro; 2º Secretária: Tânia Mara Tavares
Gasi; 1ª Tesoureira: Roseane Maria Garcia
Lopes de Souza; 2ª Tesoureira: Ana Lúcia
Brasil; Conselho Fiscal: Efetivos: Roque
Passos Piveli; José Luiz Salvadori Lorenzi;
Ivan Sobral de Oliveira; Suplentes: Augusto
Tetsuji Matsushita; Nestor Esteves Lima Conselho Consultivo: Natos: Presidente: Dante
Ragazzi Pauli; Secretário: Reynaldo Eduardo
Young Ribeiro; Efetivos: Neuza Maria Simões
Parreira; Sidney Seckler Ferreira Filho; Carlos
José Teixeira Berenhauser Tobias Jerozolimski; Luiz Roberto Gravina Pladeval e Yves
Besse. Representação junto ao Conselho
Diretor: Natos: Dante Ragazzi Pauli; Efetivos: Eliana Kazue Irie Kitahara; Nercy Donini
Bonato; Wanderley da Silva Paganini; Hélio
Nazareno Padula Filho; Antônio Carlos da
Costa Lino; Francisco José Toledo de Piza;
Dione Mari Morita; Mario Alba Braghiroli; Ester Feche Guimarães de Arruda Juliano; Elis
Regina Jesus; Luciomar dos Santos Werneck;
Meunim Rodrigues de Oliveira Júnior; Agostinho de Jesus G. Geraldes; Renato Hochgreb
Frazão; Suplentes: Silvana Corsaro Candido
Silva Franco; Carlos Alberto de Carvalho; Tarcio Paulo Dias Papa; Roberto Ferreira; Lázaro Miguel Rodrigues; Luiz Paulo Madureira;
Jorge Luiz Silva Rocco; Paulo Cesar Lemes
da Rocha; Josué Fraga da Silva; Aparecido
Vanderlei Festi.
ABES-SP criou a Câmara Técnica de Saúde Pública –
CTSP para estudar, propor, promover e discutir políticas,
legislações, normas, procedimentos, instruções e atos
que afetem direta ou indiretamente o segmento de saúde pública,
no Estado de São Paulo. A Câmara Técnica de Saúde Pública –
CTSP conta, atualmente, com 112 participantes e 53 instituições.
Como ação prioritária para os anos 2009 a 2011, elegeu a
água para consumo humano, por diversos motivos e, dentre eles
a colaboração para a revisão da Portaria 518/04.
Apresentamos aqui o detalhamento da proposta do Estado de
São Paulo para a legislação de água para consumo humano, referente aos padrões microbiológicos e químicos e também contribuições da ABES/RS referente às disposições preliminares e
deveres e responsabilidades. Vale ressaltar que o principal objetivo das orientações para a água potável de qualidade tem de ser
a proteção à saúde pública.
A água é essencial para sustentar a vida. Não haveria vida
neste planeta sem água. Portanto, um abastecimento seguro e
saudável tem que estar ao alcance de todos.
Melhorar o acesso seguro à água potável resulta em benefícios tangíveis para a saúde da população, e todos os esforços
devem ser feitos para alcançar uma água potável de qualidade
tão segura como praticável.
É com satisfação que, como presidente da ABES-SP, apresento a publicação da Câmara Técnica de Saúde Pública, que
sistematiza o trabalho desenvolvido ao longo dos últimos 18
meses pelos grupos técnicos de trabalho representando diversas
entidades do setor de saúde e saneamento ambiental.
Essas propostas, aqui apresentadas, elaboradas nos grupos
de trabalhos específicos, ocorreram em um processo da participação efetiva dos representantes, do compromisso das instituições que liberaram seus funcionários para o objetivo maior que
é a construção técnica de uma proposta coletiva de reconhecimento dos problemas de saúde pública que hoje enfrentamos,
para prover um abastecimento seguro de água para consumo humano, representando desta forma um marco para a comunidade
técnico-científica no campo da saúde ambiental.
Por fim, esperamos que este material sirva para subsidiar
técnicos, sociedade civil e órgãos públicos ligados a saúde, meio
ambiente, recursos hídricos e agricultura, na construção de legislações modernas, que considerem os diversos cenários ambientais e de saúde, os avanços tecnológicos e a qualidade de vida da
população.
Dante Ragazzi Pauli
Presidente da ABES – Seção São Paulo
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Sumário
Editorial 3
Eventos realizados 5
Entrevista Danta Ragazzi Pauli 7
Subsídios para o Padrão Microbiológico 10
Subsídios para o Padrão Químico
20
Subsídios para as Disposições Preliminares
e Deveres e Responsabilidades 44
Anexo1
Estratégias para definição de
critérios para proteção da saúde
humana e do ecossistema:
substâncias químicas 48
Anexo 2
Informações toxicológicas de
alguns dos praguicidas
considerados prioritários 57
Expediente
Revista da Câmara Técnica de Saúde Pública da ABES/SP - Rua Eugênio de Medeiros,
242 – 6º andar – cep: 05425-900 – Pinheiros – São Paulo – [email protected].
br – Telefone/Fax: (11) 3814-1872.. Publicação da Câmara Técnica de Saúde Pública da
ABES/SP/ tiragem de 3.000 exemplares. Equipe Responsável pela Revista ABES/SP: Elis
Regina de Oliveira e Kleber Adriano de Lima. Coordenação: Roseane Maria Garcia Lopes
de Souza. Produção e Edição: Editora Limiar (11-3813-0309 – www.editoralimiar.com.br)
Editor: Norian Segatto MTb 21465 Realização: Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES/SP
Patrocínio: Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental – ABES/SP e Comissão Setorial de Saneamento e Tratamento de Água da Associação Brasileira da Indústria
Química – ABIQUIM
Revista ABES-SP 5
Eventos realizados
Para difundir, ampliar e dar conhecimento em temas
relacionados à água para consumo humano, a Câmara criou três grupos de
trabalhos: GT Microbiológico, Químico e Responsabilidade
e realizou eventos e reuniões ordinárias
1º Fórum de Discussão – Portaria 518/04
Sugestões e Apontamentos para a Revisão
Realizado nos dias 25 e 26
de novembro de 2008, este
evento gerou a “Carta de
São Paulo para Abastecimento Seguro de Água Potável”,
com propostas e monções,
enviadas ao Ministério da
Saúde.
A leitura, na íntegra,
pode ser feita a partir do
site da ABES/SP (www.abessp.org.br).
1ª reunião ordinária
Foi realizada na sede da
ABES/SP, no dia 9 de março
de 2009. Os assuntos tratados
foram:
Carta São Paulo e ABES
Nacional; Criação dos grupos de
trabalho para apresentação de
proposta para revisão da Portaria 518/04; Aprovação do calendário de eventos e reuniões
para o ano de 2009; Aprovação
do Regimento Interno da Câmara Técnica de Saúde Pública.
Curso Plano de
Segurança da Água
Nos dias 27 e 28 de
novembro de 2008, a CTSP
promoveu este curso para
disseminar conhecimento e
entendimento sobre os fundamentos básicos teóricos
a análise e gestão de riscos
em sistema de abastecimento de água. Sua carga horária foi de 16 horas.
2ª reunião ordinária
Realizada no dia 4 de
maio de 2009, no auditório
do CRQ. Neste dia os coordenadores dos GTs apresentaram suas propostas referente
a revisão da Portaria 518/04
e a coordenadora do VIGIAGUA/CGVAM/MS, Adriana
Cabral, apresentou a proposta do Ministério da Saúde.
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Eventos realizados
Palestras
Plano de Amostragem
de Águas Subterrâneas
para Consumo Humano
Realizada no dia 1º setembro de 2009, ministrada
pelo Professor Dr. Ricardo
Hirata.
Responsabilidades no Abastecimento de Água
para Consumo Humano – Poder Público, Operador
de Sistema e Usuário
A palestra foi realizada pelo Grupo de
Trabalho Responsabilidade, no dia 10 de novembro, na ABIQUIM,
e foi ministrada pelo
Promotor de Justiça
do Meio Ambiente da
Capital - Estado de São
Paulo, Dr. José Eduardo Ismael Lutti.
oficinas
Workshop Internacional - Microrganismos
indicadores e patogênicos, cianobactérias e
cianotoxinas: legislação de água
para consumo humano
Pedro Calado
O Grupo de Microbiologia da CTSP realizou o workshop nos
dias 15 e 16 de outubro 2009, na CETESB. O evento contou
com a presença do especialista da Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (US-EPA).
Workshop Internacional
Critérios de Qualidade
de Água para a proteção
da saúde humana e dos
organismos aquáticos
Proposta de Novos Padrões de Potabilidade com
Abordagem nas Responsabilidades, Padrões
Microbiológicos e Padrões Químicos
Realizada no
SANASA, no dia 17
de dezembro de
2009.
Evento realizado pela SBMCTA – Sociedade Brasileira
de Mutagenese, Carcinogênese e Teratogênese Ambiental, em conjunto com
as Sociedades Brasileiras
de Toxicologia (SBTox) e de
Ecotoxicologia (SETAC Br),
o Laboratório de Ecotoxicologia e Limnologia (LEAL)
da Faculdade de Tecnologia
da UNICAMP entre outras
instituições. Ocorreu de 16 a
20 de novembro de 2009. Os
assuntos tratados subsidiaram o GT Químico.
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Entrevista Dante Ragazzi Pauli
A ABES continuará participando
ativamente da revisão das
portarias de consumo de água
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Entrevista
Dante Ragazzi Pauli
Nesta entrevista, formulada por e-mail, o
presidente da ABES-São Paulo, Dante Ragazzi
Pauli, explica as condições da qualidade de água no
estado, o que é preciso fazer para melhorar as
condições de saneamento e enfatiza a necessidade
de se investir na formação de técnicos, analistas
para as áreas de tratamento e controle da
qualidade da água, aperfeiçoando os mecanismos
de fiscalização já existentes.
Revista ABES – Como está a
qualidade da água para consumo humano no Estado de
São Paulo.
Dante Ragazzi Pauli –
São Paulo, devido ao deu
desenvolvimento tecnológico nas áreas de tratamento e controle da
qualidade da água, é um
rios, o excesso de chuva
implica no aumento do
consumo de produtos químicos utilizados, devido
ao aumento das concentrações de matérias orgânicas na água. As estações
de tratamento de grande porte, que em geral
captam água de grandes
mananciais, não
O momento é de investir na sofrem impactos
formação de técnicos com o aumento
das chuvas.
e analistas
dos Estados que tem os
melhores índices de atendimento aos padrões de
potabilidade.
Com o excesso de chuvas
neste verão, como isso compromete o setor de saneamento e de tratamento de
água para consumo?
Para as estações de tratamento de água de pequeno porte, que captam
água bruta de córregos e
O problema das
represas com excesso de
água, por conta das chuvas
fortes, prejudica o tratamento da água para consumo?
Mesmo levando-se em
conta a poluição difusa,
o excesso de chuvas colabora para a diluição dos
poluentes das águas dos
mananciais.
Qual o desafio do setor de
saneamento para o cumprimento da legislação de pa-
drão de potabilidade?
Um dos grandes desafios
é a formação dos técnicos e analistas, tanto para
a área de tratamento de
água quanto para a área
de controle de qualidade.
Quais os maiores problemas
enfrentados pelo setor para
cumprir esse padrão?
Para empresas de saneamento de grande porte não existem muitos
problemas, porém para
as empresas de pequeno porte um dos maiores
problemas é a viabilidade
econômica na aquisição
de materiais e equipamentos.
Já não é hora de endurecer
a punição contra os maiores
poluidores de água do Brasil
e do Estado de São Paulo?
O momento é de investir na formação de técnicos fiscalizadores, “a hora
de endurecer a punição”
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Dante Ragazzi Pauli
deve ficar para um segundo momento.
Como a ABES está participando das discussões da Revisão da Portaria 518/04?
A ABES tem participado
ativamente, tanto na formação de fóruns de discussões como nas câmaras
técnicas. A Câmara Técnica
de Saúde Pública tem feito
um trabalho extremamente positivo, fomentando a
discussão entre os diversos setores envolvidos.
Qual a resposta da ABES para
colaborar com o saneamento no quesito atendimento
ao padrão potabilidade (ou
qualidade da água)?
Continuar
participando
ativamente das revisões
das portarias.
Como está a coleta de esgotos no Brasil e no Estado de
São Paulo?
Assim como na qualidade
da água, o Estado de São
Paulo é um dos que está
mais avançado na coleta
e tratamento de esgotos.
Temos, ainda, grandes desafios quando pensamos
no Brasil como um todo.
Essa coleta interfere no padrão de potabilidade da
água para consumo?
Não interfere no padrão
de potabilidade, mas o
afastamento dos esgotos dos mananciais é um
dos grandes contribuintes
para os sistemas de tratamento de água.
A agricultura e pecuária consomem quanto de água potável?
A agricultura e pecuária se
utilizam de águas de fontes naturais (minas, poços,
rios ou represas), não consumindo água potável.
Entrevista
to a perfuração e utilização
de poços os quais, dependendo de sua utilização,
acabam se tornando grandes vetores de contaminação das águas do aquífero.
Qual a situação das represas
em São Paulo em relação ao
saneamento e ao abastecimento?
Devido às ações ambientais e educativas, as represas em São Paulo deixaram
Porque ainda se usa água
potável para
descargas de A ABES tem participado ativamente
sanitários?
na formação de fóruns de discussão
Um
dos
motivos é e nas câmaras técnicas
a
readequação dos sistemas hide estar na fase de degradráulicos das edificações
dação e partiram para a
existentes, outro motivo é
fase de recuperação.
a falta de um padrão legal
para a água de reuso.
E no Brasil?
Seguem o mesmo camiNão seria a hora de pensarnho.
mos em utilizar água de reuso, talvez em reservatórios à
A água que temos é suficienparte, para esse fim?
te para quantos anos?
Primeiramente, deve-se
Vai depender da utilização
estabelecer uma legislaque fizermos e do respeito
ção para a água de reuso.
ao meio ambiente.
De qualquer forma a água
Não é hora de punir com mais
de reuso será uma imporrigor pessoas e empresas que
tante fonte para usos megastam água em demasia,
nos nobres.
como os que lavam calçadas
em vez de varrer etc.?
O aquífero Guarani, tido
Sim, já existem grandes
como o maior do mundo,
campanhas neste sentido,
ainda tem reservas suficienagora o que deve ser feito
tes ou já está desgastado?
é a normalização das leO aquífero Guarani ainda
gislações e adequação dos
possui grandes reservas.
órgãos fiscalizadores.
Uma preocupação é quan-
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Fotos: Pedro Calado
Subsídios para o
Padrão
Microbiológico
Romeu Cantusio Neto e
Elayse Maria Hachich
Coordenadores do Grupo de Trabalho
Microbiológico
Ligia Marino – Companhia de Saneamento do Estado de São Paulo – Sabesp
Luciana Retz de Carvalho – Instituto Botânico de
São Paulo
AUTORES
André Luis Góis Rodrigues – Companhia de Saneamento do Estado de São Paulo – Sabesp
Beatriz Brito Viana - Companhia de Saneamento
do Estado de São Paulo – Sabesp
Celina M. Fuchs Muller - Companhia de Saneamento do Estado de São Paulo – Sabesp
Maria do Carmo Carvalho – Companhia Ambiental
do Estado de São Paulo – CETESB
Maria do Carmo ST Timenetsky – Instituto Adolfo
Lutz – IAL
Maria Helena Matté – Faculdade de Saúde Pública
da Universidade de São Paulo – FSP-USP
Maria Inês Z. Sato – Companhia Ambiental do Estado de São Paulo – CETESB
Denise Amazonas Pires - Companhia Ambiental do
Estado de São Paulo – CETESB
Maria Teresa de Paiva Azevedo – BIOALGAS
Dolores Ursula Mehnert - Instituto de Ciências
Biomédicas da Universidade de São Paulo –ICB-USP
Mark Rodgers - United States Environmental Protection Agency – USEPA
Elayse Maria Hachich - Companhia Ambiental do
Regina Maura B. Franco - Universidade Estadual
de Campinas – UNICAMP
José Luiz Negrão Mucci - Faculdade de Saúde Pública da Universidade de São Paulo – FSP-USP
Romeu Cantusio Neto - Sociedade de Abastecimento de Água e Saneamento S/A – SANASA
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Critérios de qualidade de água para microrganismos
O
Pedro Calado
GT microbiológico integra quatro subgrupos (indicadores de qualidade microbiológica, protozoários, vírus e cianobactérias/cianotoxinas), sendo constituído por profissionais de Universidades,
Empresas de Saneamento, Institutos das Secretarias de Saúde e Meio Ambiente, entidades de classe
e da Agência Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB).
No Brasil, é real a preocupação com a qualidade microbiológica das águas para consumo humano e,
ainda poucas são as empresas de saneamento e laboratórios de pesquisa que realizam estudos com relação à
presença de vírus e protozoários na água captada e tratada para abastecimento público. Será, portanto, proposta a realização de um monitoramento temporário desses agentes patogênicos em amostras de água bruta
superficial destas captações.
Cabe ressaltar que foi feita uma revisão conceitual sobre indicadores (grupo coliformes e bactérias heterotróficas) e o significado quando da ocorrência e abrangência destes nos sistemas de abastecimento de água
tratada, com várias propostas de modificações sugeridas. Também foram propostas alterações para artigos
referentes a cianobactérias e cianotoxinas, e incluídos critérios quantitativos para outras cianotoxinas, além
das microcistinas já existentes na versão atual da lei.
É igualmente uma sugestão do GT Microbiológico elaborar um Manual de Análises Microbiológicas,
com o objetivo de tornar disponível, a todos os laboratórios responsáveis por essas análises, metodologias
recomendadas e padronizadas, mencionadas por instituições de renome internacional, incluindo procedimentos de Controle de Qualidade Analítica, necessários à obtenção de resultados confiáveis e reprodutíveis.
Esse Manual seria emitido juntamente com a nova versão da Portaria.
Um dos desafios, em termos
de água para consumo humano, é
relacionar dados ambientais com
os de saúde. Isso permite ter um
uma informação mais completa
sobre a água e avaliar o risco de
algumas enfermidades. Assim,
é preciso que haja uma atuação
conjunta das áreas de meio ambiente e saúde
Método de trabalho:
O grupo de trabalho microbiológico realizou três reuniões
para promover os debates e discutir os temas relacionados.
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Propostas e justificativas dos quatro subgrupos
I – GRUPO: INDICADORES BACTERIOLÓGICOS
PARTICIPANTES
Maria Inês Z. Sato // Maria Helena Matté // Elayse Hachich // Romeu Cantusio Neto
Celina M. Muller Fuchs // Mark Rodgers
Item 1: Eliminar na nova portaria de padrão de potabilidade a contagem de bactérias heterotróficas.
Justificativa
Bactérias heterotróficas constituem uma ampla
classe de organismos que utiliza nutrientes orgânicos
para se desenvolver. A população desta bactéria é
medida pela técnica HPC (Standard Methods, 2005).
Nenhuma evidencia epidemiológica válida relaciona o consumo de altos níveis de bactérias heterotróficas em águas destinadas ao consumo humano com aumento de riscos para a saúde (Leclerc,
2002).
Porém, a contagem de bactérias heterotróficas
pode ser útil para o controle de qualidade do sistema de distribuição de água, a fim de (Reasoner,
1990):
l Monitoramento da eficiência do processo de
tratamento.
l Avaliar alterações na qualidade da água tratada e condições higiênico-sanitárias nos sistemas
de distribuição.
l Monitoramento na água tratada final
Além disso, ela está citada na Edição das Normas de Água para Consumo Humano e Alertas em
Saúde (2009) – EPA 822 – R – 09 – 011.
Porém, cabe ressaltar que:
Como indicadores de contaminação no Sistema de Distribuição, a EPA (Agencia de proteção
Ambiental Americana – USEPA - United States
Environmental Protection Agency) concluiu que
aumentos nos níveis dessas HPC não estão diretamente relacionados com o aumento da contaminação fecal (EPA, 2006).
Para efeito de saúde pública, pesquisas sugerem que bactérias heterotróficas não são indicadores
apropriados para surtos de doenças disseminadas
pela água ou riscos de doenças endêmicas (WHO,
2002, 2003a; Allen et al., 2004; EPA, 2006).
Desta forma, como o objetivo é avaliar a qualidade da água para consumo humano através de indicadores bacteriológicos de contaminação fecal, à
contagem de HPC não é adequada.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
APHA. 2005. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21th Edition. Washingtong, DC.
Leclerc, H. April 22-24, 2002. Relationships Between Bactéria and Pathogens inDrinking Water. NSF International/
WHO Symposium on HPC Bacteria in Drinking Water: Public Health Implications? Geneva, Switzerland.
Reasoner, D. 1990. Monitoring Heterotrophic Bacteria in Portable Water. Drinking Water Microbiology-Progress and
Recent Developments. G.A. McFeters, Springer-Verlag, Inc. New York, NY. Chapter 22. p. 452-477.
USEPA. 2006. Total Coliform Rule and Potential Revisions and Distribution System Requirements.
http://www.epa.gov/safewater/tcr/tcr.html. Accessed: 10/20/2006
World Health Organization. 2003a. Heterotrophic Plate Counts and Drinking Water Safety: The Significance oh HPCs
for Water Quality and Hunan Health. Geneva, Switzerland.
World Health Organization. April 24-25, 2002. Heterotrophic Plate Count Measurement in Drinking Water Safety
Management. Report an Expert Meeting. WHO/SDE/WSH/02.10 Geneva, Switzerland.
Allen, M. S. C. Edberg, and D. J. Reasoner. 2004. Heterotrophic Plate Count (HPC) Bacteria – What is Their
Significance in Drinking Water? International Journal of Food Microbiology 92(3):265-74.
Item 2: Tirar da tabela de critérios microbiológicos os 5% positivos para Coliformes Totais
(sistemas que analisam mais de 40 amostras) e 1 amostra positiva para Coliformes Totais para
sistemas que analisam pelo menos 40 amostras. Desta forma esses sistemas deverão realizar uma
investigação de nível 1 e de nível 2, respectivamente, quando esses valores forem ultrapassados.
Justificativa: Trata-se de medida efetiva para
solucionar uma falha operacional ou de outra natureza causadora da ocorrência de coliformes na água
tratada.
Investigação Nível 1 (auto-avaliação): Realizada pelos próprios funcionários da ETA objetivando
encontrar falhas que possam ter causado a ocorrência dos coliformes na água tratada.
Revista ABES-SP 13
Investigação de Nível 2: Se o problema de
ocorrência dos coliformes na água tratada persistir, a investigação nível 2 deve ser realizada. Nes-
se caso ela é realizada por profissionais externos
à ETA (operadores certificados com mais de dois
anos de experiência).
Item 3: Substituir o critério de qualidade da água de consumo humano “coliformes termotolerantes” pelo critério Escherichia coli.
Justificativa
E. coli, única bactéria do grupo coliforme que
teria origem fecal exclusiva, é considerada um dos
indicadores mais seguros para o risco de doença
gastrointestinal, em comparação com coliformes
termotolerantes ou estreptococos fecais. Strauss e
colaboradores (2001) sugerem que E.coli é um indicador mais seguro do que coliformes termotolerantes, pois é mais específica para contaminação fecal
do que a categoria geral dos coliformes termotolerantes, que compreende múltiplas espécies.
Vantagens
Métodos analíticos são simples, confiáveis, baratos e geram resultados dentro de 24 a 48 horas
(Brenner et al., 1993).
l E. coli está estreitamente associada com
contaminação fecal recente e é encontrada em altas
concentrações em esgotos (Cabelli, 1977).
l E. coli é extremamente sensível à desinfecção e sua presença indica a principal deficiência no
sistema de distribuição (Noble et al., 2004).
Strauss, B., W. King, A. Ley, and J.R. Hoey. 2001. A Prospective Study of Rural Drinking Water Quality and Acute
Gastrointestinal Ilness BMC Public Health 1:8.
Brenner, K.P., C.C. Rankin, Y.R. Roybal, G. N. Stelma, Jr, P. V. Scarpino, and A.P. Dufor. 1993. New Medium for the
Simultaneous Detection of Total Coliforms and Escherichia coli in Applied & Environmental Microbiology 59(11):3534-3544
Cabelli, V. J. 1977, Indicators of Recreational Water Qulaity. P.222-238. In A. W. Hoaley, and B. J. Dutka, (Eds), Bacterial
Indicators/Health Hazards Associated with Water. American Society for Testing and Materials, ASTM STP 635.
Noble, R. T., I. M. Lee, and K. C. Schiff. 2004. Inactivation of Indicator Micro-organisms from Various Sources of Faecal
Contamination in Seawater and Freshwater. Journal of Applied Microbiology 96(3):464-72.
Item 4: Elaborar nota sobre caldos turvos sem ácido ou gás; membranas com confluências sem brilho metálico: deve-se fazer RECOLETA.
Justificativa
Altas densidades de bactérias heterotróficas podem
interferir nas análises de coliformes totais em meios de
cultura a base de lactose (Geldreich e colaboradores,
1972). Estudos experimentais também demonstraram
que altos níveis de bactérias heterotróficas podem competir com organismos coliformes totais por baixos níveis de nutrientes (Lechevallier e McFeters, 1985).
Geldreich, E. E., H. D. Nash, D. J. Reasoner, and R. H. Taylor. 1972. The Necessity of Controlling Bacterial
Populations in Portable Waters: Community Water Supply. Journal of American Water Works Association 64:596-602.
Lechevallier, M. W., and G. A. McFeters. 1985. Interactions between Heterotrophic Plate Count Bacteria and
Coliform Organisms. Application in Environment Microbiology 49:1338-1341.
Item 5: Para amostras individuais o resultado para fins de potabilidade é ausência de
Coliformes Totais.
Justificativa
Uma vez que o critério adotado para essas
amostras individuais refere-se unicamente à presença de coliformes totais (que pode ser tolerada)
poderá ser considerada potável uma amostra que
contenha elevados níveis desses microrganismos,
o que indica sério problema higiênico. Além disso,
não é possível garantir que “a origem da ocorrência
será investigada, que providências imediatas de caráter corretivo e preventivo serão tomadas e novas
análises serão realizadas”, conforme menciona o
parágrafo 9 do artigo 11 na versão atual da Portaria.
14 Revista ABES-SP
Item 6: Manual de instruções/qualidade
Justificativa
A elaboração do Manual tem por objetivo tornar
disponível a todos os laboratórios responsáveis por essas análises, em língua portuguesa, metodologias reco-
mendadas e padronizadas mencionadas por instituições
de renome internacional, incluindo procedimentos de
Controle de Qualidade Analítica, necessários à obtenção de resultados confiáveis e reprodutíveis.
II – GRUPO PROTOZOÁRIOS
PARTICIPANTES
Maria Inês Z. Sato // Maria Helena Matté // Elayse Hachich // Romeu Cantusio Neto
Celina M. Muller Fuchs // Mark Rodgers // Regina M. Bueno Franco
Item 7: Grandes sistemas devem realizar e custear o monitoramento temporário de
Cryptosporidium spp. e Giardia spp. por 24 meses com 1 amostra ao mês, em mananciais. O
Ministério da Saúde deverá assumir essa atividade para pequenos sistemas (Laboratórios de
Referência). O prazo de dois anos é o proposto para o início desse monitoramento.
Justificativa
As doenças de veiculação hídrica, sobretudo aquelas causadas por protozoários intestinais,
emergiram como um dos principais problemas de
Saúde Pública nos últimos 25 anos. Após 1980,
os protozoários parasitas Cryptosporidium spp. e
Giardia spp. tem se destacado como os principais
contaminantes associados à veiculação hídrica:
no mínimo, 325 surtos epidêmicos associados aos
protozoários parasitas e transmitidos pela água foram reportados, globalmente (FRANCO, 2007).
Embora a presença de protozoários em águas para
consumo humano revele-se como um importante
problema de Saúde Pública em diversos países, o
conhecimento sobre esses riscos, no Brasil, ainda é
escasso (HELLER, 2004).
Além disso, na versão atual da Portaria 518
a análise desses protozoários já aparece como recomendação, sendo assim oportuna para a nova
versão a realização obrigatória do monitoramento
temporário, objetivando um conhecimento da ocorrência desses parasitas em águas brutas destinadas a
captação para consumo humano de forma a permitir a escolha mais criteriosa do ponto de captação,
otimização dos processos de tratamento e estabelecimento da Análise Quantitativa de Risco Microbiológico.
Deve-se acrescentar que regulamentação temporária semelhante foi instituída nos Estados Unidos com objetivos semelhantes (USEPA 1996).
FRANCO, R.M.B. Protozoários de veiculação hídrica: relevância em Saúde Pública. Rev Panam Infectol, 9(4): 36-43. 2007.
HELLER, L. et al. Oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia: circulação no ambiente e riscos à saúde humana.
Epidemiologia & Serviços de Saúde. 2004; 13:79-92.
United States Environmental Protection Agency (USEPA) 1996. National Primary Drinking Water Regulations: Monitoring
Requirements for Public Drinking Water Supplies; Final Rule. 40 CFR Part 141. May 14, 1996.
Item 8: Elaborar um Manual de Análises Microbiológicas incluindo coletas e análises
de indicadores de contaminação fecal, Giardia e Cryptosporidium enterovírus, cianobactérias
e cianotoxinas.
Justificativa
A elaboração do Manual tem por objetivo tornar disponível a todos os laboratórios responsáveis
por essas análises, em língua portuguesa, metodologias recomendadas e padronizadas mencionadas
por instituições de renome internacional, incluindo
procedimentos de Controle de Qualidade Analítica,
necessários à obtenção de resultados confiáveis e
reprodutíveis.
Revista ABES-SP 15
III – GRUPO CIANOBACTÉRIAS/CIANOTOXINAS
PARTICIPANTES
Luciana Retz de Carvalho // Elayse Maria Hachich // Romeu Cantusio Neto // Celina M. Muller
Fuchs // José Luiz Negrão Nucci // Mark Rodgers // Beatriz Brito Viana // Denise Amazonas Pires
Ligia Marino // Maria Inês Zanoli Sato // Maria do Carmo Carvalho // Maria Tereza de P. Azevedo
Item 9: Excluir bioensaios em camundongo e colocar “ensaios toxicológicos”.
Justificativa
Considerando que para obtenção dos resultados de bioensaios em camundongos são necessários
em média até 10 dias, não tem significado associar
a exigência do monitoramento semanal da água tratada aos resultados desses bioensaios em água bruta. O grupo sugere a aplicação de ensaios químicos
e imunológicos que além de não requerer o uso de
animais são mais rápidos e sensíveis.
Dessa forma o grupo propôs duas alternativas
de mudança para o parágrafo 5 do Artigo 18 a ser
levada para discussão em nível federal:
l Exigência de análise de cianotoxinas apenas
em água tratada (água na saída do tratamento e nas
entradas (hidrômetros) das clínicas de hemodiálise
e indústrias de injetáveis sempre que o número de
cianobactérias na água do manancial, no ponto de
captação, exceder 20.000 células/mL ou 2mm3/L.
l Exigência de análise de cianotoxinas em água
bruta (para orientar processo de tratamento) sempre
que o número de cianobactérias na água do manancial,
no ponto de captação, exceder 20.000 células/mL ou
2mm3/L de biovolume, e se o resultado for positivo
será exigida também a análise de cianotoxinas na água
na saída do tratamento e nas entradas (hidrômetros)
das clínicas de hemodiálise e indústrias de injetáveis.
Item 10: Não necessidade de rastrear/contagem em amostras de água tratada.
Justificativa
Excluído esse item da discussão. A Portaria
já não solicita a pesquisa de cianobactérias em
água tratada e essa situação é rara e deve ser
tratada como investigação e não critério de
qualidade.
Item 11: Métodos de contagem: apesar de ter sido consensual anteriormente que o método seria contagem por uthermol (norma CETESB), também foi inserido novamente o biovolume no Standard Methods-SM.
Justificativa
A Portaria atual não menciona o método a ser
empregado. Há um entendimento no grupo que o
Uthermöl é o método de escolha, mas que os demais não podem ser excluídos conforme considerações abaixo.
Existem vários métodos de contagem descritos
na literatura (Chorus & Bartram, 1999). Entretanto, o método de sedimentação é amplamente aceito
e considerado como um dos mais confiáveis, porém este método é mais demorado. Outros métodos mais rápidos são também citados na literatura
como, por exemplo, os de centrifugação e filtração.
Entretanto, estes métodos não são precisos e células
de menores dimensões (como, por exemplo, o Picoplâncton: <3µm) podem ser desprezadas durante a
análise. Ressalta-se que já existem relatos de produção de toxinas por cianobactérias picoplanctônicas
no Brasil (Domingos et. al 1999).
Com relação ao Artigo 17 o grupo sugere a
mudança da redação para:
As metodologias analíticas para determinação
dos parâmetros físicos, químicos microbiológicos,
parasitológicos e radiológicos devem atender às especificações das edições mais recentes de publicações das seguintes instituições: APHA (American
Public Health Association, ISO (International Standardization Organization), USEPA (United States
Environmental Protection Agency ) WHO (World
Health Organization) ou de outras Instituições reconhecidas internacionalmente.
Parágrafo 1º – Os ensaios microbiológicos,
parasitológicos e de cianobactérias e cianotoxinas
devem seguir as metodologias estabelecidas no
Manual Técnico a ser elaborado pelo Ministério da
Saúde para atendimento dessa Portaria.
16 Revista ABES-SP
Domingos et al. 1999. First report of microcystin production by pikoplanctonic cyanobacteria isolated from a Northeast
Brazilian drinking water supply. Environmental Toxicology 14: 31-35.
Item 12: Manter microcistinas na mesma concentração e exigir: saxitoxinas (3µg/L).
Justificativa
Considerando que as análises de cianotoxinas
só devem ser realizadas nas amostras de água tratada quando a contagem de células exceder 20.000
células/mL ou 2mm3/L sugere-se que o padrão seja
colocado em um artigo separado logo após o Artigo
14, trazendo o conteúdo do Parágrafo 5º do Artigo
18 para esse novo parágrafo (ver ítem10).
Redação do novo parágrafo (lembrar que existem duas propostas para esse item):
“Sempre que o número de cianobactérias na
água do manancial, no ponto de captação exceder
20.000 células/mL ou 2mm3/L de biovolume, durante o monitoramento que trata o parágrafo 1º do
artigo 19, deverá ser realizada análise semanal de
cianotoxinas na saída do tratamento e nas entradas
(hidrômetros) das clínicas de.hemodiálise e indústrias de injetáveis”; ou
“Sempre que o número de cianobactérias na
água do manancial, no ponto de captação exceder
20.000 células/mL ou 2mm3/L de biovolume, durante o monitoramento que trata o parágrafo 1º do
artigo 19, será exigida a análise de cianotoxinas na
água bruta e se o resultado for positivo será exigida
também a análise de cianotoxinas na água na saída do tratamento e nas entradas (hidrômetros) das
clínicas de hemodiálise e indústrias de injetáveis.”
1º Parágrafo do Novo Artigo:
O valor máximo permitido de microcistinas na
água tratada é de 1,0 µg/L. São aceitáveis concentrações máximas de 10 µg/L de microcistinas em
até 3 amostras, consecutivas ou não, nas análises
realizadas nos últimos 12 (doze) meses.
2º parágrafo do Novo Artigo:
Recomenda-se que as análises para cianotoxinas
incluam a determinação de cilindrospermopsina e saxitoxinas, observando, respectivamente, os valores limites de 15,0 µg/L e 3,0 µg/L de equivalentes STX/L.
Item 13: Recomendar 1 µg/L para βMetil Alanina.
Justificativa
Sugere-se a inserção de mais um parágrafo no
novo artigo de Cianobactérias e Cianotoxinas recomendando o monitoramento da β metilamino- alanina sem estabelecer limites.
Os efeitos crônicos da β-metilamino- alanina já
estão amplamente documentados na literatura (Rao
et al., 2006; Lobner et al., 2007; Pablo et al., 2009;
Papapetropoulos, et al., 2007); também já está bem
documentada sua presença em uma quantidade
apreciável de espécies (Cox et al., 2005; Banach et
al., 2007; Esterhuizen et al., 2008)
Como acontece com qualquer outra cianotoxina, esse aminoácido é liberado para a água, quando ocorre a lise das células (Metcalf et al., 2008).
Em caso de ocorrência de floração de, por exemplo,
Microcystis aeruginosa, que pode sintetizar microcistinas e também esse aminoácido, porque é necessário analisar microcistinas mas não β metilamino
alanina?
Já existem, em alguns documentos, a sugestão
para que se analise o β-metilamino alanina (Papapetropoulos, 2007: Lobner, 2007; Ince, 2005) . A análise dessa substância pode ser feita por métodos econômicos e o seu padrão é bastante acessível (barato
e vendido por inúmeras empresas, pois não é controlado). Exemplo - Item B107- 10mG Catálogo da
Sigma) (Kubo et al., 2008; Cox et al., 2005; Vega
& Bell, 1967). Portanto, recomenda-se a análise da
β-metilamino alanina, porém sem estabelecer limites.
Banach, S.A., Johnson, H.E., Cheng, R. & Cox, P.A. 2007. Production of the neurotoxin BMAA by a marine cyanobac
terium. Mar. Drugs. 5: 180-196.
Cox, P.A., Banack, S.A., Murch, S.J., Rasmussen, u., Tien, g., Bidigare, R.R., Metcalf, J.S., Morrison, l.F., codd, G.A. &
Bergman, B. 2005. Diverse taxa of cyanobacteria produce β-N-methylamino-L-aminoalanine, a neurotoxic amino
acid.
PNAS 102(140): 5074-5078.
Esterhuizen, M. 7 Downing, T.G. 2008. Β-N-methylamino-L-alanine (BMAA) in novel South African Cyanobacte
rial isolates. Ecotoxicology and Environmental Safety 71 309-313.
Ince, P.G. & Codd, G.A. 2005. Return of the cycad hypothesis – does the amyotrophic lateral sclerosis/parkinsonism
Revista ABES-SP 17
dementia complex (ALS/PDC) of Guam have new implications for global health? Neuropathology and applied
Neurobiology 31: 345-353.
Lobner, D., Piana, P.M.T., Salous, A.K. & Peoples, R.W. 2007. Β-N-methylamino-L-alanine enhances neurotoxicity
through multiple mechanism. Neurobiology of Disease 25: 360-366;
Metcalf, J.S., Banack, S.A., Lindsay, J., Morrison, L.F., Cox, p.A. & Codd, G.c. 2008. Co-occurrence of
β-N-methylamino-L-alanine, a neurotoxic amino acid with other cyanobacterial toxins in British waterbodies, 19902004. Environmental Microbiology 10(3): 702-708).
Pablo, J., Banack, S.A., Cox, P.A., Johnson, T.E., Papapetropoulos, S., Bradley, W.G., Buck, A. & Mash, D.C. 2009.
Cyanobacterial neurotoxin BMAA in ALS and Alzheimer’s disease. Acta Neurologica Scandinavica 1-7.
Papapetropoulos, S. 2007. Is there a role for naturally occurring cyanobacterial toxins in neurodegeneration? The
beta- N-methylamino-l-alanine (BMAA) paradigm. Neurochemistry international 50: 998-1003.
Rao, S.D., Banack, S.A., Cox, P.A. & Weiss, J.H. 2006. BMAA selectively injures motor neurons via AMPA/kainite
receptor activation. Experimental neurology 201: 244-252.
Item 14: Recomendar 10 µg/L para Anatoxina a(s).
Justificativa
O grupo decidiu retirar essa proposta de recomendação considerando que essas substâncias são
degradáveis pela luz solar e a também por bactérias
presentes nos sistemas de tratamento.
Item 15: Recomendar 1 µg/L para Cilindrospermopsina.
Justificativa
O grupo decidiu retirar a proposta de reduzir o
limite recomendado para cilindrospermopsina, considerando que essa toxina não tem sido isolada no
Brasil. Entretanto entendemos que devemos estar
alertas a esse valor uma vez que a Austrália já possui dados de avaliação de risco sugerindo critérios
mais baixos.
A produção de cilindrospermopsina já foi
documentada para espécies dos gêneros Cylindrospermopsis, Aphanizomenon, Raphidiopsis,
Microcystis, Anabaena (atualmente chamada de
Dolychospermum) e Lyngbya, cianobactérias comumente encontradas no Brasil.
De acordo com Molica (2009), a cilindrospermopsina foi registrada no Brasil apenas em uma
amostra de carvão ativado do sistema de tratamento
de água da clínica de hemodiálise da cidade de Caruaru, PE.
Segundo o Guia da OMS (Chorus; Bartram,
1999), não existem dados suficientes para se estabelecer um limite máximo admissível (LMA)
para cilindrospermopsina em água para consumo
humano. O valor utilizado na Portaria 518/04 de
15,0 μg.L-1 foi sugerido por Shaw et al (2000).
Um estudo mais recente, baseado em toxicidade
por via oral em doses subcrônicas para camundongos, levou Humpage & Falconer (2003) a proporem
1,0 μg.L-1 como LMA de cilindrospermopsina em
água potável. Esse valor já foi adotado no Guidelines for Drinking-water Quality Management da
Nova Zelândia, revisto em 2008.
Molica R; Azevedo S (2009). Ecofisiologia de cianobactérias produtoras de cianotoxinas. Oecol. Bras. 13(2):229-246.
Chorus I, Bartram J (1999). Toxic Cyanobacteria in water. A guide to their public health consequences, monitoring
and management. E & FN SPON, New York, 416p.
Shaw G, Seawright A, Shahin M, Senogles P, Mueller J, Moore M (2000). The cyanobacterial toxin cylindrospermop
sin: Human health risk assessment. Pp 56. In: 9th Internacional Conference on Harmful Algal Blooms, Hobart, Australia. 518p.
Humpage AR; Falconer Ir (2003). Oral toxicity of the cyanobacterial toxin cylindrospermopsin in male Swiss Albino
mice: determination of No Observed Adverse Effect Level for deriving a drinking water guideline value.
Environmental Toxicology, 18:94-103.
Item 16: Retirar microcistinas da Tabela 3 e acrescentar um parágrafo solicitando a
necessidade de análise quando o número de células de cianobactérias atingir o limite determinado na água bruta para a captação.
Justificativa
As microcistinas não devem ser incluídas na
Tabela 3, pois não são substâncias químicas a serem
analisadas sempre para atender a um Padrão de Pota-
bilidade, mas somente quando o número de células de
cianobactérias atingir o limite determinado. O padrão
1,0µg/L mencionado na Tabela 3 será transferido para
o artigo (ou parágrafo) que tratar desse assunto.
18 Revista ABES-SP
Item 17: Considerar o picoplancton.
Justificativa
Ver item 12
Item 18: Fazer padronização do métodos de coleta.
Justificativa
O procedimento de coleta para análises microbiológicas, parasitológicas, de cianobactérias e de
cianotoxinas deve também fazer parte do Manual
Técnico a ser elaborado pelo Ministério da Saúde
para atender a presente Legislação.
No que diz respeito às coletas para análise de
cianobactérias e cianotoxinas serão considerados
os seguintes aspectos:
A adoção de técnicas apropriadas de coleta constitui um dos requisitos básicos em estudos quantitativos e qualitativos das cianobactérias, não havendo
regras gerais para a escolha e, portanto, o planejamento e a metodologia de coleta irão depender dos
objetivos a serem alcançados, do esforço requerido
e das condições espaciais locais. Entretanto, alguns
aspectos deverão ser sempre levados em conta:
CIANOBACTÉRIAS:
- As condições dos corpos hídricos não são
normalmente estáveis e resultam em variações na
distribuição vertical e horizontal dos organismos;
- A frequência e aspectos temporais relacionados às
características ambientais nas diferentes épocas do ano;
- Horário da coleta e direção do vento (várias
espécies de cianobactérias apresentam aerótopos (vesículas de gás) que fazem com que elas flutuem e se
posicionem em diferentes profundidades na coluna
d´água). É fundamental a obtenção de amostras representativas da comunidade, seja utilizando aparelhos sofisticados ou adaptando recursos mais simples.
Para amostragem visando análise quantitativa,
geralmente utilizam-se equipamentos como garrafas
(também podem ser utilizar baldes ou frascos de vidro).
É importante ressaltar também que a contagem
de cianobactérias e suas células devem ser feitas com
a amostra preservada, preferencialmente até 24 horas
após a coleta, e as amostras vivas devem ser mantidas
no escuro e refrigeradas (Furtado et al., 2009).
CIANOTOXINAS:
- A partir de amostras com altas densidades de
cianobactérias, filtra-se a amostra, e procede-se a
extração das toxinas conforme Silva-Stenico et al.
(2009), utilizando tanto o material filtrado, quanto o
retido no filtro. Para amostras ambientais utiliza-se
o procedimento descrito em Fiore et al. (2009).
Furtado, A.L.F.F.; Calijuri, M.C.; Lorenzi, A.S.; Honda, R.Y.; Genuário, D.B.; Fiore, M.F. (2009) Morphological and
molecular characterization of cyanobacteria from a Brazilian facultative wastewater stabilization pond and evaluation
of microcystin production. Hydrobiologia 627:195–209.
Silva-Stenico ME, Cantúsio Neto R, Alves IR, Moraes LAB, Shishido TK, Fiore MF. (2009) Hepatotoxin microcystinLR extraction optimizing. J Braz Chem Soc, 20:535-542.
Fiore MF, Genuário DB, da Silva CSP, Shishido TK, Moraes LAB, Cantúsio Neto R, Silva-Stenico ME (2009)
Microcystin production by a freshwater spring cyanobacterium of the genus Fischerella. Toxicon, 53:754-761.
Item 19: Acrescentar kits rápidos validados
Justificativa:
O Manual Técnico do Ministério da Saúde já
deve trazer informação para seleção de kits comerciais para os ensaios imunológicos.
Revista ABES-SP 19
IV – GRUPO VÍRUS
PARTICIPANTES
Maria Inês Z. Sato // Dolores Ursula Mehnert // Elayse Maria Hachich // Romeu Cantusio Neto //
Celina M. Muller Fuchs // Mark Rodgers // Maria do Carmo S. Timenetsky // Beatriz Brito Viana //
Andre Gois
Item 20: Analisar vírus entéricos (por questões metodológicas, há necessidade de se
definir os gêneros) e os grandes sistemas devem realizar e custear o monitoramento temporário por 24 meses com 1 amostra ao mês, em mananciais. Prazo de 2 anos para início do
monitoramento.
Justificativa
A contaminação das águas superficiais e subterrâneas por vírus entéricos tem sido uma preocupação constante das autoridades sanitárias e de
proteção ambiental, e tem recebido atenção especial devido ao risco que estes microrganismos representam para a saúde pública. Existem cerca de
100 tipos diferentes de vírus entéricos, todos considerados patogênicos para o homem. Sua concentração nas águas residuárias pode atingir 10.000 –
100.000/L e eles podem sobreviver por meses na
água e solo, contaminando as águas captadas para
consumo humano.
Os vírus entéricos incluem importantes gêneros de vírus de relevância em Saúde Pública, como
os enterovírus, rotavírus, norovírus, adenovírus e
vírus da hepatite A e E, de transmissão fecal-oral.
Para alguns desses gêneros está bem estabelecida
a importância da água de consumo humano, bem
como alimentos contaminados em surtos (WHO
2004). Uma das principais dificuldades de estabelecer-se essa relação é a insuficiência de dados sobre
ocorrência desses agentes em amostras ambientais
(Wyn-Jones & Sellwood 2001). Similarmente aos
protozoários patogênicos Giardia e Cryptospori-
dium, a versão atual da Portaria 518 recomenda sua
análise , sendo assim oportuna para a nova versão
a realização obrigatória do monitoramento temporário, objetivando um conhecimento da ocorrência
desses vírus em águas brutas destinadas a captação
para consumo humano de forma a permitir a escolha mais criteriosa do ponto de captação, otimização dos processos de tratamento e estabelecimento
da Análise Quantitativa de Risco Microbiológico.
Deve-se acrescentar que regulamentação temporária semelhante foi instituída nos Estados Unidos com objetivos semelhantes (USEPA 1996).
O Ministério da Saúde deverá assumir essa atividade para pequenos sistemas, uma vez que se trata
de análises complexas e dispendiosas. Além disso,
um laboratório de referência do Ministério atuaria
dando capacitação e suporte para os laboratórios de
referência e instituições para essas análises.
Uma das alternativas propostas é que a concentração da amostra ambiental seja realizada pela
própria empresa de saneamento. Após essa concentração, as amostras seriam encaminhadas para instituições capacitadas para a detecção (requer o uso de
culturas) – USP, UNICAMP, CETESB, IAL ETC.
WORLD HEALTH ORGANIZATION. 2004 Guidelines for drinking water quality.Volume 1. Recommendations. 3rd
ed. World Health Organization. Genebra..[http//www.who.int/water_sanitation_health/dwq/guidelines/en/index.html].
Acesso em 13 de julho de 2009.
Wyn Jones AP, Selwood J. 2001. Enteric viruses in the environment. J. Appl. Microbiol. 91:945-62.
United States Environmental Protection Agency (USEPA) 1996. National Primary Drinking Water Regulations:
Monitoring Requirements for Public Drinking Water Supplies; Final Rule. 40 CFR Part 141. May 14, 1996.
20 Revista ABES-SP
Subsídios para o
Padrão Químico
Gisela de Aragão Umbuzeiro e
Patrícia Ferreira Silvério
Coordenadoras do Grupo de Trabalho
Químico
AUTORES
Amanda Clemente Naldi - Conselho Regional de
Química – IV Região – CRQ-IV
Bernardo Arantes Nascimento Teixeira - Universidade Federal de São Carlos – UFSCAR
José Roberto Coppini Blum - Faculdade de Saúde
Pública da Universidade de São Paulo – FSP-USP
Ruben Bresaola Junior - Faculdade de Engenharia
Civil, Arquitetura e Urbanismo – FEC-UNICAMP
Marcia Ohba - Companhia Ambiental do Estado de
São Paulo – CETESB
Cleber Elieser Ribeiro Salvi - Associação Brasileira das Concessiónarias Privadas dos Serviços Públicos de Água e Esgoto – ABCON
Cristina Gonçalves - Consultoria Paulista de Estudos Ambientais – CPEA
Daniella Palma de Oliveira - Faculdade de Ciências Farmacêuticas de Ribeirão Preto – FCFRP-USP
Fabiana Aparecida Silva Lima - Companhia de Saneamento do Estado de São Paulo – Sabesp
Fabio Kummrow - Universidade Federal de Alfenas – UNIFAL-MG
Ivânio Rodrigues Alves - Sociedade de Abastecimento de Água e Saneamento S/A – SANASA
Gabriela Sá Leitão de Mello - Companhia Ambiental do Estado de São Paulo – CETESB
Gilson Spranemberg - Associação Brasileira da Indústria Química – ABIQUIM
Gisela de Aragão Umbuzeiro - Faculdade de Tecnologia – FT/UNICAMP
Humberto Crivelaro - Departamento de Água e Esgoto – DAE Sumaré
José Eduardo Gobbi - Associação Brasileira da Indústria Química – ABIQUIM
Kleber Vasconcelos Amedi - Conselho Regional de
Luiz Di Bernardo - Hidrosan Engenharia SS Ltda.
Márcia Moribe - Companhia de Saneamento do Estado de São Paulo – Sabesp
Maria Aparecida Faustino Pires - Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares – IPEN
Maria Inês Zanoli Sato - Companhia Ambiental do
Marycel Cotrim - Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares – IPEN
Murilo Damato - Faculdade de Saúde Pública da
Universidade de São Paulo – FSP-USP
Patrícia Ferreira Silvério - Consultoria Paulista de
Estudos Ambientais – CPEA
Paula de Novaes Sarcinelli - Fundação Oswaldo
Cruz – FIOCRUZ
Paulo Fernando Fonseca Castagnari - Associação
Brasileira da Indústria de Álcalis, Cloro e Derivados
– ABICLOR
Pedro Antonio Zagatto - Conselho Regional de
Regina Monteiro - Centro de Energia Nuclear na
Agricultura – USP
Roseane Maria Garcia Lopes de Souza - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental
– ABES, Seção São Paulo
Rubia Kuno - Companhia Ambiental do Estado de
São Paulo – CETESB
Silvia Berlanga de Barros - Faculdade de Ciências
Farmacêuticas – USP
Tânia Rita Gritti Ferraretto - Departamento de
Água e Esgoto de Jundiaí – DAE – Jundiaí
Maria Tominaga - Companhia Ambiental do Estado
de São Paulo – CETESB
André Luis Gois Rodrigues - Companhia de Saneamento do Estado de São Paulo – Sabesp
Khalil Ferna - Associação Brasileira da Indústria
Química – ABIQUIM
Revista ABES-SP 21
Critérios de qualidade de água
para substâncias químicas
A
Considerações iniciais
s substâncias químicas para as quais se estabelecem critérios de qualidade de água são aquelas que
têm probabilidade de ocorrência no país ou região e são capazes de causar efeitos adversos ou desconforto aos seres vivos. Estas substâncias podem estar presentes na água devido a características
geológicas (naturais) ou por fontes de contaminação. A derivação desses critérios depende da informação
obtida em ensaios toxicológicos adotada pelo país chamado de Ingresso Diário Tolerável (TDI) ou Dose de
Referência (RfD) e do cenário de exposição, como peso corpóreo, consumo de água, porcentagem de ingresso via água. Também é necessário considerar a viabilidade técnica e econômica de se quantificar quimicamente a substância na água bem como de removê-la aos níveis desejados. Os critérios são transformados em
padrões legais após análise dos gestores públicos.
A TDI ou RfD, que nada mais é do que a quantidade que pode ingressar no organismo na qual não se
espera a ocorrência de efeito adverso, expressa em mg de substância por Kg de peso por dia (mg/Kg/dia). Ela
é calculada utilizando a informação existente sobre a toxicidade da substância – expressa normalmente em
Nível de efeito adverso não observado (NOAEL). O NOAEL é obtido através de experimentos com animais
e dados epidemiológicos, quando disponíveis.
Esse valor é dividido por fatores de incerteza os quais são escolhidos em função da qualidade dos dados
disponíveis e variabilidade da resposta inter e intra-espécie, entre outras incertezas. Esses fatores variam
usualmente de 10 a 1000, são definidos caso a caso e requerem o julgamento científico de um grupo de especialistas.
Os critérios de qualidade de água são geralmente calculados multiplicando-se então a TDI pelo peso corpóreo considerado e pela fração ou porcentagem da TDI associada ao uso da água, divididos pelo consumo
de água diário adotado.
Método de trabalho
Foram formados três subgrupos, que tiveram
objetivos específicos e enviaram suas contribuições
de forma independente discutindo e pesquisando a
literatura pertinente:
1) Toxicológico, sob coordenação da Dra. Rubia Kuno da CETESB, cujo objetivo foi verificar os
padrões de qualidade das substâncias propostas de
forma crítica e propor um critério a ser adotado pelo
Brasil com base no cenário de exposição da OMS.
2) Químico, sob coordenação de. Cristina
Gonçalves da CPEA, com objetivo de levantar dados sobre métodos analíticos dos compostos considerados prioritários e fornecer propostas para
melhoria da qualidade analítica referente ao atendimento da portaria.
3) Empresas fornecedoras de água, sob coordenação de André Gois da SABESP, com objetivo
de buscar dados sobre frequência de incidência de
substâncias para subsidiar a retirada eventual de
substâncias ou diminuição da sua freqüência.
Após o envio das informações dos subgrupos
este relatório foi elaborado pela coordenadora e
sub-coordenadora do grupo, levando em conta todas as sugestões recebidas e literatura de outros
países, incluindo consultas a especialistas estrangeiros, de forma a apresentar um documento técnico completo que auxilie a equipe do Ministério da
Saúde na revisão da Portaria 518/2004.
Resultados
Os resultados foram apresentados de acordo
com as discussões feitas no grupo. Foram apresentados dados, discussões e justificativas das propostas de inclusão de novos parâmetros e de melhorias.
1) Contaminantes emergentes e/ou não legislados
Existe hoje uma grande preocupação com os
fármacos, drogas ilícitas e interferentes endócrinos
presentes na água potável. Como ainda não existe,
na literatura científica, dados toxicológicos suficientes para derivação de padrões de potabilidade,
sugere-se que sejam intensificadas ações no sentido
de prevenção da contaminação por esses compostos e campanhas a nível nacional para fomentar o
retorno de remédios vencidos e não utilizados. O
grupo sugeriu que sejam incluídas análises desses
compostos como exigência no Plano de Segurança de Água, especialmente em regiões populosas.
Somente com dados sobre os principais fármacos
22 Revista ABES-SP
e interferentes endócrinos prioritários e dados toxicológicos suficientes na literatura será possível
incluir valores máximos permitidos na água. Sabendo-se que os níveis desses compostos são elevados quando comparados com o resto do mundo,
o grupo entende que seja necessário trabalhar com
ações preventivas. O grupo também sugere que outros contaminantes sejam sempre contemplados no
plano de segurança da água, de forma que se houver incidência na bacia de determinados grupos de
compostos ainda não contemplados na legislação
federal, os planos de bacia, tomadores de água e o
órgão ambiental responsável pelo monitoramento
devem incluí-los no seu rol de análises. Se necessário, valores máximos podem ser derivados, usando
a metodologia a ser indicada pelo MS.
Contribuição recebida do grupo do projeto temático financiado
pela FAPESP coordenado pelo prof. Dr. Wilson Jardim e
profa. dra. Gisela Umbuzeiro da UNICAMP
N
os mananciais brasileiros, os níveis de
inúmeros compostos de interesse recente
são, em geral, mais elevados que àqueles
determinados em países mais desenvolvidos. Nestes países, efluentes de estações de tratamento de
esgoto (ETE) são as principais fontes de aporte,
uma vez que a remoção destes compostos em estações de lodo ativado sob condições normais de
operação é baixa. No Brasil, pouca atenção é dada
ao tratamento de esgotos e grande parte do esgoto bruto retorna aos corpos aquáticos superficiais
(IBGE, 2002); muitos deles são utilizados como
mananciais para a produção de água potável. Desta maneira, a possibilidade da transferência destes
compostos para as estações de tratamento de água
(ETA) e, conseqüentemente, para a água destinada
ao consumo humano deve ser levada em consideração. A remoção de fármacos, drogas ilícitas e/ou
interferentes endócrinos em ETA depende tanto
das características intrínsecas de cada composto,
quanto dos métodos de tratamento empregados.
Westerhoff e colaboradores (2005) demonstraram
que métodos convencionais, ou seja, contendo
apenas etapas de coagulação, sedimentação e filtração, promovem a remoção de menos de 25% da
concentração da maioria dos interferentes endócrinos. A taxa de remoção de fármacos também é
baixa, uma vez que os métodos de tratamento em
ETA não são adequados para remoção de compostos que apresentam elevada solubilidade em água.
Dentro desta perspectiva, em que o aporte de
esgoto bruto em águas superficiais exerce papel essencial na presença de compostos contaminantes na
água para consumo humano (Sodré et al., 2010),
algumas ações tornam-se necessárias. Ações em
curto prazo devem envolver estudos relacionados,
o emprego de tecnologias mais efetivas para o abatimento destes compostos nas ETA, uma vez que os
níveis destes compostos na água potável já são preocupantes. Em médio prazo, é importante que sejam
realizados trabalhos de mobilização entre diferentes
setores da sociedade para a promoção de debates
envolvendo o cenário atual dos sistemas de água e
esgoto como forma de estabelecer políticas públicas
sobre valores máximos permitidos para compostos
ainda não legislados. Ações em longo prazo devem
envolver, necessariamente, a criação de diretrizes de
prevenção e controle da poluição causada pelo lançamento de esgoto bruto em sistemas aquáticos superficiais e, igualmente, a ampliação/modernização
dos sistemas de tratamento de água e esgoto.
Finalmente, recomenda-se o monitoramento
de algumas substâncias químicas que são, reconhecidamente, traçadoras da atividade antrópica (Ferreira 2005; Siegener and Chen 2002; Seiler et al.,
1999) e, igualmente, indicadoras da presença de
outras substâncias químicas em água para consumo humano (Glassmayer et al., 2005). Dentro desta
perspectiva, algumas substâncias destacam-se, não
apenas por sua origem associada à contaminação de
mananciais de água por esgotos, mas também pela
sua facilidade de determinação analítica. É o caso
da cafeína e do bisfenol A. A cafeína é um fármaco
não-prescrito que age como estimulante em inúmeras formulações farmacêuticas. É também encontrado no café, em inúmeras bebidas e, igualmente, em
manancias de água bruta e na água para consumo
humano de inúmeros países (Huerta-Fontela et al.,
2008; Rabiet et al., 2006; Stackelberg et al., 2004).
O bisfenol A é originalmente utilizado como intermediário na produção de resinas epóxi e policarbonatos, mas devido ao seu uso em inúmeros produtos
e bens de consumo, está presente em nosso meio de
vida e, conseqüentemente, também é encontrado na
água para consumo humano do Brasil (Sodré et al.,
2010) e de outros países (Stackelberg et al., 2004,
Inoue et al., 2002). Além disso, o bisfenol A também tem sido considerado um importante interferente endócrino (Oehlmann et al., 2008; Oehlmann
et al., 2006; Lindholst et al., 2000).
Revista ABES-SP 23
Assim sendo o presente grupo de trabalho,
após discussão técnica propõe a inclusão de cafeína e bisfenol A no monitoramento das águas brutas
a ser efetuado pelos responsáveis pela operação de
sistema de abastecimento para se conhecer o nível
de contaminação em níveis de ppt a ppb. Esse monitoramento deverá ser realizado bimestralmente
pelo período de dois anos de forma obrigatória em
mananciais sob influência de despejos domésticos e
ou industriais. Os dados serão remetidos aos órgãos
ambientais responsáveis (Saúde e Meio Ambiente)
para discussão de ações de prevenção cabíveis para
a intensificação das ações de controle e proteção do
manancial de abastecimento e de sua bacia contribuinte. Propõe-se o prazo 2 anos a partir da data de
publicação da resolução para que os produtores de
água promovam as adequações necessárias o monitoramento de cafeína e bisfenol A nas águas brutas.
2) Número CAS e forma de apresentação da portaria
Sugere-se que a portaria inclua o número CAS
de todas as substâncias para evitar problemas de interpretação dos usuários (ver tabela no item 7). Sugere-se também agrupar as substâncias por grupos
separando os INORGÂNICOS e ORGÂNICOS, e
dentre os orgânicos criar subgrupos, por exemplo,
de Hidrocarbonetos AROMÁTICOS VOLÁTEIS
e POLICÍCLICOS AROMÁTICOS; BENZENOS
CLORADOS; METANOS, ETANOS E ETENOS
CLORADOS; FENÓIS CLORADOS; FENÓIS
NÃO-CLORADOS; PRAGUICIDAS e PCB, por
exemplo, para facilitar o usuário da norma.
3) Verificação da potabilidade da água
do ponto de vista químico
Hoje é consenso de que para que uma água seja
potável ela deve atender na íntegra a portaria vigente. Isso pressupõe a necessidade de analisar a
água para verificação da presença de compostos,
que muitas vezes não fazem sentido dependendo
da bacia que o manancial se encontra. Isso causa
desperdício de recursos tanto financeiros como analíticos, que já são escassos no país. O grupo entende
que a portaria deveria ter duas listas de compostos,
uma contendo as análises obrigatórias que todos devem fazer sem exceção e outra complementar. A
obrigatoriedade de realização dessas análises complementares seria definida regionalmente no plano
amostral de cada tratador de água com base nas
características e ocupação do solo da bacia. Essa
idéia já foi adotada na resolução Conama 396/2008.
Isso levaria a uma melhor gestão dos recursos e permitiria mais investimentos em análises específicas
dentro do Plano de Segurança da Água.
Nesse contexto o grupo propõe que as tabelas 3
e 5 atuais sejam mantidas como obrigatórias e uma
nova tabela seria gerada com as substâncias escolhidas com alguma probabilidade de ocorrência em nossos mananciais. Essa escolha seria feita com base em
dados de literatura ou monitoramento. A cada cinco
anos, com base nos resultados de monitoramento gerados tanto pelos órgãos ambientais como produtores
de água essas tabelas deveriam ser revistas com fins
de redução ou incremento de parâmetros.
4) Redução da frequência de análises
que fornecem sistematicamente resultados abaixo dos níveis de detecção
Para melhor gestão dos recursos financeiros a
serem aplicados em análises, quando substâncias
fornecerem sistematicamente resultados abaixo do
limite de quantificação, que a freqüência das mesmas seja reduzida para que os recursos financeiros
possam ser aplicados na análise de outros compostos mais relevantes para a bacia.
Essa questão foi bastante discutida no grupo e
não houve um consenso assim sendo serão apresentadas duas propostas, I e II.
Proposta I — PRODUTORES DE ÁGUA
A proposta foi de reduzir a atual frequência de análise dos parâmetros contemplados na Tabela 3 da
Portaria para 3 anos, para a empresa prestadora de serviços que tenha histórico de ensaios comprovando
a não detecção do parâmetro no respectivo sistema de abastecimento por dois anos consecutivos. Foram
enviadas duas tabelas com dados das análises das substâncias constantes da tabela 3 referentes a dois
anos de monitoramento (2007 e 2008) obtidas por produtores de água do estado de São Paulo, tanto de
águas brutas (Quadro 1) como de água tratada (Quadro 2).
24 Revista ABES-SP
Quadro 1 Resultados das Análises de Mananciais 2007 – 2008
Parâmetros
Número de
Mananciais
Amostrados
Quantidade de
Ensaios
Realizados
(informar os
períodos dos
ensaios
Número de
amostras acima
do limite de
quantificação*
% de amostras
acima do limite de
quantificação
Valor máximo
encontrado
(mg/L)
Inorgânicos
Antimônio
Arsênio
Bário
Cádmio
Cianeto
Chumbo
Cobre
Cromo
Fluoreto
Mercúrio
Nitrato (como N)
Nitrito (como N)
Selénio
703
703
703
703
703
703
703
703
703
703
703
703
703
1064
1144
1126
1153
879
1193
1022
1129
202
1161
2133
2141
1088
27
6
56
683
33
530
167
111
173
112
2063
1766
5
2,54%
0,52%
13,85%
59,24%
3,75%
44,43%
16,34%
9,83%
85,64%
9,65%
96,72%
82,48%
0,46%
0,00336
0,031
0,512
0,055
0,025
0,27
0,71
0,0547
60,5
0,0272
8,854
0,7105
0,006
0
3
0
0
0
0
2
4
0
0
0
0
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0,38%
0,76%
0%
0%
0%
0%
0
0
0
0
0
0
143
18
0
0
0
0
0
1
0
0%
0,19%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0
0,006
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Orgânicos
Acrilamida
Benzeno
Enzo[a]pinen
Cloreto de Vinila
1.1- Dicloroeteno
1.2- Diclorotetano
Diclorometano
Estireno
Tetracloreto de carbono
Tetracloroeteno
Triclorobenzenos
Tricloroeteno
7
295
294
11
295
295
295
295
295
295
295
295
20
624
581
95
619
619
624
624
624
624
624
624
Agrotóxicos
Alacloro
Aldrin e Dieldrin
Atrazina
Bentazona
Clordano (isômeros)
2,4 D
DDT (isômeros)
Endossulfan
Endrin
Gilfosato
Heptacloro e Heptacoro Epc
Hexaclorobenzeno
Lindano
Metolacloro
Metoxicloro
Molinato
Pendimentalina
Pentaclorofenol
Permetrina
Propanil
Simázina
Trifuralina
291
294
291
0
294
294
294
294
294
7
294
294
294
291
294
0
3
294
0
0
291
294
543
581
543
0
582
575
581
581
575
20
581
581
581
543
576
0
0
582
0
0
543
556
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Revista ABES-SP 25
Parâmetros
Unidade
Quadro 2 Resultados das Análises de Águas Distribuídas 2007 – 2008
Limite
Portaria
518
Quantidade de
Nº de
Número de
Nº de
% de amostras
Ensaios
sistemas
amostras acima
amostras
acima do
Realizados
de
do limite de
acima
limite de
tratamento (informar os
quantificação
quantificação do VMP
amostrados períodos dos
ensaios
% de
amostras
acima do
VMP
Valor
máximo
encontrado
Inorgânicos
Antimônio
Arsênio
Bário
Cádmio
Cianeto
Chumbo
Cobre
Cromo
Fluoreto
Mercúrio
Nitrato (como N)
Nitrito (como N)
Selénio
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
0,005
0,01
0,7
0,005
0,07
0,01
2
0,05
1,5
0,001
10
1
0,01
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
830
843
818
1213
1034
1338
818
1190
28312
839
3072
2849
831
Acrilamida
Benzeno
Benzo[a]pireno
Cloreto de Vinila
1.1- Dicloroeteno
1.2- Diclorotetano
Diclorometano
Estireno
Tetracloreto de
carbono
Tetracloroeteno
Triclorobenzenos
Tricloroeteno
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
0,5
5
0,7
5
10
30
20
20
12
698
698
698
698
698
698
698
30
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
2
40
20
70
698
698
698
698
1697
1697
1697
1697
7
54
373
767
37
524
22
301
28398
71
3111
2501
3
0,84%
6,41%
45,60%
63,23%
3,58%
39,16%
2,69%
25,29%
100,30%
8,46%
101,27%
87,79%
0,36%
0
4
3
2
0
5
0
3
4
6
8
0
0
0,0%
0,5%
0,4%
0,2%
0,0%
0,4%
0,0%
0,3%
0,0%
0,7%
0,3%
0,0%
0,0%
0,002
0,0168
0,75
0,006
0,02
0,014
0,14
0,063
2,04
0,0018
12,0898
0,0761
0,001
0
0
0
0
0
0
0
0
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0
0
0
0
0
0
0
0
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0
0
0
0
0
0
0
0
0
2
0
1
0%
0,12%
0%
0,06%
0
0
0
0
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0
1,2
0
0,58
Orgânicos
Agrotóxicos
Alacloro
Aldrin e Dieldrin
Atrazina
Bentazona
2,4 D
DDT (isômeros)
Endossulfan
Endrin
Gilfosato
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
20
0,03
2
300
0,2
30
2
20
0,6
500
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
0
2
0
0
0
0
0
0
0
0
0%
0,12%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0
0,0058
0
0
0
0
0
0
0
0
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
µg/l
0,03
1
2
10
20
6
20
9
20
20
2
20
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
698
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
1697
2
0
3
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0,12%
0%
0,18%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0%
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0%
0,0065
0
0,032
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Heptacloro e
Heptacloro Epóxido
Hexaclorobenzeno
Lindano
Metolacloro
Metoxicloro
Molinato
Pendimentalina
Pentaclorofenol
Permetrina
Propanil
Simázina
Trifuralina
26 Revista ABES-SP
Proposta II – Grupo de técnicos da CETESB
O grupo da CETESB defende que a quantidade de dados gerados com base em apenas dois anos de
amostragem - 2007 e 2008 (4 amostragens por ponto de coleta)não é suficiente para subsidiar a proposta
de redução da frequência de amostragem atualmente preconizada pela Portaria. Os técnicos da CETESB
recomendam o levantamento de dados referentes a, pelo menos, 5 anos e com emprego de tratamento estatístico e que seja efetuada uma interpretação criteriosa da série histórica, com a publicação de trabalhos
científicos para que uma redução da frequência possa ser proposta. Exemplo: em 2006 foi realizado um
estudo estatístico do comportamento de substâncias inorgânicas na rede de monitoramento da qualidade
das águas subterrâneas, conduzido pela CETESB (ABAS, 2006). Os dados são apresentados no Quadro 3
(abaixo). Os valores foram estabelecidos a partir da descrição estatística
de resultados de análises químicas das substâncias naturalmente presentes em amostras coletadas nos
diferentes aquíferos, em locais com pouca influência antrópica. Utilizando esses dados, a CETESB propôs
valores de referência de qualidade (VRQ) para águas subterrâneas, para os sistemas aquiferos do Estado
de São Paulo (ABAS, 2006), apresentado no Quadro 4.
A CETESB é, portanto, contra a diminuição da frequência de análise das Tabelas 3 e 5 da Portaria.
Considera-se que frequência atualmente praticada já é pequena, visto que a variabilidade do Uso e Ocupação do Solo, no Estado de São Paulo (ao menos) é grande e é difícil prever alteração da qualidade da
água distribuída para consumo, em um estado industrializado e de agricultura e pecuária intensiva. Diferentemente da água subterrânea, os mananciais superficiais são suscetíveis a maior influência antrópica e,
de curto prazo, ou seja, indicando necessidade de uma frequência maior de análises.
Quadro 3 Resultados do tratamento estatístico da matriz de dados obtidos no
monitoramento de águas subterrâneas do Estado de São Paulo (ABAS, 2006)
Substância Aquífero
Mínimo Máximo Média
Desvio
Mediana Quartil 75%
padrão
Amostras
mg/l
n.°
Bauru
<0,002
0,002 <0,002
0,0001
<0,002
<0,002
178
Emb. Cristalino <0,002
<0,002 <0,002
0,0000
<0,002
<0,002
53
Guarani
<0,002
<0,002 <0,002
0,0000
<0,002
<0,002
106
Antimônio
Serra Geral
<0,002
<0,002 <0,002
0,0000
<0,002
<0,002
32
Tubarão
<0,002
<0,002 <0,002
0,0000
<0,002
<0,002
37
TOTAL
<0,002
0,002 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
406
Bauru
<0,002
0,003 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
576
0,007 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
181
Guarani
<0,002
0,003 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
191
Arsênio
Serra Geral
<0,002
<0,002 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
104
Taubaté
<0,002
0,005
0,002
0,001
<0,002
0,003
34
Tubarão
<0,002
<0,002 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
135
TOTAL
<0,002
0,007 <0,002
0,000
<0,002
<0,002
1221
Bauru
<0,03
0,09
<0,03
0,005
<0,03
<0,03
332
Emb. Cristalino
<0,03
0,14
<0,03
0,021
<0,03
<0,03
119
Guarani
<0,03
<0,03
<0,03
0,000
<0,03
<0,03
214
Boro
Sedimentar
<0,03
0,030
<0,03
0,002
<0,03
<0,03
62
Serra Geral
<0,03
0,03
<0,03
0,0019
<0,03
<0,03
62
Tubarão
<0,03
0,15
<0,03
0,03067
<0,03
<0,03
70
TOTAL
<0,03
0,15
<0,03
0,01309
<0,03
<0,03
859
Bauru
<0,0001
0,004 <0,0001 0,0002
<0,0001
<0,0001
748
0,009 0,00025 0,0008
<0,0001
<0,0001
212
Guarani
<0,0001
0,003 <0,0001 0,0002
<0,0001
<0,0001
461
Cádmio
Serra Geral
<0,0001
0,002 <0,0001 0,0002
<0,0001
<0,0001
136
Tubarão
<0,0001
0,001 <0,0001
0,000
<0,0001
<0,0001
170
TOTAL
<0,0001
0,009 0,00012
0,000
<0,0001
<0,0001
1764
Bauru
<0,002
0,007 <0,002
0,001
<0,002
<0,002
698
0,007 0,0014
0,0011
<0,002
<0,002
196
Chumbo
Guarani
<0,002
0,007 0,0013
0,0009
<0,002
<0,002
428
Serra Geral
<0,002
0,007 <0,002
0,0012
<0,002
<0,002
129
Tubarão
<0,002
0,007 <0,002
0,0012
<0,002
<0,002
151
TOTAL
<0,002
0,007 <0,002
0,001
<0,002
<0,002
1602
Amostras
<LQ
%
99
100
100
100
100
100
99,7
93
98
100
85
100
98
99
89
100
98
98
83
96
95
92
97
96
86
94
92
96
91
90
89
92
Revista ABES-SP 27
Substância Aquífero
Mínimo Máximo Média
Desvio
Mediana Quartil 75%
padrão
Amostras
mg/l
n.°
Cobalto
Cobre
Mercúrio
Níquel
Selênio
Cianeto
Vanádio
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
Bauru
Emb. Cristalino
Guarani
Serra Geral
Tubarão
TOTAL
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
0,09
0,32
0,25
0,05
0,09
0,32
0,00070
0,00030
0,00060
0,00030
0,00015
0,00080
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,002
<0,002
<0,002
0,002
<0,002
0,005
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
0,110
<0,02
0,030
0,110
0,020
0,110
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,02
<0,02
<0,2
<0,02
<0,02
<0,02
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
0,0001
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
0,020
<0,02
0,011
<0,02
<0,02
<0,02
0,0000
0,0000
0,0000
0,0000
0,0000
0,0000
0,00847
0,02735
0,0231
0,00658
0,01021
0,01738
0,00006
0,00005
0,00006
0,00006
0,00005
0,00006
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,000
0,021
0,000
0,003
0,021
0,002
0,014
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,0001
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,01
<0,02
<0,02
<0,2
<0,02
<0,02
<0,02
0,00015
0,00015
0,00015
0,00015
0,00015
0,00015
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,002
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,006
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
<0,02
71
104
82
18
43
318
334
132
219
64
81
830
517
176
319
94
115
1247
155
106
108
32
45
460
155
106
113
32
44
450
65
103
84
21
43
316
155
106
108
32
44
459
Amostras
<LQ
%
100
100
100
100
100
91
96
94
94
90
93
97
98
98
96
100
97
100
100
100
100
100
100
100
100
100
97
100
99,8
100
100
100
100
100
100
73
100
96
78
95
88
Quadro 4 Valores de Referência de Qualidade para os Sistemas Aquíferos do
Estado de São Paulo (ABAS, 2006)
SUBSTÂNCIA
VALOR DE REFERÊNCIA DE QUALIDADE
PARA ÁGUA SUBTERRÂNEA
mg/L
Antimônio
Arsênio
Boro
Cádmio
Chumbo
Cobalto
Cobre
Mercúrio
Níquel
Selênio
Cianeto
Vanádio
Bauru
Demais
<0,002
<0,002
<0,03
<0,0001
<0,002
<0,01
<0,02
0,00015
<0,02
<0,002
<0,006
0,02
<0,02
28 Revista ABES-SP
5) Interfaces da portaria com outras
normas legais
Outras normas legais usam os padrões da
portaria, como exemplo podemos citar a Resolução CONAMA 357, de 2005, a CONAMA 396,
de 2008 e as normas vigentes que regulamentam
a águas minerais e envasadas. Especificamente no caso da resolução de águas subterrâneas, a
396/2008, foram incluídas algumas substâncias
que não eram contempladas na Portaria 518 devido
às características hidrogeológicas e da existência
de contaminantes que tinham alta probabilidade
de ocorrência nesse recurso hídrico. Foram escolhidos padrões de potabilidade, quando existentes, da
OMS. O grupo sugere que essas substâncias sejam
consideradas quando da revisão da portaria. Caso
os padrões adotados não sejam adequados para o
MS, e outros valores sejam escolhidos, deve-se
proceder a revisão imediata da Resolução CONAMA 396/08. As substâncias em questão e os valores
adotados pelo CONAMA referentes ao consumo
humano são apresentadas no Quadro 5. O grupo de
trabalho sugere que as mesmas sejam incluídas na
tabela 3 da Portaria.
Quadro 5 Substâncias e padrões para consumo humano adotados pela
Resolução CONAMA 396/2008, que não constam da Portaria 518/2004
SUBSTÂNCIA
PADRÃO µg/L BERÍLIO
BORO
MOLIBDÊNIO
NÍQUEL
PRATA
URÂNIO
VANÁDIO
1,2 – DICLOROBENZENO
1,4 – DICLOROBENZENO
PCB (SOMATÓRIA DE 7)1 ALDICARB + ALD.SULFONA+ALD.SULFÓXIDO
CARBOFURAN
CLOROTALONIL
CLORPIRIFÓS
MALATIONA 4
500
70
20
100
15
50
1.000
300
0,5
10
7
30
30
4002
1) PCBs = somatório de PCB 28 (2,4,4’-triclorobifenila - nºCAS 7012-37-5), PCB 52 (2,2’,5,5’-tetraclorobifenila - nº CAS 35693-99-3), PCB
101(2,2’,4,5,5’-Pentaclorobifenila - nºCAS 37680-73-2), PCB 118 (2,3’,4,4’,5-pentaclorobifenila - nºCAS 31508-00-6), PCB 138 (2,2’,3,4,4’,5’-hexaclorobifenila - nº CAS 35056-28-2), PCB 153 (2,2’4,4’,5,5’- hexaclorobifenila - nºCAS 3505-12 27-1) e PCB 180 (2,2’,3,4,4’,5,5’- heptaclorobifenila - nºCAS
35065-29-3).
2) O valor para malationa estabelecido no Conama 396/08 é de 190 µg/L. No entanto, o grupo propõe adoção de 400 µg/L, conforme justificativa
apresentada no item 12.
6) Compostos secundários gerados pela
desinfecção da água com cloro
Trialometanos (THM) e Ácidos Haloacéticos (AHA5)
A Portaria 518, de 2004, atualmente limita apenas a concentração de trialometanos – THM (clorofórmio, bromodiclorometano, dibromoclorometano, bromofórmio) (Brasil, 2004). A EPA, além dos
THM, regulamenta os AHA5 (ácido monocloroacético, ácido dicloroacético, ácido tricloroacético, ácido bromoacético, ácido dibromoacético) em 60µg/L.
O grupo sugere adotar o mesmo valor máximo permitido da USEPA para os AHA5, ou seja, 60µg/L.
É conhecido que tanto os THM como os AHA5
são parâmetros sazonais e a média móvel viabilizaria melhor análise da tendência deste parâmetro, e
não somente o resultado de um mês. A USEPA também calcula desta forma. Sugere-se usar média móvel para THM e AHA5 na portaria. O atendimento
a legislação poderia ser feito com base na média
móvel dos últimos 12 meses.
Clorito e Clorato
O dióxido de cloro é usado eficientemente em
muitas estações de tratamento de água para oxidar
ferro e manganês, para desinfecção, visando reduzir
a formação de THM, AHA etc. A principal desvantagem do uso do dióxido de cloro como oxidante
é a formação do íon clorito, regulamentado pela
USEPA (2008) em 0,8mg/L e em 0,2mg/L pela Portaria 518 (Brasil, 2004). A concentração máxima
de clorato é fixada em 0,7mg/L (OMS Guidelines
for Drinking Water Quality e Padrão de Potabilidade Alemão). Sugere-se como VMP para Clorito,
0,8mg/L e Clorato, 0,7mg/L.
Monocloroamina
O grupo de técnicos da SANASA propôs alte-
Revista ABES-SP 29
ração do valor máximo permitido de monocloroamina de 3,0 para 4,0 mg/L com base em dificuldades técnicas para o atendimento do padrão atual de
forma a não conflitar com os valores exigidos para
segurança microbiológica da água.
Esta proposta está sendo avaliada pelo grupo
de Toxicologia para verificação se o risco para a
saúde associado a essa mudança é aceitável.
Proposta da SANASA na íntegra
A empresa SANASA CAMPINAS S/A, representando a ASSEMAE, vem, através desta, apresentar informações técnicas sobre “Parâmetros de Qualidade de
Água para consumo Humano” para serem consideradas
por este órgão, a fim de sugerir alterações na Portaria N.
518/GM de 25/03/2004.
A SANASA, assim como outras empresas de abastecimento público, utiliza o processo de cloroamoniação
para realizar a desinfecção da água tratada e a inativação
microbiológica durante o sistema de distribuição. Este
processo de desinfecção foi adotado pela SANASA há
mais de 50 anos, sendo uma das primeiras empresas de
saneamento básico e abastecimento público a utilizar
este tipo de tratamento para garantir a maior permanência do agente desinfectante na água tratada e a redução
da possibilidade de formação Thihalometanos (THM).
No Estado de São Paulo, a Secretária da Saúde, dentre suas atribuições legais, emitiu a Resolução Estadual
SS-50 de 26/04/1995, a qual dispõe considerações sobre
a utilização do processo de cloroamoniação para desinfecção da água para consumo humano. Estas considerações
concentram-se na necessidade de estabelecer parâmetros
mínimos para aplicação deste processo, tendo um teor mínimo de Cloro Residual Total (Cloro Combinado Livre) de
2 mg/L em qualquer ponto da rede de distribuição do sistema de abastecimento de água, desde que o pH da água a ser
clorada não seja superior a 9 e que este agente desinfetante
tenha um tempo mínimo de contato de 60 minutos. Esta
resolução foi de grande importância para o estado, pois a
Portaria N. 36/GM de 19/01/1990 estabelecia somente o
teor mínimo de Cloro Residual Livre a ser mantido na rede
de distribuição quando se aplica o processo de cloração.
No ano de 2000 foi elaborada a Portaria 1469/GM
de 29/12/2000 para Controle e Vigilância da Qualidade da
Água para Consumo Humano, substituindo a Portaria No
36/GM. Nesta portaria fica clara a possibilidade de se utilizar outro agente desinfetante ou outra condição de operação
do processo de desinfecção, estabelecendo valores máximos
permitidos para desinfetantes e para produtos secundários
da desinfecção. Em 25/03/2004 esta portaria foi republicada
como Portaria N. 518/GM, estipulando o valor máximo permitido de 3 mg/L para o parâmetro monocloramina, como
agente desinfetante principal do processo cloroamoniação.
A SANASA, assim como outras empresas de abastecimento de água do Estado de São Paulo, tem encontrado dificuldade em atender este limite máximo de monocloroamina, na saída de suas estações de tratamento.
Estas estações operam com teores próximos de 4,5 mg/L
de cloro residual total para garantir o teor mínimo de 2
mg/L em qualquer ponto do sistema de distribuição, conforme a Resolução Estadual SS-50. O sistema de distri-
buição da cidade de Campinas é complexo e de longa
extensão, sendo necessário que suas estações de tratamento de água utilizem o processo de cloroamoniação
com um teor mínimo de 4 mg/L na água tratada final antes da distribuição. Desta maneira, tem-se dificuldade em
atender o valor máximo de 3 mg/L de monocloroamina
estipulado pela Portaria N. 518/GM, gerando resultados
de qualidade acima deste padrão de qualidade para água
tratada na saída das estações. Porém, este valor máximo
permitido é atendido no sistema de distribuição, onde há
consumo de cloro residual total no momento da reservação e da distribuição desta água tratada.
Cabe ressaltar que os limites estabelecidos nas nossas legislações, Portaria N.518/GM e Resolução Estadual
SS-50, diferem daqueles recomendados pela EPA – Environmental Protection Agency, dos Estados Unidos (2009),
para regulamentação nacional no consumo de água. A
USEPA recomenda o nível máximo residual do agente
desinfectante Cloroamina (como monocloroamina) de 4
mg/L e, também, com um teor mínimo de 0,5 mg/L de
Cloro Residual Total no sistema de distribuição, quando
se utiliza o processo de cloroamoniação. Analisando estes limites, a margem da faixa operacional deste processo
é maior, tornando mais facilmente de ser atendida pelos
serviços de água. Observando a recomendação feita pela
USEPA sobre a aplicação do desinfetante cloro livre, verifica-se que o valor máximo é de 4 mg/L e um teor mínimo
de 0,2 mg/L de cloro livre residual no sistema de distribuição. Na portaria N. 518/GM, determina um teor máximo
de cloro livre de 5 mg/L e também o mesmo teor mínimo
de cloro residual livre na rede de distribuição. Comparando-se estes limites entre estas recomendações, na portaria
N. 518/GM há uma maior margem de trabalho entre os
valores máximos e mínimos para o processo de cloração,
facilitando a aplicação do agente desinfetante cloro livre.
Tal fato não é observado para o processo de cloroamoniação diante das nossas legislações vigentes (Portaria N.
518/GM e Resolução Estadual SS-50), pois temos uma
margem de trabalho mais restrito e de difícil atendimento
pelas empresas de abastecimento público. Na recomendação da USEPA, a margem de trabalho entre os dois
processos (cloração e cloroamoniação) é similar e mais
coerente entre os valores máximos e mínimos estipulados.
Considerando estas informações técnicas, solicitamos
uma reavaliação dos limites máximos estabelecidos para
os parâmetros Monocloroamina e Cloro Livre e, também,
a introdução de um novo valor mínimo de Cloro Residual
Total na rede de distribuição para o processo de Cloroamoniação. Estas adequações de valores devem considerar
os limites recomendados pela USEPA, que foram baseados
nos estudos toxicológicos destas espécies químicas citadas.
30 Revista ABES-SP
7) Exigências quanto à qualidade das
análises laboratoriais e forma de expressão de resultados
O grupo sugere retirar a exigência da portaria
que os ensaios sejam realizados somente Standard
Methods, pois já existem outros métodos validados,
reconhecidos internacionalmente, padronizados,
disponíveis no mercado e inclusive acreditados
pelo INMETRO, que propiciam limites de quantificação compatíveis com os VMPs da Portaria.
É comum existir uma confusão no entendimento dos conceitos analíticos Limite de detecção
do método (LDM), e limite de quantificação praticável (LQP) e limite de quantificação da amostra
(LQA) e, consequentemente, na sua aplicabilidade.
É fundamental que os laboratórios adotem métodos
analíticos cuja medição propicie alto grau de precisão e exatidão dentro faixa exigida pela portaria,
ou seja, os resultados devem ser baseados no LQP,
ou eventualmente o LQA, caso haja interferências
analíticas devido à matriz analisada. Apesar dessa
situação não ser tão comum em águas tratadas, isso
pode ocorrer.
Para que isso fique claro na portaria sugere-se
incluir no CAPÍTULO I – DAS DEFINIÇÕES as
seguintes definições:
I – Limite de Detecção do Método (LDM): menor concentração de uma substância que pode ser
detectada, mas não necessariamente quantificada,
pelo método utilizado;
II – Limite de Quantificação Praticável (LQP):
menor concentração de uma substância que pode
ser determinada quantitativamente com precisão e
exatidão, pelo método utilizado.
III – Limite de Quantificação da Amostra
(LQA): LQP ajustado para as características específicas da amostra analisada.
O adequado atendimento à portaria está diretamente relacionado com o método de amostragem,
preparação da amostra e análise propriamente dita.
Desta forma, é importante se dispor de meios que
assegurem a qualidade de todo o processo analítico. A garantia da qualidade deve estar incluída na
portaria. Por isso o grupo sugere incluir no CAPÍTULO II – DAS CONDIÇÕES E PADRÕES DE
QUALIDADE DAS ÁGUAS os seguintes artigos:
As amostragens e as análises de água deverão
ser realizadas somente por laboratórios ou instituições que possuam critérios e procedimentos de
qualidade aceitos pelos órgãos responsáveis pelo
controle e vigilância da qualidade da água para con-
sumo humano.
Para atendimento desta Portaria, as amostragens e análises deverão adotar os seguintes procedimentos mínimos:
I – as amostras deverão ser coletadas utilizando métodos padronizados;
II – as análises deverão ser realizadas em
amostras íntegras, sem filtração ou qualquer outra alteração, a não ser o uso de preservantes que,
quando necessários, deverão seguir as normas técnicas vigentes;
III – as análises deverão ser realizadas utilizando-se métodos padronizados, em laboratórios
que adotem métodos analíticos que atendam aos limites de quantificação praticáveis, listados na tabela específica para esse fim, constante desta Portaria;
IV – no caso de uma substância estar presente
em concentrações abaixo dos limites de quantificação praticável – LQP, aceitar-se-á o resultado como
ausente para fins de atendimento desta Portaria;
V – no caso de a substância ser identificada na
amostra entre o LDM e o LQP, o fato deverá ser
reportado no laudo analítico (relatório de ensaio)
com a nota de que a concentração não pode ser determinada com confiabilidade, não se configurando,
neste caso, não conformidade em relação ao atendimento dos padrões desta portaria.
Os laudos analíticos (relatórios de ensaio) deverão conter minimamente as seguintes informações:
I – identificação do ponto de amostragem, data
e horário de coleta e de entrada da amostra no laboratório, anexando a cadeia de custódia;
II – indicação do método analítico utilizado
para cada parâmetro analisado;
III – limites de quantificação da amostra para
cada parâmetro analisado;
IV – resultados dos brancos do método;
V – resultados de recuperação de “surrogates”
(traçadores) para compostos orgânicos;
VI – ensaios de adição e recuperação dos analitos na matriz (spike).
Parágrafo único. Outros documentos, tais
como, cartas controle, cromatogramas, incerteza de
Revista ABES-SP 31
medição e resultados obtidos em ensaios de proficiência, poderão ser solicitados a qualquer tempo
pelo órgão competente.
O grupo também sugere que as unidades de
concentração sejam expressas em µg/L para os parâmetros pertinentes e que os valores sejam arredondados para 2 números significativos, ou seja, se
o valor medido foi 11,34 µg/L apresentar 11 µg/L,
se o valor foi 0,334 µg/L, apresentar 0,33 µg/L e
assim por diante.
Sugere-se que a avaliação das não conformidades seja feita com base na avaliação conjunta dos
dados de monitoramento e não com base em dados
isolados, especialmente para os parâmetros organolépticos (Tabela 5 da Portaria 518/2004). De acordo com consulta feita a especialistas da USEPA, os
resultados são comparados com as médias anuais e
não com o valor individual e a incerteza do método
não vem sendo empregada para verificação de atendimento a norma legal.
Sugere-se incluir um anexo na portaria conten-
do os limites de quantificação praticáveis (LQP),
tomando-se como base a melhor metodologia
analítica aplicada atualmente pelos laboratórios
brasileiros bem como a técnica mais adequada e
opções existentes. Isso ajudaria muito o usuário e
o tratador de água quando da contratação de serviços e aceitação dos laudos analíticos (relatórios
de ensaio). Esses limites e técnicas devem ser revisados quando avanços tecnológicos significativos
ocorrerem, ou juntamente com a revisão da portaria. A Tabela a seguir utilizou os padrões atualmente listados na portaria e também os sugeridos para
inclusão pelo grupo de trabalho. Para elaboração
da Tabela 2 foram consultados os seguintes laboratórios: Analytical Technology; Ceimic Análises
Ambientais; Corplab Serviços Analíticos Ambientais; Ecolabor; CETESB – Companhia Ambiental
do Estado de São Paulo. Eka Chemicals do Brasil contribuiu com métodos analíticos empregados
para determinação de clorito e o Laboratório de
Química Ambiental da UNICAMP, para cafeína. É
32 Revista ABES-SP
UNIDADE
Quadro 6
PARÂMETRO
CAS
VMP
Limite de
Técnica Comentários
Quantificação Analítica
Praticável
LQP
INORGÂNICAS
Antimônio
7440-36-0
µg/L 5
5
ICP-OES Outras técnicas empregadas: ICP-MS, GFAA, HG AAS
Arsênio
7440-38-2
µg/L 10
10
Bário
7440-39-3
µg/L 700
20
ICP-OES Outras técnicas empregadas: ICP-MS, GFAA
Berílio (**)
7440-41-7
µg/L 4
4
Boro (**)
7440-42-8
µg/L 500
200
Cádmio
7440-43-9
µg/L 5
1
GFAA
O parque analítico é liderado massivamente por ICP-OES, o qual não permite Cianeto
Chumbo
Cobre
Cromo
Fluoreto
Mercúrio
Molibdênio(**)
Nitrato (como N)(***)
Nitrito (como N) (***)
Níquel (**)
Prata(**)
Selênio
Urânio (**)
Vanádio (**)
57-12-5
7439-92-1
7440-50-8
7440-47-3
7782-41-4
7439-97-6
7439-98-7
14797-55-8
14797-65-0
7440-02-0
7440-22-4
7782-49-2
7440-61-1
7440-62-2
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
mg/L
µg/L
µg/L
mg/L
mg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
70
10
2000
50
1,5
1
70
10
1
20
100
10
15
50
50
10
50
10
0,5
1
10
0,3
0,02
10
10
10
50
20
alcançar o valor da OMS, de 3ppb. O LQP atingível por ICP-OES é de 5 ppb. Este valor é alcançável por GFAA ou ICP-MS. De todos os laboratórios que participaram do grupo, apenas 1 laboratório comercial trabalha com GFAA, além da CETESB.
UV-VIS
UV-VIS Outras técnicas empregadas: cromatografia iônica, potenciometria
CV AAS Outras técnicas empregadas: fluorescência atômica
UV-VIS Outras técnicas empregadas: cromatografia iônica
UV-VIS Outras técnicas empregadas: cromatografia iônica
ICP-OES Outras técnicas empregadas: ICP-MS
Acrilamida
79-06-1
µg/L
Benzeno
71-43-2
µg/L
Benzo[a]antraceno(**)
56-55-3
µg/L
Benzo[a]pireno
50-32-8
µg/L
Benzo[b]fluoranteno(**)
205-99-2
µg/L
Benzo[k]fluoranteno(**)
207-08-9
µg/L
BisfenolA
80-05-7
µg/L
Cafeína
95789-13-2 µg/L
Cloreto de Vinila
75-01-4
µg/L
Criseno (**)
218-01-9
µg/L
Dibenzo[a,h]antraceno (**)53-70-3
µg/L
1,2 Diclorobenzeno (**) 95-50-1
µg/L
1,4 Diclorobenzeno (**) 106-46-7
µg/L
1,2 Dicloroetano
107-06-2
µg/L
1,1 Dicloroeteno
75-35-4
µg/L
1,2 Dicloroeteno(cis e trans)(**) cis (156-59-2)
trans(156-60-5) µg/L
Diclorometano
75-09-2
µg/L
Estireno
100-42-5
µg/L
Fenóis (**)
--
µg/L
SUBSTÂNCIAS ORGÂNICAS
0,5
0,15
HPLC
Outras técnicas empregadas: GC ECD – ver nota 3
5
2
GC-MS Ver nota 1
0,05
0,15
GC-MS Ver nota 2
0,7
0,15
GC-MS Ver nota 2
0,5
0,15
GC-MS Ver nota 2
0,5
0,15
GC-MS Ver nota 2
--
0,02
LC-MS-MS Ver nota 6. Outras técnicas: HPLC (1ppb), GC-MS, GC-NPD (Ver nota 5)
--
0,05
LC-MS-MS Ver nota 7. Outras técnicas: HPLC (5 ppb), GC-MS, GC-NPD (Ver nota 5)
5
2
GC-MS Ver nota 1
0,05
0,15
GC-MS Ver nota 2
0,05
0,15
GC-MS Ver nota 2
1.000
5
GC-MS Ver nota 1
300
5
GC-MS Ver nota 1
10
5
GC-MS Ver nota 1
30
5
GC-MS Ver nota 1
Indeno[1,2,3cd]pireno(**)193-39-005 µg/L
Tetracloreto de Carbono 56-23-5
µg/L
Tetracloroeteno
127-18-4
µg/L
Triclorobenzenos
1,2,4-TCB
(120-82-1);
1,3,5-TCB
(108-70-3;
1,2,3- TCB
(87-61-6)
µg/L
1,1,2-Tricloroeteno
127-18-4
µg/L
Alaclor
15972-60-8 µg/L
Aldicarbe (**)
Aldicarbe
(116-06-3)
µg/L
Aldrin e Dieldrin
Aldrin(309-00-2)
Dieldrin (60-57-1)µg/L
Ametrina (**)
834-12-8
µg/L
Atrazina
1912-24-9
µg/L
Azinfos metílico (**)
86-50-0
µg/L
Bentazona
25057-89-0 µg/L
0,05
0,15
2
2
40
5
ORGÂNICAS
GC-MS
GC-MS
GC-MS
20
5 p/cada
70
5
PRAGUICIDAS
20
0,1
GC-MS
GC-MS
10
HPLC
50
20
20
3
5
10
5
10
GC-MS
GC-MS
GC-MS
UV-VIS
3
0,03 0,005 p/cada
50
0,2
2
0,5
9
2
300
30
Ver nota 1
Ver nota 1
Ver nota 1
Fenóis que reagem com aminoantipirina. Os VMP para fenóis previnem a formação de gosto e odor indesejável na água quando da sua cloração. Para o caso deLQP maior que VMP, análises de perfil de sabor deverão ser realiza
das. Resultado não objetável indicará atendimento ao padrão de qualidade requerido
Ver nota 2
Ver nota 1
Ver nota 1
Ver nota 1
Ver nota 1
GC-ECD Ver nota 4
GC-ECD
GC-MS
GC-ECD
HPLC
GC-ECD
Ver nota 4
Ver nota 5
Outras técnicas empregadas: GC-NPD, GC-MS (notas 4 e 5)
Outras técnicas empregadas: GC-NPD, GC-FPD (ver nota 5)
Outras técnicas empregadas: HPLC, GC-MS (nota 4)
Revista ABES-SP 33
Carbofurano (**)
Clomazona (**)
Clorotalonil (**)
Clorpirifós (**)
2,4 D
DDT (isômeros)
1563-66-2
81777-89-1
µg/L
µg/L
7
800
1897-45-6
2921-88-2
94-75-7
µg/L
µg/L
µg/L
0,2
30
30
30
cis(5103-71-9)
trans (5103-74-2) µg/L
p,p’-DDT (50-29-3)
p,p’-DDE (72-55-9)
p,p’-DDD (72-54-8)µg/L
5
20
0,01 p/cada
0,1
2
2
HPLC
GC-MS
Outras técnicas empregadas: HPLC, GC-NPD (ver nota 5)
GC-ECD Ver nota 4
GC-MS
GC-MS
GC-ECD Ver nota 4
85-00-7
µg/L
2
0,01 p/cada
300
2
GC-ECD
1071-83-6
µg/L
500
30
HPLC
0,03
0,01 p/cada
Ver nota 4
Outras técnicas empregadas: GC-MS (menor detectabilidade),
GC-NPD, GC-FPD (ver nota 5)
Diuron (**)
330-54-1
µg/L 20
15
HPLC
Endossulfan
115-29-7; I
(959-98-8); II
(33213-65-9); µg/L 20
0,02 p/cada
GC-ECD Ver nota 4
sulfato (1031-07-8)
Endrin
72-20-8
µg/L 0,6
0,01
GC-ECD Ver nota 4
Diquate (**)
Glifosato Heptacloro e
Heptacloro epóxido
Hexaclorobenzeno
Hexazinona (**)
Lindano (g-BHC)
Malationa (**)
Metolacloro
Metoxicloro
Molinato
Heptacloro
(76-44-8); µg/L
Heptacloro
epóxido (1024-57-3)
118-74-1
51235-04-2
58-89-9
121-75-5
51218-45-2
72-43-5
2212-67-1
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
1
200
2
400
10
20
6
0,01
5
0,01
2
0,1
0,1
5
HPLC
GC-ECD Ver nota 4
GC-ECD
GC-MS
GC-ECD
HPLC
GC-ECD
GC-ECD
GC-MS
Ver nota 4
Outras técnicas empregadas: GC-NPD (ver nota 5)
Ver nota 4
Outras técnicas empregadas: GC-NPD, GC-FPD (ver nota 5)
Ver nota 4
Ver nota 4
Outras técnicas empregadas: GC-NPD (ver nota 5)
Paraquate(**)
1910-42-5
µg/L 30
2
HPLC
Pendimetalina
40487-42-1 µg/L 20
0,1
GC-ECD Outras técnicas empregadas: GC-MS, GC-NPD (ver nota 5)
Pentaclorofenol
87-86-5
µg/L 9
2
GC-MS Ver nota 2
Propanil
709-98-8
µg/L 20
10
GC-MS Outras técnicas empregadas: GC-ECD, GC-NPD (ver nota 5)
Simazina
122-34-9
µg/L 2
1
GC-ECD Outras técnicas empregadas: GC-NPD (ver nota 5)
Tebutiuron (**)
34014-18-1 µg/L 400
20
GC-MS HPLC, GC-NPD (ver nota 5)
Trifluralina
Permetrina
Picloram (**)
1582-09-8
52645-57-1
1918-02-1
µg/L
µg/L
µg/L
20
20
400
0,1
10
5
GC-ECD Outras técnicas empregadas: GC-MS
GC-ECD Outras técnicas empregadas: HPLC
DESINFETANTES E PRODUTOS SECUNDÁRIOS DA DESINFECÇÃO
Ácidos haloacéticos (**) -
µg/L 60
5
GC-ECD Somatória dos ácidos mono, di e tricloroacético e mono, di
Bromato
15541-45-4
Clorato (**)
7790-93-4
Clorito
7758-19-2
Cloro livre
7782-50-5
Monocloramina
10599-90-3
2,4,6 Triclorofenol
88-06-2
Trihalometanos Total (THM)-
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
µg/L
µg/L
0,025
0,005
0,7
0,01
1,0 (*)
0,02
5
0,3
3
0,3
200
2
100
5 p/cada
Alumínio
Amônia (como NH3)
Cloreto
Cor Aparente
Dureza
Etilbenzeno
Ferro
Manganês
Monoclorobenzeno
Sódio
7429-90-5
µg/L
7664-41-7
mg/L
16887-00-6 mg/L
-
uH
-
mg/L
100-41-4
µg/L
7439-89-6
µg/L
7439-96-5
µg/L
108-90-7
µg/L
7440-23-5
mg/L
ORGANOLÉPTICOS
200
150
1,5 0,1 (N amoniacal)
250
2
15
5
500
1,6
200
5
300
100
100
10
120
5
200
0,5
Sólidos dissolvidos totais -
Sulfato
14808-79-8
Sulfeto de Hidrogênio 7783-06-4
Surfactantes
-
Tolueno
108-88-3
Turbidez
-
Zinco
7440-66-6
Xileno
1330-20-7
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
µg/L
UT
µg/L
µg/L
1.000
100
250
10
0,05
0,03
0,5
0,1
170
5
5
1
5.000
100
300 5 p/cada
IC
IC
IC
UV VIS
UV VIS
GC-MS
GC-MS
e tribromoacético
Ver nota 2
Somatória de clorofórmio, bromofórmio, diclorobromometano
e dibromoclorometano. Ver nota 1
UV VIS
Titulometria Outras técnicas empregadas: IC, UV-VIS
Espectrofotometria
ICP-OES
GC-MS
ICP-OES
ICP-OES
GC-MS
ICP-OES
gravimetria
Outras técnicas empregadas: ICP-MS, titulometria
Ver nota 1
Outras técnicas empregadas: ICP-MS, GFAA
Ver nota 1
FAAS propicia limites mais altos, porém abaixo de VMP
IC Outras técnicas empregadas: turbidimetria
UV VIS
UV VIS
GC-MS Ver nota 1
neflometria
GC-MS Ver nota 1
34 Revista ABES-SP
(*) – Valor proposto (alteração do valor vigente) (**) – Composto proposto para inclusão; (***) Somatória de nitrato e nitrito (como N) não deve exceder
10 mg/L
Notas:
1- Composto volátil geralmente determinado pelo método SW 846 US EPA 8260B ou equivalente
2- Composto semivolátil geralmente determinado pelo método SW 846 US EPA 8270D ou equivalente
3- Ao se utilizar como técnica analítica um cromatógrafo com detector seletivo, como ECD (detector de captura de elétrons), é fundamental que este
comporte dois detectores com colunas cromatográficas dissimilares (uma para quantificação e outra para confirmação), evitando assim falsos positivos
de compostos químicos com comportamento similar aos do analito-alvo.
4- Embora o LQP pela técnica de GC-MS atenda ao VMP, tomou-se como base a cromatografia com GC-ECD, dada a excelente detectabilidade desta
para compostos clorados, propiciando limites até 100 vezes mais baixos que GC-MS. No entanto, ao aplicar a técnica de GC-ECD, deve-se levar em
consideração a nota 3 acima.
5- GC-NPD (detector de nitrogênio e fósforo) tem excelente detectabilidade para compostos orgânicos nitrogenados e fosforados e GC-FPD (detector
fotométrico por chama) para compostos organofosforados; no entanto, o seu uso é muito restrito dentro do mercado analítico, visto que sua aplicabilidade é limitada.
6- Extraído de ASTM D7574 - 09 Standard Test Method for Determination of Bisphenol A in Environmental Waters by Liquid Chromatography/Tandem
Mass Spectrometry.
7- Extraído de US EPA, 2007. Method 1694: Pharmaceuticals and Personal Care Products in Water, Soil, Sediment, and Biosolids by HPLC/MS/MS.
Abreviações:
ICP-OES – Espectrometria de emissão ótica com plasma indutivamente acoplado
ICP-MS - Espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado
GFAA – Absorção atômica com forno de grafite (eletrotérmico)
HG AAS - Absorção atômica com geração de hidretos
UV VIS – Espectrofotometria ultravioleta – visível
IC – Cromatografia iônica
GC ECD – Cromatografia a gás com detector de captura de elétrons GC NPD - Cromatografia a gás com detector de nitrogênio e fósforo
GC FPD - Cromatografia a gás com detector fotométrico de chama HPLC – Cromatografia líquida de alta eficiência
recomendável que mais laboratórios sejam consultados e se possível essa escolha deve ser feita em
conjunto com o CFQ e o INMETRO.
O Quadro 6, apresentado nas páginas anteriores, inclui os parâmetros vigentes ou que foram
sugeridos a serem incluídos pelo grupo, número
CAS, unidade padronizada, valor máximo permitido vigente ou a ser sugerido, técnicas analíticas
padrão empregadas e seus respectivos limites de
quantificação praticáveis e outras técnicas aplicadas pelos laboratórios consultados. Essa tabela
poderá auxiliar na tomada de decisão quanto aos
VMPs a serem adotados, tendo em vista a capacidade analítica instalada no país.
8) Compostos organolépticos
Sugere-se dar mais clareza ao título da Tabela
5, pois o atual é muito geral e induz a interpretação
errônea da portaria. Deixar claro que esses parâmetros são secundários e se referem a questões estéticas da água. Aceitabilidade é uma palavra pouco
técnica e que confunde o usuário. Sugere-se que
sejam incluídas mais informações técnicas sobre
como realizar as análises de sabor (odor e gosto).
De acordo com o Standard Methods, os resultados
das análises de sabor e cor geram valores, portanto
deveria ser incluído qual o limite máximo aceitável
e não somente não objetável como está na portaria
atualmente.
9) Definições a serem incluídas
O grupo sugere que sejam incluídas duas definições na portaria, a de valor máximo permitido e
valor máximo permitido para emergências. Segue
sugestão do grupo:
Valor máximo permitido (VMP): é o nível
máximo de um contaminante presente na água de
abastecimento público destinada a consumo humano. Seu valor deve ser definido para os compostos
químicos que podem causar efeitos adversos após
longos períodos de exposição ou aqueles que possam causar, sob determinadas condições, seus efeitos após uma única exposição. Deve ser determinado também para substâncias que podem tornar a
água não potável por alterar o seu gosto, odor (sabor) ou cor. O VMP normalmente representa a concentração de um componente que não resultará em
um risco significativo para a saúde, considerando o
consumo ao longo da vida. Esses valores também
podem ser estabelecidos em função da capacidade
prática de tratamento ou na capacidade analítica.
Nestes casos, o VMP pode ser superior ao valor
calculado com base no critério saúde humana.
Valor máximo permitido para emergências:
é o nível máximo de um contaminante presente na
água de abastecimento público destinada ao consumo humano para exposição em curto prazo de
substâncias químicas usadas em grande quantidade
e frequentemente envolvidas em emergência como
derramamentos, geralmente em água superficial.
10) Alteração de VMP, inclusão ou retirada de parâmetro
Neste item, os praguicidas não foram considerados, pois serão tratados separadamente (ver item
12).
Com relação aos metais, o grupo sugere que
sejam incluídos: Berílio, Boro, Molibdênio, Níquel, Prata, Urânio e Vanádio. Esses metais têm
reconhecida toxicidade e não estão contemplados
Revista ABES-SP 35
na portaria. O Boro, foi detectado em águas subterrâneas, mananciais de serra, água bruta e tratada
com concentrações variando até 0,003 (LQ da técnica utilizada ) a 0,017 mg L-1 ou 0,017 mg/L por
Cotrim, M.E.B. (Avaliação da qualidade da água na
bacia hidrográfica do Ribeira de Iguape com vistas
ao abastecimento público. Orientador: Maria Aparecida F Pires. Tese IPEN - USP, 2006).
Quanto ao Cádmio sugere-se manter o VMP
em 5 µg/L, embora a OMS adote 3 µg/L, devido ao
fato de que a maioria dos laboratórios comerciais
dispõe de ICP-OES para análise de metais, o qual
não permite alcançar 3 µg/L como LQP. O LQP
atingível por ICP-OES é de 5 µg/L. Atualmente,
para atendimento de 3 µg/L, seria necessário que os
laboratórios com ICP-OES reportassem resultados
com base no Limite de Detecção, ou seja, com um
erro de até 100% para o Cd. Portanto, sugere-se que
seja mantido o VMP de 5 µg/L para Cádmio na Portaria 518 e que seja incluída uma recomendação de
que os laboratórios invistam em técnicas analíticas
que propiciem LQP para cádmio compatíveis com
3 µg/L.
O grupo sugere regulamentar o somatório de
nitrato e nitrito, conforme já é feito pela OMS e pelos Estados Unidos. O somatório não deve exceder
10 mg/L como nitrogênio, porém não substitui os
VMP individuais já definidos anteriormente, ou seja
10 e 1 mg/L para nitrato e nitrito respectivamente.
O grupo também sugere retirar o segundo parágrafo do artigo 14 da atual Portaria, que trata sobre
avaliação de carbamatos e organofosforados pela
inibição da acetilcolinesterase. Esse método não é
aplicável em rotinas de monitoramento e porque a
maioria dos praguicidas importantes dessa classe já
está incluída ou está sendo proposta na revisão da
Portaria.
11) Proposta para normalização do cálculo dos padrões de potabilidade a serem adotados pelo MS
O grupo propõe que em vez de se copiar valores de outras legislações, estes sejam derivados
caso a caso, tendo como base o método da Organização Mundial da Saúde. Existem três tipos de metodologias para esse fim, uma para substâncias químicas não carcinogênicas genotóxicas, outra para
as carcinogênicas genotóxicas e por fim, um valor
para ser usado em situações de emergência em que
se considera a exposição aguda e 100% de alocação. No Anexo I está um relatório do evento que foi
realizado pela Sociedade Brasileira de Mutagênese,
Carcinogênese e Teratogênese Ambiental, o qual
contou com o suporte financeiro e apoio técnico
da ABES. O grupo, reconhecendo a necessidade
de critérios claros para derivação desses valores,
propõe que sejam seguidas as orientações sugeridas
neste documento que se encontra no Anexo I.
• Para substâncias químicas com dose segura, ou com “threshold”.
Para as substâncias químicas que apresentam
uma dose abaixo da qual não ocorrem efeitos adversos, valores máximos ou valores orientadores são
baseados na ingestão diária tolerável (IDT), e são
derivados por meio da equação (WHO, 2008):
VO =
(IDT x Peso corpóreo x P)
C
onde,
P = fração da IDT alocada para a água potável
C = consumo diário de água potável
A Ingestão Diária Tolerável (IDT) é uma estimativa da quantidade de uma substância no alimento ou água potável, expressa por peso corpóreo
(mg/kg, ou μg/kg de peso corpóreo), que pode ser
ingerida por toda a vida sem risco apreciável à saúde. A IDT deve ser derivada baseada no efeito crítico mais sensível do estudo mais relevante, preferencialmente envolvendo administração pela água
potável, usando-se a equação (WHO, 2008):
IDT =
(NOAEL ou LOAEL)
FI
Onde,
NOAEL = No Observed Adverse Effect Level
(Primeira dose testada onde não são observados
efeitos adversos); LOAEL = Lowest Observed Adverse Effect Level (Menor dose testada onde são observados efeitos adversos); FI = Fator de Incerteza.
A IDT também pode ser derivada pela dose de
benchmark (DBM), que é o limite inferior do intervalo de confiança da dose que causa um pequeno
aumento no nível de efeito adverso (exemplo 5%
ou 10%) e aplicando-se fatores de incerteza específicos para cada substância química (WHO, 2008).
A alocação da ingestão deve ser aplicada, pois
a água potável geralmente não é a única fonte de
exposição humana a substâncias químicas, em
muitos casos, a ingestão das substâncias químicas
pela água potável é menor do que por outras fontes
como alimento, ar e produtos de consumo. Sempre
36 Revista ABES-SP
que possível dados da proporção da ingestão diária
total normalmente ingerida na água potável (baseada nos níveis médios no alimento, água potável e
ar) ou ingestão estimada baseada nas propriedades
físico-químicas das substâncias de interesse deve
ser usada na derivação dos valores orientadores.
Essas aproximações asseguram que a ingestão diária total por todas as fontes (incluindo água potável
contendo concentrações de substâncias próximas
ou igual o valor orientador) não excedam a IDT.
Quando informações adequadas de exposição pelo
alimento e água não estão disponíveis, são aplicados fatores de alocação que representam a contribuição provável da água para ingestão diária total
para várias substâncias químicas. Na falta de dados
de exposição adequados, a alocação normal da ingestão diária total para a água potável é 20%, que
reflete um nível razoável de exposição baseado na
ampla experiência e ainda é protetor. Este valor representa mudança do valor de alocação prévio de
10% considerado excessivamente conservativo. Em
circunstâncias em que a exposição pelo alimento é
muito baixa, como os produtos secundários de desinfecção, a alocação pode chegar a 80%, que ainda
permite a exposição por outras fontes. No caso de
alguns praguicidas, cujos resíduos provavelmente
são encontrados em alimentos aos quais a exposição será significativa, a alocação para água pode ser
1% (WHO, 2008).
Quanto ao peso corpóreo e consumo de água
potável, a Organização Mundial da Saúde (OMS)
assume que um adulto consome diariamente 2 L de
água e seu peso corpóreo é de 60 kg. Nos casos em
que o valor orientador é baseado em crianças consideradas particularmente vulneráveis a determinada
substância, assume-se o peso corpóreo de 10 kg e
ingestão de 1 L de água. Nas circunstâncias em que
o grupo mais vulnerável é de bebês (tomam mamadeira), assume-se peso corpóreo de 5kg e ingestão
de 0,75 L (WHO, 2008).
• Para substâncias químicas carcinogênicas
genotóxicas, na qual se assume que não há dose
considerada segura (“non-threshold”).
Para substâncias químicas carcinogênicas genotóxicas, geralmente, considera-se que o evento
de início do processo de carcinogenicidade é a indução da mutação no material genético (DNA) de
células somáticas e há um risco teórico a qualquer
nível de exposição. Nestes casos, os valores orientadores são normalmente determinados usando-se
modelos matemáticos. A OMS adota geralmente
modelos multiestágios linearizados. Estes modelos
computam uma estimativa do risco em um nível
determinado de exposição, no limite superior ou
inferior do intervalo de confiança, que pode incluir
o zero no limite inferior. Os valores orientadores
são conservativamente apresentados como as concentrações na água potável associadas a uma estimativa do aumento de risco de câncer no limite
superior de 10-5 (ou um caso de câncer adicional
em 100000 indivíduos que ingerem água potável
contendo concentrações da substância no valor
orientador durante 70 anos). Os modelos matemáticos usados para derivar os valores orientadores
para substâncias carcinogênicas genotóxicas não
podem ser verificados experimentalmente e geralmente não levam em conta considerações biológicas importantes como farmacocinética, reparo de
DNA ou proteção ao sistema imune. Eles também
assumem a validade de uma extrapolação linear de
exposições a doses muito altas em animais a exposições a doses muito baixas em humanos. Assim,
os modelos usados são conservativos (erros na parte de precaução). Os valores orientadores derivados usando estes modelos devem ser interpretados
diferentemente dos valores derivados com base na
IDT devido a falta de precisão dos modelos. Exposição moderada em curto prazo a níveis que excedem o valor orientador para substâncias químicas
sem limiar (“non threshold”) não afeta significativamente o risco (WHO, 2008).
• Valores máximos permitidos para uso em
emergências
A Organização Mundial da Saúde também propõe a derivação de valores orientadores para exposição por um período curto às substâncias químicas
usadas em grande quantidade e frequentemente envolvidas em uma emergência como derramamentos, geralmente em água superficial. Ela é baseada
na dose de referência aguda (DRfA) e considerase alocação 100% da DRfA para a água potável. A
DRfA é a quantidade de substância química, normalmente expressa por peso corpóreo, que pode
ser ingerida em um período de 24 horas ou menos
sem apreciável risco à saúde do consumidor. Para
exposições superiores a 24 horas, mas de duração
inferior a poucos dias, recomenda-se o uso de dados
de estudos de toxicidade de doses repetidas. Na falta de dados para derivação da DRfA, a alternativa
seria alocar uma proporção maior da IDT para água
potável. Ainda que a IDT seja destinada a proteção
da exposição por toda vida, pequenos excedentes
da IDT por período curto não será de interesse significativo à saúde. É possível atribuir 100% da IDT
Revista ABES-SP 37
para a água potável por um curto período (WHO,
2008).
• Critérios provisórios para substâncias que
ainda não foram avaliadas toxicologicamente ou foram somente parcialmente avaliadas.
Sugere-se adotar um valor provisório (pragmático) denominado VPS (valor paramétrico baseado
em saúde), do inglês “health-based parametric value – HPV” de 0,1 µg/L, seguindo a recomendação
da Agência Ambiental Federal da Alemanha (Federal Environmental Agency, 2003) nos casos que:
(I) Os dados que permitiriam uma avaliação
da toxicidade para humanos são inexistentes ou incompletos, e
(II)A sua eventual presença não é regulamentada por um valor limite;
O VPS é um valor de precaução para as substâncias que são facilmente disseminadas em água
potável, para as quais uma avaliação com base na
toxicidade para humanos não é possível, ou apenas
parcialmente possível. Esta recomendação é baseada no conceito chamado de limite de interesse
toxicológico (Threshold of Toxicological Concern
– TTC – concept), avaliada por diferentes organizações sob a ótica de sua adequação como “crité-
rios de exposição segura”. Esse nível é calculado
de tal forma que uma avaliação completa posterior
de toxicidade humana de uma substância não-genotóxica (com limiar de efeito) ou de uma substância
genotóxica (sem limiar de efeito) vai com certeza
produzir um valor guia equivalente ou superior de
consumo por toda a vida que é tolerável ou aceitável em termos de saúde. No caso das substâncias
eventualmente presentes na água de beber que apresentem alguma informação sobre sua toxicidade, os
seguintes valores máximos (seguros) baseados na
proteção à saúde, para o consumo por toda a vida
podem ser preconizados:
≤ 0,3 μg/L: para substâncias cujos dados toxicológicos disponíveis são incompletos ou divergentes, porém, estas substâncias são comprovadamente
não genotóxicas;
≤ 1 μg/L: para substâncias comprovadamente
não genotóxicas e que apresentem dados in vitro e
in vivo significativos sobre a neurotoxicidade do
contaminante considerando a via oral como via de
exposição. No entanto, esses dados não produzem
um valor inferior a 0,3 μg/L;
≤ 3 μg/L: a substância não é genotóxica nem
neurotóxica (veja acima). Além disso, há, pelo menos, um estudo in vivo de toxicidade subcrônica por
38 Revista ABES-SP
via oral significativo do contaminante. No entanto,
esses dados não produzem um valor inferior a 1 μg/L.
Do ponto de vista de saúde, valores > 3 μg/L
podem ser tolerados na água potável para consumo ao longo da vida, sem revisão adicional, se pelo
menos um estudo de toxicidade crônica por via oral
estiver disponível, que propicie a avaliação toxicológica (quase) completa do contaminante demonstrando limiar de efeito acima de 3 μg/L.
12) Proposta de inclusão de praguicidas
e valores máximos permitidos
Os pesquisadores Regina Monteiro e Luiz
Di Bernardo propuseram que a Portaria considere
como prioritários os compostos listados nos Quadros 7 e 8. Esses praguicidas vêm sendo encontrados em mananciais de água brasileiros ou tem alto
potencial de ocorrência nas águas brutas. Há literatura nacional a respeito, tanto trabalhos científicos
publicados como teses de mestrado e doutorado que
subsidiam essa proposta. Alguns já estão inclusive
contemplados na portaria, portanto devem ser mantidos e outros devem ser incluídos.
Quadro 7 Compostos já contemplados na Portaria 518/04
Atrazina: CAS 1912-24-9
Alfa endosulfan: CAS 1031-07-8
Propanil: CAS 709-98-8
Simazina: CAS 12-34-9
Endosulfan sulfato: CAS 1031-07-8
2,4-D acido: CAS 94-75-7
Endosulfan: CAS 115-29-7
Alaclor: CAS 15972-60-8
Beta endosulfan: CAS 33213-65-9 Metalaclor: CAS 51218 -45-2
Quadro 8 Compostos sugeridos para inclusão na Portaria 518/04
Aldicarbe – CAS 116-06-3*
Diuron: CAS 330-54-1
Monocrotofós: CAS 6923-22-4***
Carbofurano – CAS 1563-66-2
Diquate – CAS 85-00-7
Profenofós: CAS 41198-08-7***
Ametrina: CAS 834-12-8
Malationa –CAS 121-75-5**
Halosulfuron metil: CAS 100784-20-1***
Hexazinona: CAS
Paraquate – CAS 1910-42-5
Imazapir: CAS 81334-34-1***
Tebutiurom: CAS 34014-18-1
Azinfós metílico – CAS 86-50-0
Sufentrazona: CAS 122836-35-5***
Clomazona- CAS 81777-89-1
Imazaquim: CAS 81335-37-7***
Clorpirifós – CAS 2921-88-2*
Imazapic: CAS 104098-48-8***
Picloram: CAS 1918-02-1
2,4-D amina: CAS 2008-39-1***
51235-04-2
*Compostos com VMPs baseados no CONAMA 396/2008
**Sugestão de VMP diferente do CONAMA 396/2008, ver item 13
***Não foram calculados critérios para estes compostos
Revista ABES-SP 39
O grupo de trabalho elaborou uma proposta de valores máximos permitidos
e valores máximos permitidos em emergência para alguns dos compostos
listados nos quadros 7 e 8, utilizando o método de derivação proposto no
item 11. Esses valores foram apresentados no item 13.
13) Valores máximos permitidos calculados para alguns praguicidas identificados como prioritários no item 12.
Independemente dos valores máximos permitidos a serem adotados na portaria, o que o grupo de
trabalho considera mais importante é que o processo de escolha seja transparente e seja apresentado
na portaria, pelo menos em um anexo. Todos os países desenvolvidos deixam muito claro como o valor
foi escolhido e quais foram as bases técnicas para
essa escolha. Isso dá muito mais credibilidade ao
órgão regulador e confiança ao usuário. Abaixo estão propostas de valores máximos permitidos para
alguns praguicidas, apresentadas da forma que o
grupo entende como ideal. Mais informações sobre
características toxicológicas de cada substância se
encontram no Anexo II.
AMETRINA
valor sugerido: 0,05 mg/L
Este valor foi derivado conforme as recomendações da Organização Mundial da Saúde (WHO,
2008), assumindo-se, IDT de 0,009 mg/kg/dia, dose
de referência (DRf) derivada pela USEPA (1987);
peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO, 2008) e fração da
dose de referência que é alocada para água potável
(P) de 0,2 (WHO, 2008).
AZINFÓS-METÍLICO
valor sugerido 0,009 mg/L
2008), assumindo-se, IDT de 0,0015 mg/kg/dia,
dose de referência (DRf) derivada pela USEPA
OPP (2006), peso corpóreo de um adulto 60 kg e
o consumo diário de água potável de 2 L (WHO,
2008) e fração da dose de referência que é alocada
para água potável (P) de 0,2 (WHO, 2008). Para o
valor orientador de emergência o valor sugerido é
de 0,09 mg/L para o azinfós-metílico foi derivado
conforme as recomendações da Organização Mundial da Saúde (WHO, 2008), assumindo-se IDT de
0,003 mg/kg/dia, dose de referência aguda (DRfA)
derivada pela USEPA-OPP. A dose de referência
aguda de 0,003 mg/kg/dia é baseada no LOAEL de
1 mg/kg/dia de um estudo de neurotoxicidade aguda em ratos (MRID 43360301 apud USEPA OPP,
2006). Este LOAEL foi selecionado com base na
inibição da colinesterase plasmática, de células vermelhas do sangue e cerebral observada após uma
única dose. Não foi observado NOAEL neste estudo. Foi aplicado um fator de 300 (3 devido ao uso
de LOAEL e não NOAEL; 10 para variação interespécie e 10 para variação intra-espécies (USEPA
OPP, 2006). O peso corpóreo de um adulto 60 kg
e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO,
2008) e a fração da dose de referência que é alocada para água potável (P) de 1 (WHO, 2008) foi
considerada.
CLOMAZONA
2008), assumindo-se IDT de 0,133 mg/kg/dia, ingestão diária aceitável (IDA) derivada pela Comunidade Europeia (EC, 2007), peso corpóreo de um
adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de
2 L (WHO, 2008) e a fração da dose de referência
que é alocada para água potável (P) de 0,2 (WHO,
2008). Neste caso foi também derivado um valor
orientador para emergência foi possível de ser calculado, sendo este de 4 mg/L. O mesmo foi derivado conforme as recomendações da Organização
Mundial da Saúde (WHO, 2008) para caso de emergência, assumindo-se, IDT de 0,133 mg/kg/dia, ingestão diária aceitável (IDA) derivada pela Comunidade Europeia (EC, 2007), peso corpóreo de um
adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de
2 L (WHO, 2008) a fração da dose de referência que
40 Revista ABES-SP
é alocada para água potável (P) de 1 (WHO, 2008).
DIQUATE
2008), assumindo-se IDT de 0,005 mg/kg/dia, dose
de referência (DRf) derivada pela USEPA OPP. O
RfD/Peer Review Committee derivou a dose de referência de 0,005 mg/kg/dia, expresso como cátion
diquate, baseado no estudo de toxicidade crônica
em cães com um NOEL de 0,5 mg/kg/dia e um
fator de incerteza (FI)/fator de segurança (FS) de
100 (5/12/94) em que foram observados cataratas
unilaterais em fêmeas e diminuição do peso do epidídimo e adrenais em machos a dose de 2,5 mg/kg/
dia. O estudo de toxicidade crônica em ratos, com
um NOEL de 0,58 mg/kg/dia, foi identificado como
estudo suporte ou co-crítico. O fator de incerteza
de 100 foi aplicado devido a variações inter e intra-espécies (USEPA OPP, 1995). Utilizou-se peso
corpóreo de um adulto 60kg e o consumo diário de
água potável de 2 L (WHO, 2008). A fração da dose
de referência que é alocada para água potável (P) de
0,2 (WHO, 2008). Para diquate foi também proposto um valor orientador de emergência, 0,15 mg/L
derivado conforme as recomendações da Organização Mundial da Saúde (WHO, 2008), assumindo-se
IDT de 0,005 mg/kg/dia, dose de referência (DRf)
derivada pela USEPA OPP (1995). Foi considerado
peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO, 2008) e fração da
dose de referência que é alocada para água potável
(P) de 1 (WHO, 2008).
DIURON
valor sugerido de 0,02 mg/L
de referência (DRf) derivada pela USEPA OPP
(2003), baseada no LOAEL de 1,0 mg/kg/dia para
anemia hemolítica e hematopoiese compensatória
(diminuição significativa na contagem de eritrócitos, níveis de hemoglobina e hematócrito e aumento do VCM (Volume Corpuscular Médio), HCM
(Hemoglobina Corpuscular Média), formas eritrocitárias anormais, contagem de reticulócitos e de
leucócitos) observada em estudo combinado de carcinogenicidade/toxicidade crônica em ratos (MRID
40886501, 43871901, 43804501, 44302003 apud
USEPA OPP, 2003); peso corpóreo de um adulto 60
kg consumo diário de água potável de 2 L (WHO,
2008) e fração da dose de referência que é alocada
para água potável (P) de 0,2 (WHO, 2008). Como
valor de emergência sugere-se 0,09 mg/L, derivado
conforme as recomendações da Organização Mundial da Saúde (WHO, 2008), assumindo-se, IDT de
0,003 mg/kg/dia, dose de referência (DRf) derivada pela USEPA OPP (2003); peso corpóreo de um
adulto 60 kg; o consumo diário de água potável de 2
L (WHO, 2008) e fração da dose de referência que
é alocada para água potável (P) de 1 (WHO, 2008).
HEXAZINONA
2008), assumindo-se, IDT de 0,033 mg/kg/dia, dose
de referência (DRf) derivada pela USEPA (1987),
peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO, 2008) e a fração
da dose de referência que é alocada para água potável (P) de 0,2 (WHO, 2008).
MALATIONA
valor sugerido de 0,4 mg/L
de referência (DRf) derivada pela USEPA OPP, baseada no BMDL10 (limite inferior da dose de benchmark – limite inferior do intervalo de confiança
95% para 10% de inibição da colinesterase de células vermelhas do sangue) de 7,1 mg/kg/dia para inibição da colinesterase em células vermelhas do sangue dos filhotes de ratos em um estudo comparativo
de colinesterase a várias doses orais. Um fator de
incerteza de 100 foi aplicado para variações interespécies e intra-espécies (USEPA OPP, 2009). Peso
corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de
água potável de 2 L (WHO, 2008) e fração da dose
Revista ABES-SP 41
0,2 (WHO, 2008). O valor de emergência proposto é de 4,2 mg/L, derivado conforme as recomendações da Organização Mundial da Saúde (WHO,
de referência aguda (ARfD) derivada pela USEPA
OPP, baseada no BMDL10 (limite inferior da dose
de benchmark – limite inferior do intervalo de confiança 95% para 10% de inibição da colinesterase
de células vermelhas do sangue) de 13,6 mg/kg/dia
para inibição da colinesterase em células vermelhas
do sangue dos filhotes machos de ratos em um estudo comparativo de colinesterase oral agudo. Um
fator de incerteza de 100 foi aplicado para variações
interespécies e intra-espécies (USEPA OPP, 2009).
O peso considerado foi de um adulto 60 kg, o consumo diário de água potável de 2 L (WHO, 2008)
e a fração da dose de referência que é alocada para
água potável (P) de 1 (WHO, 2008).
PARAQUATE
2008), assumindo-se IDT de 0,0045 mg/kg/dia,
dose de referência (DRf) derivada pela USEPA
(1991), peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO, 2008)
e fração da dose de referência que é alocada para
água potável (P) de 0,2 (WHO, 2008).
O valor orientador para emergência proposto foi de 0,18 mg/L foi derivado conforme as recomendações da Organização Mundial da Saúde
(WHO, 2008), assumindo-se IDT de 0,006 mg/kg/
dia, dose de referência aguda (ARfD) derivada pela
JMPR (2003), baseada no NOAEL de 0,55 mg de
íon paraquate/kg de peso corpóreo observado em
um estudo em cães por 13 semanas e um fator de
segurança de 100 foi aplicado. Alterações histopatológicas nos pulmões foram observadas nas doses
mais altas (JMPR, 2003). Foi considerado peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de
água potável de 2 L (WHO, 2008) e fração da dose
1 (WHO, 2008).
PICLORAM
peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO, 2008) e a fração
da dose de referência que é alocada para água potável (P) de 0,2 (WHO, 2008).
TEBUTIUROM
peso corpóreo de um adulto 60 kg e o consumo
diário de água potável de 2 L (WHO, 2008) e fração
da dose de referência que é alocada para água potável (P) de 0,2 (WHO, 2008). Neste caso foi também derivado um valor orientador para emergência
2,1 mg/L, derivado conforme as recomendações da
Organização Mundial da Saúde (WHO, 2008) para
caso de emergência, assumindo-se IDT de 0,07
mg/kg/dia, dose de referência (DRf) derivada pela
USEPA (1988), peso corpóreo de um adulto 60 kg
e o consumo diário de água potável de 2 L (WHO,
2008) e a fração da dose de referência que é alocada
para água potável (P) de 1 (WHO, 2008).
42 Revista ABES-SP
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44 Revista ABES-SP
Subsídios para as
Disposições Preliminares e
Deveres e Responsabilidades
AUTORES
Salzano Barreto de Oliveira CEVS – Secretaria Estadual da Saúde – Rio Grande do Sul
Julce Clara da Silva CEVS - Secretaria Estadual da Saúde – Rio Grande do Sul
Laura Cruz CEVS - Secretaria Estadual da Saúde – Rio Grande do Sul
Cizino Rocha CEVS - Secretaria Estadual da Saúde – Rio Grande do Sul
Andrea Vidal dos Anjos Companhia Riograndense de
Saneamento CORSAN
Geraldo Portanova Leal ABES/RS
Revista ABES-SP 45
Colaboração da Abes/RS à revisão da Portaria
518/04 referente aos capítulos:
II – Das Disposições Preliminares,
e III – Dos Deveres e das Responsabilidades
A
s discussões foram focadas nos aspectos da Portaria 518/04, não dispersando as mesmas
em outros aspectos do saneamento como a lei das licitações, gestão de recursos hídricos,
recursos financeiros. A adoção do PSA – Plano de Segurança da Água foi considerada na
revisão da Portaria 518, principalmente na avaliação dos riscos. As sugestões resultantes das discussões foram encaminhadas ao MS e muitas delas levadas em consideração como: mudanças nos
conceitos de SAA, SAC e SAI, no conceito de água potável e nas atribuições.
Dada as características do Grupo de Trabalho a ênfase de discussão foram o Capítulos: II – Das
Disposições Preliminares, e III – Dos Deveres e das Responsabilidades.
As principais considerações discutidas estão apresentadas a seguir:
DAS DISPOSIÇÕES PRELIMINARES
Vigilância da qualidade da água para consumo humano
Justificativa
Com relação ao conceito de vigilância da qualidade da água para consumo humano, sugerimos que se
busque uma definição e que nunca fique restrito a realidade local, porque independentemente da realidade
local, todas as pessoas devem consumir água dentro do padrão evitando doenças de veiculação hídrica.
Todas as pessoas têm direito a consumir água potável
Justificativa
Todas as pessoas têm direito a consumir água potável, portanto mesmo as soluções alternativas devem atender plenamente aos padrões de potabilidade.
Toda a água destinada ao consumo humano deve obedecer ao padrão de
potabilidade e está sujeita à vigilância da qualidade da água
Justificativa
Toda a água destinada ao consumo humano sempre estará sujeita à vigilância, não apenas quando
forem identificados riscos à saúde.
46 Revista ABES-SP
Capítulo II
DAS DEFINIÇÕES
Água Envasada
Justificativa
Deve ficar claro que se aplica para todo tipo de água para consumo, envasada, inclusive àquelas distribuídas promocionalmente (como as distribuídas em eventos pelos diversos serviços de abastecimento
de água).
Solução Alternativa Coletiva de Abastecimento de Água
para Consumo Humano
Justificativa
Não devem ser toleradas soluções alternativas quando existir rede de distribuição próxima.
Solução Alternativa Individual de Abastecimento de Água
para Consumo Humano
Justificativa
Considerando os conceitos de sistema e soluções alternativas coletivas, onde enquadraríamos os hotéis, hospitais, escolas e condomínios verticais?
Habitação unifamiliar – conceito IBGE
Justificativa
Com relação ao Conceito de Solução Alternativa Individual que atenda a uma “habitação unifamiliar”,
esclarecer os casos em que em um terreno tem um poço ou fonte e abastece varias habitações do tipo
unifamiliar.
Capítulo III
DOS DEVERES E DAS OBRIGAÇÕES
Varias definições
Justificativa
Padronizar a utilização do termo Norma e não Portaria, utilizar a expressão vigilância da qualidade da
água para consumo humano, substituir o termo nível municipal por esfera municipal ou outro.
Revista ABES-SP 47
São deveres e obrigações do Ministério da Saúde, por intermédio de seus
órgãos competentes: realizar análise de situação em saúde
Justificativa
Imprescindível que seja conceituada “situação em saúde”.
São deveres e obrigações do Ministério da Saúde, por intermédio de seus
órgãos competentes: garantir à população informações sobre a qualidade da
água...
Justificativa
Enfocar nesta portaria os princípios básicos desejados.
Capítulo VII
DAS DISPOSIÇÕES FINAIS
Para coleta e análise de cianobactérias e cianotoxinas e comprovação de
toxicidade (por ensaios toxicológicos),... com o Tema II) ISO referente as
normas atualizadas...
Justificativa
No que pese o GT ter apenas tangenciado a Seção V – Dos Laboratórios de Controle e Vigilância, foi
significativa a manifestação em relação a revisar todas as referências de “vigilância de qualidade” alterando para “vigilância da qualidade”. No caso da seção V, no primeiro artigo, item I, aparece “... operacionalização das análises de qualidade da água”. Desta forma, o texto indica que são boas análises que
estão sendo realizadas. Por isso, o correto é “análises da qualidade da água”, que é o que se quer saber.
Em relação aos “ensaios toxicológicos”, sempre que tivermos que fazer comprovação de toxicidade,
organismos vivos deverão ser submetidos a diferentes doses de toxinas. Esta análise é onerosa, requer
estrutura especial com manutenção de ratos de laboratório que devem ter um número definido de dias
de vida, gera resíduo dos animais mortos, demora para obtenção dos resultados, necessita pessoal
técnico especializado para lidar com os animais, dentre outros problemas. Cremos que hoje nenhuma
Companhia Estadual tenha estrutura para a realização destes ensaios ou pretenda realizá-los se não forem exigidos. O pessoal ligado ao saneamento entendeu que para ser solicitado o ensaio toxicológico,
deveriam existir por parte da Vigilância pré-requisitos, a fim de que os laboratórios dos prestadores
se preparem para adotar como rotina e não de pesquisa, ou realizadas por terceiros, se for necessário.
Metodologias modificadas ... adoção de metodologias definidas pelo
Ministério da Saúde.
Justificativa
Uma vez que no texto do artigo há a referência às normas ISO, neste parágrafo não deveria haver a
restrição de procedimentos de adoção de metodologias definidas pelo Ministério da Saúde. A ISO/IEC
17025 – Requisitos Gerais para a Competência de Laboratórios de Ensaio e Calibração – admite e
define critérios para validação de metodologias baseadas em diversas análises estatísticas.
48 Revista ABES-SP
ANEXO I
ESTRATÉGIAS PARA DEFINIÇÃO DE
CRITÉRIOS AMBIENTAIS PARA PROTEÇÃO
DA SAÚDE HUMANA E DO
ECOSSISTEMA: SUBSTÂNCIAS QUÍMICAS
Promoção
SOCIEDADE BRASILEIRA DE MUTAGÊNESE, CARCINOGÊNESE E
TERATOGÊNESE AMBIENTAL – SBMCTA
Coordenação: Profa Dra. Gisela de Aragão Umbuzeiro
([email protected] ou [email protected])
Apoio
SOCIEDADE BRASILEIRA DE ECOTOXICOLOGIA – SETAC BRASIL
SOCIEDADE BRASILEIRA DE TOXICOLOGIA – SBTOX
LEAL – Laboratório de Ecotoxicologia Aquática e Limnologia –
Faculdade de Tecnologia da UNICAMP
MAPA – Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento
MMA – Ministério do Meio Ambiente
Patrocínio
OPCW – ORGANISATION OF PROHIBITION OF CHEMICAL WEAPONS
ABES-SP – ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE ENGENHARIA SANITÁRIA SP
CPEA – CONSULTORIA PAULISTA DE ESTUDOS AMBIENTAIS
LABORATÓRIO CEIMIC
LABORATÓRIO CORPLAB
LABORATÓRIO ANALYTICAL TECHNOLOGY
LABORATÓRIO ECOLABOR
ACQUA CONSULTING
EKA CHEMICALS DO BRASIL
Revista ABES-SP 49
Comitê científico e organizador
Gisela de Aragão Umbuzeiro – FT UNICAMP e representante da Sociedade Brasileira de Mutagênese, Carcinogênese e Teratogênese Ambiental – SBMCTA, Brasil
Alice Itani – Centro Universitário Senac, Brasil
Silvia Berlanga de Barros – Universidade de São Paulo e representate da Sociedade Brasileira de Toxicologia, SBTox, Brasil
Rubia Kuno – CETESB, Agência Ambiental do Estado de São Paulo, Brasil
Paolo DiMascio – Instituto de Química da Universidade de São Paulo, Brasil
Vera Maria Ferrão Vargas – FEPAM Fundação Estadual de Proteção do Meio Ambiente do Rio Grande do Sul e representando a Sociedade Brasileira de Ecotoxicologia – SETAC Brasil
Marina Jakomin – Ministério do Planejamento, Argentina
Participantes
Ana Paula Leal Pinho,Ministério do Meio Ambiente
Adriana Castilho Costa Ribeiro de Deus, CETESB
Alice Itani, Centro Universitário SENAC
Clarice Umbelino Freitas, CVE, SP
Danielle Palma de Oliveira, USP/RP
Elaine Contiero Ribeiro, SEMAE Piracicaba
Errol Zeiger, North Carolina, USA
Fabio Kummrow, UFPe
Gisela de Aragão Umbuzeiro, FT UNICAMP
Helena Müller Queiroz, LANAGRO SP
Leticia Altafin, Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento
Leticia Falcão Veiga, PETROBRAS
Maria de Fátima Guadalupe Meniconi, PETROBRAS
Maria de Fátima Pedrozo, Polícia Técnica de SP
Maria de Fátima Martins Pinhel, LANAGRO SP
Maria Luiza M. P. Castro, CESIS
Marta Condé Lamparelli, CETESB
Marina Jakomin, Ministério do Planejamento, Argentina
Paolo Di Mascio, IQ USP
Paula de Novaes Sarcinelli, FIOCRUZ
Peter Von der Ohe, Helmotz Institute, Alemanha
Rita Schoeny, Office of Water US EPA, Estados Unidos
Robert Baan, IARC, Lyon, França
Rosalina Pereira de Almeida Araujo, CETESB
Roseane Maria Garcia Lopes de Souza, CVE SP e ABES
Rubia Kuno, CETESB
Sergia Oliveira, Ministério do Meio Ambiente
Silvia Berlanga Barros, FCF – USP e SBtox
Silvia De Simone, Ministério do Planejamento, Argentina
Tamara Grummt, UBA, Alemanha
Tomaz Langenbach, UFRJ
Vera Maria Ferrão Vargas, FEPAM – RS e SETAC Br
Lidiane Nobre Alves, UNICAMP
Maria Alice P.F. Santos, UNICAMP
50 Revista ABES-SP
O
evento “Estratégias para definição de critérios ambientais para proteção da saúde
humana e do ecossistema” é uma atividade
satélite do IX Congresso Brasileiro de Mutagênese,
Carcinogênese e Teratogênese Ambiental. Trata-se
de evento pioneiro no país, que tem por objetivo
debater metodologias para definir critérios ou valores de referência que protejam a saúde humana e
do ecossistema diante de riscos ambientais. O foco
serão as substâncias químicas que podem estar presentes no ambiente e causar efeitos adversos aos
organismos. Estão convidados pesquisadores de
instituições nacionais e internacionais envolvidos
com o desenvolvimento de estudos e pesquisas na
área. O evento possui alta relevância para o Brasil pois há uma lacuna no que se refere a métodos
para definição dos padrões utilizados nas normas
legais brasileiras. Na maioria dos casos os critérios
existentes foram apropriados de padrões adotados
em outros países, com diferenças de tipo de solo,
clima, temperatura, além das diferenças na capacidade tecnológica e nas políticas de gestão pública.
Participaram do evento aproximadamente 40 pesquisadores nacionais e internacionais.
No Brasil é comum o uso de critérios ou padrões
definidos pelos países desenvolvidos, sobretudo da
América do Norte e Europa, e de agências internacionais. E para que uma norma legal seja editada
ou revisada, um novo grupo é formado, composto
usualmente por diferentes pessoas e novas substâncias e os valores são propostos. Este método tem se
tornado insustentável dado o aumento do número
de compostos que devem ser considerados, tanto
quanto a especificidade de padrões para as características de exposição de cada país. A importação
de um número regulatório inclui a avaliação e o gerenciamento do risco de uma dada substância, realizados especificamente pelo país ou instituição que
o adotou. Estes valores podem não ser apropriados
para outros países, por diferentes motivos inclusive
devido a peculiaridades do meio físico.
Entre as agências que definem seus próprios
critérios há diferenças, algumas delas em escalas de
100 ordens de magnitude. Dentre os parâmetros utilizados para definição desses critérios, há variações
entre: o próprio algoritmo de cálculo, substâncias
consideradas prioritárias, as estimativas de risco
quantitativo, critério utilizado para sua classificação
carcinogênica, incertezas consideradas, cenários de
exposição; níveis de risco aceitáveis entre outras.
O uso de diferentes variáveis e formas de cálculo
pode gerar, consequentemente, números diferentes
com o mesmo objetivo inicial de proteção da saúde
humana via exposição ocupacional ou ambiental.
A adoção de uma lista de substâncias e seus
critérios provenientes de outras regiões do mundo
pode, ainda, ter contradições em sua aplicação diante de outras normas legais do país. Por exemplo,
uma substância pode ser considerada carcinogênica
para o meio água e não carcinogênica para o meio
solo ou alimento, dependendo de onde o critério foi
importado.
A Argentina, atenta a esse problema, definiu de
forma pioneira na América Latina sua própria lista de substâncias prioritárias e seus algoritmos de
cálculo para águas naturais. Os principais usos da
água foram considerados e foram levadas em consideração as características e necessidades daquele
país. Ainda mais importante é a existência de um
grupo permanente, que acompanha a literatura e revisa constantemente os valores adotados. Todas as
informações são apresentadas de forma transparente e podem ser acessadas on line.
Parece, então, evidente que o Brasil desenvolva suas próprias regras para a derivação de critérios
ambientais e ocupacionais. Portanto, uma discussão científica sobre o assunto com os stakeholders
desse processo pode ser de suma importância para
se criar regras tanto para aceitação de critérios
de outros países como para o estabelecimento de
métodos para o seu desenvolvimento. A vinda de
especialistas, especialmente do eixo europeu, envolvidos na padronização de métodos por força da
unificação dos países, pode contribuir de forma decisiva no repensar dos paradigmas atuais que vêm
sendo utilizados no Brasil para o estabelecimento
e revisão das normas legais para proteção da saúde
ocupacional e ambiental.
A ideia do evento ocorreu em 2007, durante o
VIII Congresso Brasileiro de Mutagênese, Carcinogênese e Teratogênese Ambiental durante a mesa
redonda que ocorreu sobre legislação. Dessa forma,
a Sociedade Brasileira de Mutagênese, Carcinogênese e Teratogênese Ambiental – SBMCTA promoveu este evento, contando com o apoio da Sociedade Brasileira de Ecotoxicologia.
O objetivo do evento foi discutir e propor uma
estratégia para derivação de critérios ambientais
para a América Latina, para substâncias químicas
visando à proteção da saúde humana e da biota
aquática.
Uma proposta de sistema de derivação de critérios, incluindo método para priorização das substâncias a serem regulamentadas, foi desenvolvida
durante a realização do seminário com duração de
cinco dias. Os pesquisadores internacionais apresentaram e debateram as metodologias adotadas pelas
suas instituições de origem. Já os pesquisadores e
Revista ABES-SP 51
representantes das agências brasileiras apresentaram
como os critérios nacionais vêm sendo derivados.
Após as apresentações foi feito um debate entre os
participantes. Foram formados três grupos de trabalho que pelos diferentes participantes. Um dos
grupos elaborou uma proposta sobre como priorizar
substâncias a serem regulamentadas na água (GRU-
PO 1), o segundo grupo propôs uma metodologia
para o estabelecimento de critérios para água de consumo humano, outro para proteção da biota aquática
(GRUPO 3). O documento completo estará disponível na página eletrônica da SBMCTA (WWW.sbmcta.org.br) ou poderá ser obtido diretamente por email
([email protected]).
Grupo 2
Metodologia para derivação de critérios de qualidade
para água de consumo humano
AUTORES
Rubia Kuno, coordenadora
Danielle Palma Oliveira
Elaine Contiero Ribeiro
Maria de Fátima Pedrozo
Paula Sarcinelli
Rita Schoeny
Roseane Maria Garcia de Souza
Tamara Grummt
1. Introdução
O objetivo da proposta deve ser proteger a saúde humana dos efeitos adversos de qualquer contaminação de água destinada ao consumo humano,
garantindo que a água de consumo é segura.
Água para consumo humano é qualquer água
que possa ser utilizada para beber, cozinhar, preparar alimentos e bebidas ou, particularmente, para
outros usos domésticos.
As concentrações de substâncias químicas que
podem contaminar a água de consumo, ou interferir na sua qualidade, devem ser mantidas no nível mais baixo possível, de acordo com os padrões
técnicos reconhecidos, considerando o mais baixo
limiar individual (o assim chamado princípio da
minimização).
Por esta razão o presente documento tem o objetivo de harmonizar critérios de derivação para a
água de consumo humano, de modo consistente,
transparente e científico, assegurando que diferentes legislações possam usar a mesma metodologia
para estabelecer padrões, permitindo a comparação.
Consequentemente, a metodologia sugerida é
recomendada para ser aplicada por diferentes agências regulatórias sempre que um padrão for exigido.
2. Definição dos critérios
As áreas regulatórias relevantes neste contexto são:
l Substâncias reguladas (ver Portaria MS
518/2004; Resolução Conama 396/2008 e outras);
l Substâncias não reguladas (lista de substâncias prioritárias);
l Substâncias que não são (ainda) possíveis ou
somente parcialmente possíveis avaliar.
O seguinte conceito teórico é fundamentado
em duas ideias básicas: a existência de critérios
confiáveis que propiciem uma avaliação de risco
eficaz e a possibilidade de priorizar de acordo com
a avaliação de risco a fim de poder distinguir entre
problemas urgentes e triviais.
2.1 Metodologias de derivação para substâncias reguladas sob revisão e substâncias não
reguladas.
Duas abordagens para a derivação de valores
orientadores são usadas: uma para substâncias com
limiar de dose e outra para substâncias que não
apresentam limiar (a maioria dos carcinogênicos
genotóxicos).
2.1.1 Substâncias com limiar de dose para
efeito adverso.
52 Revista ABES-SP
Para a maioria das substâncias tóxicas, acredita-se que há uma dose abaixo da qual nenhum efeito
adverso ocorrerá. Para as substâncias químicas que
causam tais efeitos tóxicos, uma dose diária tolerável (IDT) ou a dose de referência oral (DRf) é
estabelecida por diferentes agências reguladoras no
mundo.
O valor orientador (VO) é então derivado a
partir da IDT/DRf, de acordo com o seguinte algoritmo de cálculo:
VO= (IDT/DRf x PC x P)
C
onde:
• PC: Peso corpóreo (kg)
• P = fração da IDT alocada para água de beber
• C = consumo diário de água de beber (L/dia)
Para estabelecer os padrões, os seguintes parâmetros são considerados:
RfD/TDI
Até que o Brasil tenha seus próprios valores,
sugere-se usar doses de referência e avaliações do
risco carcinogênico das seguintes bases de dados:
1. Sistema de Informação Integrada de Risco
(Integrated Risk Information System - IRIS), primeiro. Para praguicidas, escolha o EPA Office of
Pesticide Programs (OPP).
2. Se não forem disponíveis, use valores da
Agência para Substâncias Tóxicas e Registro de
Doenças, (Agency for Toxic Substances and Disease Registry - ATSDR).
3. Se nem 1 nem 2 têm uma avaliação disponível, escolha entre as seguintes fontes: Instituto
Nacional de Saúde Pública e Ambiente da Holanda
(The National Institute for Public Health and the
Environment - RIVM), União Europeia, European Union (EU); U.S. EPA Region 9, Health Effects
Summary Table (HEAST); Health Canada. Os dados devem ser:
l Revisados
l Atualizados
l Procedentes de estudos que sigam as Boas
Práticas de Laboratório (BPL)
l Disponíveis publicamente
l Modelados de acordo com estado de arte
atual.
Os valores do IRIS são extensivamente revisados e têm amplo uso. As avaliações do risco
carcinogênico e DRfs são propostas com base em
avaliações de risco das substâncias químicas para
exposição por toda vida, e em todos os compartimentos ambientais. O OPP da USEPA avaliou mui-
tos agrotóxicos registrados para o uso nos Estados
Unidos. Essas avaliações são extensivamente revisadas e são baseadas, geralmente, em dados atuais e
muito relevantes. Os valores da ATSDR são extensivamente revisados, mas essas avaliações de risco
foram propostas somente para avaliar riscos para
a saúde humana em áreas contaminadas (National
Priorities List – sítios da NPL, ou sítios do “Superfundo”). A ATSDR publica os Níveis Mínimos de
Risco - MRLs (Minimum Risk Levels), similares
às DRfs, para tempos de exposição mais curtos,
menores que a vida toda e exposição crônica. Usam
os modelos mais atualizados para a avaliação quantitativa.
Peso corpóreo e consumo diário de água
l 60 Kg e 2L/dia para adultos como recomendado pela Organização Mundial de Saúde (WHO),
pois este parâmetro já está aplicado na Portaria MS
518/2004 ou até que o Brasil tenha seus próprios
parâmetros.
Em alguns casos, o valor orientador é estimado
para crianças ou para indivíduos em outro estágio
da vida, que são considerados particularmente vulneráveis a uma substância específica. Neste caso,
um consumo de 1L é assumido, para um peso corpóreo de 10 Kg. Quando o grupo mais vulnerável
for o de bebês alimentados com mamadeiras, um
valor de 0.75 L é assumido, para um peso corpóreo
de 5 Kg.
Fração da IDT alocada para consumo
Em geral, a água potável não é a única fonte
de exposição humana aos produtos químicos para
os quais os valores orientadores são derivados. Em
muitos casos, a ingestão de contaminantes químicos pela água potável é mais baixa do que por outras fontes, tais como o alimento e o ar. Assim, é
necessário considerar a proporção da IDA/TDI que
pode ser atribuída às diferentes fontes no desenvolvimento de valores orientadores e estratégias de
gerenciamento de riscos. Esta abordagem assegura
que a ingestão diária total por todas as fontes (incluindo a água de beber que contenha concentrações da substância química próximas ou correspondentes aos valores orientadores) não exceda a IDA
ou IDT.
Na medida do possível, são usados os dados da
proporção da ingestão diária total do contaminante
normalmente ingerido pela água potável (baseado
em níveis médios no alimento, na água potável e no
ar), ou a ingestão estimada com base nas propriedades físico-químicas das substâncias de interesse, na
derivação de valores orientadores. Como as fontes
Revista ABES-SP 53
primárias de exposição às substâncias químicas
são geralmente alimento (por exemplo, resíduos
de agrotóxicos) e água, é importante determinar
as exposições por ambas as fontes. Para este processo, recomenda-se coletar o maior número possível de dados de boa qualidade sobre a ingestão
de alimentos, de diferentes partes do mundo. Os
dados coletados podem então ser usados para estimar a fração da ingestão que vem do consumo de
alimento e de água.
Quando não há informação apropriada sobre a
exposição por alimento e pela água, são aplicados
valores para a fração alocada, que reflitam a contribuição provável da água para a ingestão diária
total de várias substâncias químicas. Na ausência
de dados adequados de exposição, a fração da TDI
alocada da ingestão diária total pela água potável
é 20%, que reflete um nível de exposição razoável
baseado na larga experiência, sendo ainda protetor.
Em algumas circunstâncias, há uma clara evidência de que a exposição proveniente do alimento é
muito baixa, como para alguns dos subprodutos da
desinfecção; a fração de alocação nesses casos pode
chegar a 80%, que ainda permite alguma exposição
por outras fontes. No caso de alguns agrotóxicos,
que são prováveis de serem encontrados como resíduos em alimentos, e a partir dos quais haverá
uma exposição significativa, a fração alocada para
a água pode ser tão baixa quanto 1%.
Para as exposições agudas, isto é, situações de
emergência em consequência de derramamentos –
geralmente à água de superfície, o valor orientador
pode ser derivado alocando-se 100% da dose de referência aguda (ARfD - EPA) para a água potável.
2.1.2 Substâncias sem limiar de dose para
efeito adverso - carcinogênicas genotóxicas
No caso de compostos considerados carcinogênicos genotóxicos, os valores orientadores são
normalmente determinados usando modelamento
matemático. Os valores orientadores são conservadoramente representados como as concentrações
na água de beber associadas a um risco de câncer
estimado de 10-5 (um caso adicional de cancer por
100.000 pessoas da população que ingere água contendo a substância na concentração do valor orientador durante 70 anos).
Para saber a classificação quanto ao efeito
carcinogênico da substância, recomenda-se usar a
classificação da Agência Internacional de Pesquisa
sobre Câncer (IARC). Outras fontes de informação
podem ser consultadas, como IRIS, Health Canada,
RIVM.
Neste caso, o VO para o parâmetro de qualida-
de de água para consumo humano é estabelecido de
acordo com o seguinte algoritmo de cálculo:
VO= R x PC
q1 x C
Onde:
VO: Valor orientador
R: Risco individual
PC: Peso corpóreo (kg)
q1: fator de potência carcinogênica (kg.dia/ug)
ou fator de inclinação
C: Consumo diário de água por pessoa (L/dia)
2.1.3 Números significativos
O valor orientador deverá ser arredondado para
um número significativo devido à incerteza do dado
de toxicidade obtido em estudos com animais e aos
parâmetros de exposição assumidos.
2.1.4 Valores orientadores provisórios
Os valores orientadores deverão ser designados como Valores Provisórios quando:
– O valor orientador calculado for menor do
que o limite de quantificação praticável (LQ). Nesse caso, o Valor Orientador deverá ser estabelecido
em concentração possível de ser quantificada;
– O valor orientador calculado for menor do
que o nível que pode ser atingido pelos métodos de
tratamento de água praticados. Nesse caso, o Valor
Orientador deverá ser estabelecido no limite do tratamento praticado; e
– O valor orientador calculado pode ser ultrapassado em decorrência do processo de desinfecção. Nesse caso, o valor orientador deve ser definido
com base nos efeitos à saúde, mas os procedimentos de desinfecção devem ser garantidos.
2.1.5 Substâncias que ainda não foram avaliadas ou foram somente parcialmente avaliadas
Seguindo a recomendação da Agência Ambiental Federal da Alemanha (Federal Environmental Agency, 2003) para avaliar a presença de substâncias na água de consumo nos casos em que:
(iii) Os dados que permitiriam uma avaliação
da toxicidade para humanos são inexistentes ou incompletos, e
(iv)A sua eventual presença não é regulada por
um valor limite; recomenda-se um valor pragmático, valor paramétrico baseado em saúde – VPS (health-based parametric value - HPV) de 0,1 mg/L.
O VPS é um valor de precaução para as substâncias que são facilmente disseminadas em água
potável, para as quais uma avaliação com base na
54 Revista ABES-SP
toxicidade para humanos não é possível, ou apenas
parcialmente possível. Esta recomendação é baseada no conceito chamado de limite de interesse
toxicológico (Threshold of Toxicological Concern
– TTC– concept), avaliada por diferentes organizações sob a ótica de sua adequação como “critérios
de exposição segura”.
Esse nível é calculado de tal forma que uma
avaliação completa posterior de toxicidade humana
de uma substância não-genotóxica (com limiar de
efeito) ou de uma substância genotóxica (sem limiar
de efeito) vai, com certeza, produzir um valor guia
equivalente ou superior de consumo por toda a vida
que é tolerável ou aceitável em termos de saúde.
No caso das substâncias eventualmente presentes na água de beber que apresentem alguma informação sobre sua toxicidade, os seguintes valores
máximos (seguros) baseados na proteção à saúde
para o consumo por toda a vida podem ser preconizados:
l ≤ 0,3 μg/L: para substâncias cujos dados toxicológicos disponíveis são incompletos ou divergentes, porém, estas substâncias são comprovadamente não genotóxicas;
l ≤ 1 μg/L: para substâncias comprovadamente não genotóxicas e que apresentem dados in vitro
e in vivo significativos sobre a neurotoxicidade do
contaminante considerando a via oral como via de
exposição. No entanto, esses dados não produzem
um valor inferior a 0,3 μg/L;
l ≤ 3 μg/L: a substância não é genotóxica nem
neurotóxica (veja acima). Além disso, há, pelo menos, um estudo in vivo de toxicidade subcrônica por
via oral significativo do contaminante. No entanto,
esses dados não produzem um valor inferior a 1 μg/L.
Do ponto de vista de saúde, valores> 3 μg/L
podem ser tolerados na água potável para consumo ao longo da vida, sem revisão adicional, se pelo
menos um estudo de toxicidade crônica por via oral
estiver disponível, que propicie a avaliação toxicológica (quase) completa do contaminante demonstrando limiar de efeito acima de 3 μg/L.
3 Outras recomendações e necessidades
futuras
l Os padrões derivados usando esta metodologia devem ser revisados a cada seis anos, conforme estabelecido pela Portaria MS 518/2004 (Brasil,
2004) usando conhecimentos toxicológicos mais
atuais;
l
Desenvolvimento futuro de conceito de
avaliação de risco que integre química analítica, toxicologia e ecotoxicologia;
l
Considerar a possibilidade de que grandes sistemas de água no Brasil monitorem alguns
contaminantes não regulados. Isso seria similar à
Norma de Monitoramento de Contaminantes Não
Regulados dos EUA (USEPA, 2007);
l
Devem ser implementados programas de
proteção das fontes, processos de tratamento utilizados e de monitoramento;
l Avaliação das tecnologias de tratamento de
água de consumo em relação aos efeitos à saúde dos
subprodutos e produtos de transformação;
l Elaborar uma lista de substâncias usadas no
tratamento de água que são de importância à saúde
humana e ao ecossistema;
l Participação proativa de todos os atores sociais e governamentais por meio da construção de
diálogo aberto; e
l Realização de seminários voltados para a
educação.
Referências bibliográficas
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Preto-SP. Pesticidas: Revista de Ecotoxicologia e Meio Ambiente, v. 11, 2001.
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Federal Environmental Agency – Germany. Evaluation from the point of view of health of the presence in drinking water of
substances that are not (yet) possible or only partially possible to evaluate. Recommendation of the Federal Environmental
Agency after consultation with the Drinking Water Commission at the Federal Environmental Agency. 2003. 5 p. Disponível em:
<http://www.umweltdaten.de/wasser-e/empfnichtbewertbstoffe-english.pdf>. Acesso em: 01 dez. 2009.
Revista ABES-SP 55
Exemplo: Tebutiuron
Distribuição no ambiente (US NLM, 2006):
O tebutiuron é liberado no ambiente durante o seu uso como herbicida de amplo espectro para o controle
de plantas herbáceas e lenhosas. Também pode atingir o meio ambiente durante sua produção, formulação,
transporte e armazenamento. Quando aplicado ao solo, o tebutiuron persiste por muitos anos. Ele é degradado pela atividade microbiana e a degradação parece ser mais rápida em solo saturado. Perdas podem ocorrer
por escoamento (“runoff”), especialmente quando chove em período próximo à aplicação. O tebutiuron é
relativamente imóvel no solo, principalmente naquele com alto conteúdo de carbono orgânico e argila. Entretanto, em alguns tipos de solo, com alta taxa de fluxo, ele pode ser bastante móvel. Há evidências de que
uma parte do tebutiuron pode se ligar quimicamente ao solo por um ou dois meses e ficar indisponível para a
degradação. Se liberado na água, o tebutiuron é adsorvido ao sedimento sendo biodegradado lentamente. No
entanto, não há estudos aquáticos do tebutiuron. Parece que o tebutiuron não se volatiliza e nem é bioconcentrado nos organismos aquáticos. Se liberado na atmosfera, o tebutiuron é removido por sedimentação gravitacional. A fase de vapor do tebutiuron pode reagir com radicais hidroxilas produzidos fotoquimicamente
resultando em meia vida de 14,7h. A principal exposição humana ao tebutiuron é ocupacional, especialmente
durante a aplicação. A exposição dérmica pode ocorrer pelo contato com plantas e solo tratados. (SRC).
No Brasil, Gomes et al. (2001) analisando água de poço semi-artesiano da Fazenda São José, localizada
na microbacia do Córrego Espraiado (Ribeirão Preto/SP), no período 1995-1999, encontraram tebutiurom
em concentrações menores (valor máximo 0,09 µg/L) que o valor estabelecido pela Comunidade Europeia
para praguicidas na água potável. Monteiro et al. (2008) obtiveram concentrações entre 0,01-0,32 µg/L de
tebutiurom em amostras de água do rio Corumbataí, no período de 2004-2005.
Efeitos Toxicológicos (EXTOXNET, 1996):
l Toxicidade aguda: o tebutiuron quando ingerido apresenta moderada a baixa toxicidade para
animais de experimentação. Os valores de DL50
oral reportados para o tebutiuron são 644 mg/kg em
ratos, 579 mg/kg em camundongos, 286 mg/kg em
coelhos, maior do que 200 mg/kg em gatos, e maior
do que 500 mg/kg em cães. O tebutiuron apresenta
de leve a baixa toxicidade na exposição pela pele.
A DL50 dérmica do tebutiuron em coelhos é superior a 200 mg/kg. Não foram produzidas irritação na
pele nem outra manifestação de intoxicação quando
da aplicação de 200 mg/kg de material na pele de
coelhos. O tebutiuron não induziu sensibilização ou
reação alérgica quando testado na pele de cobaias. A
aplicação de 67 mg do herbicida nos olhos de coelhos
produziu conjuntivite aguda, inflamação do revestimento do olho, mas sem irritação para outras partes
do olho, a córnea, ou a íris. A inalação de tebutiuron
técnico na concentração de 3.7 mg/L, durante 4 horas
pelos animais, não causou toxicidade.
l Toxicidade crônica: Diminuições no ganho de peso e na contagem de células vermelhas
do sangue, juntamente com efeitos menores sobre
o pâncreas foram observados em ratos alimentados
com 125 mg/kg/dia por 3 meses. A exposição de
ratos a doses de tebutiuron na dieta tão altas quanto
80 mg/kg/dia por 2 anos foi bem tolerada, sem indicação de toxicidade cumulativa ou efeitos graves.
Da mesma forma, nenhum efeito tóxico foi observado em ratos expostos a doses tão altas quanto 200
mg/kg/dia por quase toda vida, ou em cães com do-
ses administradas de 25 mg/kg/dia por 1 ano.
l Efeitos reprodutivos: A capacidade reprodutiva de ratos alimentados pela dieta com doses
de tebutiuron tão altas quanto 56 mg/kg/dia foi perfeita, através de três gerações sucessivas, e nenhuma anormalidade foi detectada em pais ou filhos.
Tebutiuron administrado a coelhas grávidas em doses tão elevadas quanto 25 mg/kg/dia, e a ratas em
doses tão altas como 180 mg/kg/dia, não produziu
efeitos adversos em mães ou filhos. Com base nesses dados, é improvável que o tebutiuron provoque
efeitos reprodutivos.
l Efeitos teratogênicos: Nenhum efeito teratogênico foi observado em ratos alimentados com
180 mg/kg/dia de tebutiuron. Um estudo para verificar efeito teratológico em coelhos também teve
resultado negativo na maior dose testada de 25 mg/
kg/dia. Com base nesses dados, é improvável que o
tebutiuron cause defeitos de nascimento.
l Efeitos mutagênicos: O teste de mutagenicidade de Ames para tebutiuron foi negativo, como
foram também os ensaios de aberração cromossômica estrutural usando micronúcleo em camundongos. Com base nesses dados, parece que o tebutiuron não é mutagênico.
l Efeitos carcinogênicos: Nenhum efeito relacionado a tumor foi observado em um estudo que
alimentou ratos por 2 anos a doses de até 80 mg/kg/
dia, a maior dose testada. Um estudo oncogênico
de 2 anos em camundongos foi negativo na dose de
200 mg/kg/dia, a maior dose testada. Esses dados
indicam que o tebutiuron não é carcinogênico.
56 Revista ABES-SP
l Toxicidade nos órgãos: Dano ao pâncreas
foi observado em estudos com animais como resultado da exposição ao tebutiuron.
l Comportamento no organismo humano
e animais: Em ratos, coelhos, cães, patos e peixes,
o tebutiuron é prontamente absorvido do trato gastrintestinal para a corrente sanguínea, é rapidamente metabolizado, e depois excretado na urina. Testes
indicam que o herbicida é decomposto e excretado
dentro de 72 horas, em grande parte na forma de
metabólitos urinários.
Derivação dos valores orientadores ou
critérios
1 – O valor orientador é derivado a partir da
IDT/DRf, como descrito a seguir:
VO= (IDT/DRf x PC x P/ C
onde:
• PC = peso corpóreo
• P = fração da IDT alocada para água de beber
• C = consumo diário de água de beber
IDT do Tebutiuron= 0,07 mg/kg/dia (USEPA,
2009)
PC = 60 kg (WHO, 2008)
P = 0,2 (20% - WHO, 2008)
C = 2L (WHO, 2008)
Valor derivado= 0,42 mg/L
2– Valor orientador para uso em caso de emergência
IDT do Tebutiuron= 0,07 mg/kg/dia (USEPA,
2009)
PC = 60 kg (WHO, 2008)
P = 1 (100% - WHO, 2008)
C = 2L (WHO, 2008)
Valor derivado de emergência = 2,1 mg/L
US NLM. United States National Library of Medicine. Hazardous Substances Data Bank . Tebuthiuron (CARN 34014-18-1). Be
thesda, 2006. Disponível em: <http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/search/f?./temp/~2kie0k:1> Acesso em: 04 dez. 2009.
EXTOXNET. Pesticide Information Profile. Tebuthiuron. 1996. Disponível em:<http://extoxnet.orst.edu/pips/tebuthiu.htm> Acesso
em: 04 dez. 2009
Revista ABES-SP 57
ANEXO II
Informações toxicológicas de
alguns dos praguicidas
considerados prioritários
58 Revista ABES-SP
1 AMETRINA
CAS: 834-12-8
A ametrina é um herbicida que inibe a fotossíntese e outros processos enzimáticos. No Brasil, o
herbicida pode ser usado em pré e pós-emergência das plantas infestantes nas culturas de abacaxi,
algodão, banana, café, cana-de-açúcar, citros, mandioca, uva e milho.
Distribuição no ambiente
A meia-vida da ametrina em solos é de 70 a
250 dias, dependendo do tipo de solo e condições
do tempo. A perda pelo solo ocorre principalmente
por degradação microbiana. A ametrina apresenta
alta solubilidade na água e devido a isso se move
verticalmente e lateralmente no solo. Devido a
sua persistência, o composto pode lixiviar em razão de chuvas, inundações e escoamento da irrigação. Também devido à persistência e mobilidade,
o transporte da ametrina para a água superficial e
subterrânea é esperado por uso agrícola normal.
Nos Estados Unidos, a concentração máxima
encontrada na água superficial foi de 0,1 µg/L e na
água subterrânea de 450 µg/L. No Brasil, Monteiro
et al. (2008) obtiveram concentrações entre 0,7 e
22,15 µg/L de ametrina em amostras de água superficial do rio Corumbataí (SP).
Efeitos nos seres humanos
A ametrina tem mostrado baixa toxicidade
aguda dérmica, oral e inalatória para os seres humanos (USEPA, 2005). Os sintomas na exposição
aguda a altas doses incluem náusea, vômito, diarreia, fraqueza muscular e salivação. A ametrina não
é irritante aos olhos e pele. Com base nos dados disponíveis, a USEPA (2005) considera que a ametrina
apresenta baixa toxicidade crônica e aguda.
A USEPA estimou a DRf em 0,009 mg/kg.d
com base em estudo com ratos que receberam ametrina por gavagem, em doses de 0, 10 e 100 mg/
kg.dia, durante 6 dias/semana por 13 semanas. Os
animais apresentaram degeneração gordurosa do
fígado na dose de LEL 100 mg/kg.dia. Não foram
observados efeitos em 10 mg/kg.dia. Parece que o
estudo foi bem conduzido, com 12 machos e 12 fêmeas em cada grupo de dose. Um fator de incerteza
de 1000 foi aplicado por diferenças inter e intraespécies, e para a duração subcrônica do estudo crítico.
Parâmetro
USEPA
Índice de toxicidade
DRf
Valor (mg/kg.d)
0,009
Ano
1987
Base experimental (mg/kg.d) NOEL 10 (convertido para 8,6 mg/kg.d)
Fator de incerteza
1000
Fator modificador
1
Efeito ou órgão crítico
Fígado
Espécie
Rato
Estudo
Ciba-Geigy, 1961
Legislação
O Brasil não estabelece um valor máximo de
ametrina na água potável ou subterrânea (BRASIL,
2004, 2008). A WHO (2008) não recomenda um valor do herbicida na água potável.
A USEPA (2006, 2009) não estabelece valor
para ametrina na água potável, mas adota 60 µg/L
como Lifetime HA (Lifetime Health Advisories),
que não tem poder legal, mas serve como um guia
técnico para auxiliar os reguladores. O Lifetime
HA é a concentração de uma substância química na
água potável para a qual não é esperado que cause
qualquer efeito adverso não carcinogênico na exposição durante toda a vida, e é baseado na exposição
de um adulto que pesa 70 kg e ingere 2 litros de
água por dia.
A Austrália (AG, 2004) recomenda um valor
orientador de 5 µg/L de ametrina na água potável,
baseado no limite de detecção analítica ou na concentração máxima da substância que poderia ocorrer adotando-se boas práticas e, um valor de 50
µg/L para a proteção da saúde.
A Comunidade Europeia (EU, 1998) não estabelece um valor orientador de ametrina para a água
potável, mas adota 0,1 µg/L para um agrotóxico individual e 0,5 µg/L para a soma dos agrotóxicos.
Em 2008 a Austrália propôs um valor gatilho,
sem resposta subletal, de 0,5 µg/L, 1,0 µg/L e 1,6
µg/L de ametrina para a proteção de 99, 95 e 90%
dos organismos que vivem no Parque Marinho da
Grande Barreira de Corais (GBRMPA, 2008).
AG, Australian Government. Australian drinking water guidelines. 2004. Disponível em: http://www.nhmrc.gov.au/publications/
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BRASIl. Portaria MS nº 518/2004. Disponível em: http://portal.saude.gov.br/portal/arquivos/pdf/portaria_518_2004.pdf
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CORNELL UNIVERSITY. Ametryn. Disponível em: http://pmep.cce.cornell.edu/profiles/extoxnet/24d-captan/ametryn-ext.html
Revista ABES-SP 59
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GDWAN4rev1and2.pdf
2 ATRAZINA
CAS: 1912-24-9
A atrazina é um herbicida utilizado no controle de plantas daninhas na agricultura e em rodovias e linhas
férreas (ATSDR, 2003). No Brasil, o herbicida é empregado em pré ou pós-emergência das plantas infestantes nas culturas de abacaxi, cana-de-açúcar, milho, pinus, seringueira, sisal e sorgo.
Distribuição e transporte no ambiente
A atrazina é degradada lentamente na maioria
dos ambientes por processos biológicos ou químicos. O herbicida tende a persistir na água superficial
e subterrânea, com tendência moderada para ligarse ao sedimento. Quando degradada nos sistemas
aquáticos, os principais produtos de degradação são:
desetilatrazina (DEA), deisopropilatrazina (DIA) e
hidroxiatrazina (HAT). Dependendo da disponibilidade de luz solar, oxigênio, microrganismos e plantas, a meia-vida da atrazina na água pode ser maior
que seis meses; em alguns casos, não se observa
degradação do composto em sistemas aquáticos.
Esta falta de degradabilidade é uma das razões da
atrazina ser comumente observada em água superficial e água de poço utilizado para abastecimento.
O longo tempo de permanência na água superficial
indica que pode haver oportunidade para entrar na
cadeia alimentar (ATSDR, 2003).
No solo, a atrazina é degradada por processos
microbiológicos e degradação abiótica a DEA, DIA
e HAT. Estudos de campo no Kansas River Valley
(EUA) mostraram que DEA foi o principal produto
de degradação em solos argilosos. A concentração
de DIA foi significativamente menor que a do DEA
(IARC, 1991).
A concentração de atrazina em águas que recebem o escoamento de terras agrícolas é sazonal. A
concentração mais elevada é encontrada entre seis
semanas a dois meses após a aplicação, e concentrações baixas até níveis não detectáveis são observadas durante o resto do ano. Em rios e riachos, as
concentrações são maiores durante o escoamento
após tempestades em períodos pós-aplicação. Ge-
ralmente a atrazina é encontrada em concentrações
mais baixas na água subterrânea do que na água
superficial. Nos Estados Unidos, as concentrações
de atrazina raramente excedem 20 µg/L na água superficial. Os produtos de degradação DEA e DIA
podem ser encontrados na água superficial e subterrânea e são também produtos da degradação da
simazina, propazina e cianazina (IARC, 1991).
Estudos de campo e em nove rios americanos
mostraram que DEA e DIA ocorrem frequentemente na água superficial que recebe escoamento
de campos tratados com atrazina e cianazina. A
concentração desses produtos varia com as condições hidrológicas e o tempo de escoamento, com
concentrações máximas de 5 µg/L. A atrazina foi a
fonte de 98% de DEA e 75% de DIA (IARC, 1991).
Devido a relativa solubilidade da atrazina em
água, o composto pode ser transportado por escoamento superficial após aplicação e chegar à água
subterrânea e poços. No estado de Iowa (EUA), as
concentrações máximas de atrazina e DEA em água
subterrânea foram 2,1 µg/L e 0,59 µg/L, respectivamente (limite de detecção de 0,05 µg/L). Em outro
estudo com poços urbanos, a concentração máxima
de atrazina foi de 2,3 µg/L (limite de detecção de
0,002 µg/L). Na água potável, os níveis de atrazina
raramente excedem 1 µg/L (IARC, 1991).
No Brasil, Monteiro et al. (2008) encontraram
concentrações entre 0,6-3,88 µg/L de atrazina no
rio Corumbataí (SP), entre 2004-2005.
A análise de atrazina em amostras de água superficial do Córrego do Espraiado, em 9 pontos, e
de água subterrânea em 5 poços da Prefeitura de
Ribeirão Preto, no período de 2000 a 2002, mos-
60 Revista ABES-SP
trou que de todas as amostras de água superficial
coletadas mensalmente apenas quatro apresentaram
resíduos de atrazina, com concentrações entre 0,04
μg/L e 0,09 μg/L. Para as amostras de água subterrânea apenas uma apresentou concentração de 0,03
μg/L de atrazina (limite de quantificação de 0,02
μg/L) (Cerdeira et al., 2005).
Bortoluzzi et al. (2007) detectaram atrazina
em água de poço (0,24 μg/L) da Bacia Agudo (RS),
durante o cultivo de tabaco. Na Bacia Arvorezinha
foram encontradas concentrações de 0,69 μg/L em
poço e 0,82 μg/L na água superficial. Na Bacia
Cristal, 0,42 μg/L e 0,19 μg/L na água de poço e
0,13 μg/L na água superficial.
A principal via de exposição humana a atrazina
é a ingestão de água potável. A exposição por alimento não é significativa (ATSDR, 2007). Na exposição
aguda podem ocorrer efeitos no coração, pulmões e
rins, baixa pressão sanguínea, espasmos musculares,
perda de peso e dano às glândulas adrenais quando
indivíduos são expostos a concentrações acima de
3 µg/L de atrazina na água potável (USEPA, 2006).
Estudos mostraram alguma evidência para uma associação entre atrazina e aumento no risco de câncer
ovariano ou linfomas. Entretanto esta informação
é considerada inadequada para conclusão de que a
atrazina causa esses efeitos (CCME, 2009).
A exposição ao composto tem sido associada
com aumento do parto prematuro espontâneo e vários defeitos de nascença em casais que viviam em
fazendas que utilizavam o herbicida. No entanto, a
falta de informação sobre os níveis de exposição e
a exposição simultânea a outros praguicidas tornaram o estudo inadequado para avaliar esses efeitos
(ATSDR, 2003).
O principal efeito da atrazina em ratos é a
desregulação do ciclo estral, a qual é mediada por
alteração no eixo pituitário-hipotálamo-gonadal.
Diferenças na fisiologia reprodutiva entre ratos e o
homem faz com que esse mecanismo provavelmente não ocorra no ser humano. Entretanto, efeitos
similares foram observados em suínos e o mecanismo não está elucidado. Além disso, se desconhece
se a atrazina ou seus metabólitos são responsáveis
por esses efeitos (ATSDR, 2003).
A IARC classifica a atrazina no Grupo 3 – a
evidência de carcinogenicidade da atrazina para humanos é inadequada e para animais de experimentação é inadequada ou limitada. Segundo a IARC,
os tumores mamários associados com exposição a
atrazina envolvem um DNA não reativo mediado
por mecanismo hormonal (IARC, 1999).
Legislação
No Brasil, o valor máximo permitido de atrazina na água potável ou na subterrânea é de 2 µg/L;
10 µg/L para a água de irrigação e 5 µg/L para a
água de dessedentação de animais (BRASIL, 2004,
2008). A WHO (2008) recomenda 2 µg/L na água
para consumo humano.
A USEPA (2006) estabelece um limite máximo
de 3 µg/L de atrazina na água potável, valor esse
também adotado pela FDA para a água engarrafada
(ATSDR, 2007).
A Comunidade Europeia (EU, 1998) não estabelece um valor orientador de atrazina para a água
de consumo humano, mas adota 0,1 µg/L para um
agrotóxico individual e 0,5 µg/L para a soma dos
agrotóxicos.
Na Argentina, o valor orientador para atrazina
é ≤ 2,7 µg/L para a água filtrada, superficial ou subterrânea com tratamento especial. No caso de água
filtrada, com tratamento convencional, o valor é ≤
1,5 µg/L. Para a proteção da biota aquática o valor
é ≤ 3 µg/L e irrigação entre ≤ 0,04 e 0, 13 µg/L,
dependendo da taxa de irrigação.
No Canadá (CCME, 2008) a concentração máxima aceitável provisória de atrazina e seus produtos de degradação na água potável é de 5 µg/L. Para
a proteção da vida aquática o valor é 1,8 µg/L, 10
µg/L para a água de irrigação e 5 µg/L para a água
de dessedentação de animais.
orientador de 0,1 µg/L de atrazina na água potável, baseado no limite de detecção analítica ou na
concentração máxima da substância que poderia
ocorrer adotando-se boas práticas e, um valor de 40
µg/L para a proteção da saúde.
Na Nova Zelândia (2008) o valor máximo aceitável de atrazina na água potável é 2 µg/L.
Em 2008 a Austrália propôs um valor gatilho
de 0,4 µg/L, 2,4 µg/L e 5,9 µg/L de atrazina para
a proteção de 99, 95 e 90% dos organismos que
vivem no Parque Marinho da Grande Barreira de
Corais (GBRMPA, 2008).
Devido a alta mobilidade no solo e seu potencial para contaminar a água, a atrazina é banida
em vários países europeus, como Itália, Noruega
e Suécia. A Alemanha baniu todos os produtos
contendo atrazina. O Reino Unido baniu o uso do
herbicida em situações de uso não-agrícola, mantendo o uso agrícola para grãos (ATSDR, 2003).
Para a Australian Pesticides and Veterinary Medicines Authority (AVPMA, 2008a), a atrazina não
foi banida na Europa e sim não incluída na relação
de ingredientes ativos para produtos fitossanitários.
A decisão da Comissão Europeia não foi baseada
Revista ABES-SP 61
em razões toxicológicas específicas, mas devido à
preocupação que os resíduos de atrazina na água
subterrânea poderiam exceder o limite de 0,1 µg/L
estabelecido para todas as substâncias químicas.
Segundo o Comitê Científico para Plantas, da Comissão Européia (EC, 2004), os dados de monitoramento da atrazina são insuficientes para demonstrar
que a concentração do ingrediente ativo e de seus
produtos de degradação em grandes áreas não excederá 0,1 µg/L na água subterrânea. Além disso, não
se pode garantir que o uso contínuo em outras áreas
permitirá uma recuperação satisfatória da qualidade
da água subterrânea quando as concentrações já excederam 0,1 µg/L na água subterrânea.
ARMAS, E.D. et al. Diagnóstico espaço-temporal da ocorrência de herbicidas nas águas superficiais e sedimentos do rio Corumbataí
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62 Revista ABES-SP
3 CLOMAZONA
CAS: 81777-89-1 (sinonímia dimetazona)
No Brasil, o herbicida clomazona é empregado em pré-emergência das plantas infestantes nas culturas
de algodão, arroz, batata, cana-de-açúcar, fumo, mandioca, milho, pimentão e soja.
No solo, a clomazona é metabolizada sob condições aeróbicas com meia-vida variando de 28 a
173 dias, dependendo do tipo de solo. Sob condições anaeróbias, o composto rapidamente se degrada (meia-vida de 13 dias) a (N-[(2-clorofenol)
metil]-3-hidroxi-2,2-dimetil propanamida) (USEPA, 2007). O herbicida é moderadamente persistente no solo (TOXNET, 2006).
Na água superficial, o composto pode existir na
fase dissolvida e aderido a partículas em suspensão
e sedimento, com meia-vida de 1,5 a 2,5 meses. O
subproduto de degradação N-[(2-clorofenol)metil]3-hidroxi-2,2-dimetil propanamida pode ser encontrado na água superficial e persistir, especialmente
sob condições anaeróbias (USEPA, 2007).
Com base em dados de laboratório e de campo,
a clomazona provavelmente não contamina a água
subterrânea, entretanto é possível que a água superficial seja contaminada por escoamento, pulverização e volatilização (USEPA, 2007).
concentrações entre 0,14-0,73 µg/L de clomazona
em amostras de água do rio Corumbataí, no período
de 2004-2005.
No Rio Grande do Sul, Zanella et al. (2007)
obtiveram concentrações entre 0,31-1,72 µg/L nas
águas dos rios Ibicuí, Ibicuí-Mirim, Vacacaí, Jacuí
e Vacacaí-Mirim, durante o cultivo de arroz de dezembro/1999 a março/2000 e de 0,60 a 1,15 µg/L
na safra de dezembro/2000 a março/2001.
Bortoluzzi et al. (2007) encontraram concentrações
de 2,68 µg/L e 10,84 µg/L em água de poço, e 15,69
µg/L na água superficial da Bacia Arvorezinha (RS),
durante o cultivo de fumo. O herbicida não foi detectado nas águas de poço e superficial das Bacias Agudo e
Cristal (limite de detecção na água superficial 0,2 µg/L).
Marchesan et al. (2007) avaliaram a concentração dos herbicidas clomazona, propanil e quinclorac,
de 2000 a 2003, durante o cultivo de arroz no Rio
Grande do Sul. A clomazona foi detectada em concentração mínima de 1,32 µg/L e máxima de 8,85 µg/L
no rio Vacacaí, e mínima de 0,41 µg/L e máxima de
5,62 µg/L no rio Vacacaí-Mirim (limites de detecção
e quantificação de 0,1 e 0, 3 µg/L, respectivamente).
Não foram encontrados estudos sobre efeitos
à saúde da clomazona na pesquisa realizada. Não
consta informação sobre o herbicida no IRIS ou
TERA. Segundo um Draft da Dinarmarca (2005),
o herbicida apresenta toxicidades aguda oral e inalatória moderadas e baixa toxicidade dérmica. Não
é irritante para a pele e olhos. Em estudos de curto
prazo o órgão-alvo foi o fígado com alterações no
peso, elevação do colesterol sérico e alterações hepáticas. Foi observada breve anemia em cães. Não
foram observados problemas de saúde clinicamente
relevantes associados com a exposição de trabalhadores de acordo com estudo da companhia produtora do herbicida. O Draft cita os NOAEL:
Rato: NOAEL 200 mg/kg.d
Camundongo: NOAEL foi de 300 mg/kg.d
Cão: ADI = 12,5 mg/kg bw/day / 100 = 0,125
mg/kg bw/day.
Legislação
clomazona na água potável ou subterrânea (BRASIL, 2004, 2008). A WHO (2008) não recomenda
um valor do herbicida na água potável.
A USEPA (2006) não estabelece valor de clomazona na água para consumo humano. No Estado
de Wiscosin (2008), o nível para a proteção da saúde (HAL – Lifetime Health Advisory Level) é de
430 µg/L para a água potável e subterrânea. O HAL
serve como um valor guia para auxiliar consultores
sobre regulação da água e decisões para remedição
de água subterrânea.
A Comunidade Europeia (EU, 1998) não estabelece um valor orientador para clomazona, mas
adota 0,1 µg/L para um agrotóxico individual e 0,5
µg/L para a soma dos agrotóxicos.
A Comissão Europeia (EC, 2007) estabeleceu
uma IDA de 0,133 mg/kg/dia para a clomazona, não
alocando ARfD (acute reference dose) devido a baixa toxicidade do herbicida. O Ingresso Diário Máximo Teórico (TMDI; excluindo água e produtos de
origem animal) para um adulto de 60 kg é <0,5% da
IDA. A revisão da Comissão estabeleceu que os resíduos resultantes dos usos do herbicida, de acordo
com as boas práticas de proteção, não apresentam
efeitos prejudiciais à saúde humana ou animal.
A USEPA (2009) está reavaliando o risco ecológico do herbicida.
Revista ABES-SP 63
BORTOLUZZI, E et al. Investigation of the occurrence of pesticides residues in rural wells and superficial water following aplication
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4 HEXAZINONA
CAS: 51235-04-2
Hexazinona é um herbicida não seletivo usado no controle de plantas infestantes em áreas agrícolas e
não-agrícolas (Health Canada, 2009). No Brasil, o herbicida é empregado na pré e pós-emergência de plantas infestantes da cultura de cana-de-açúcar.
No solo a hexazinona apresenta persistência
alta a moderada, com meia-vida variando de 30 a
180 dias (média de 90 dias). É degradada por microrganismos, mas também pode ser decomposta
pela luz solar. O composto é pouco adsorvido às
partículas do solo, muito solúvel em água e lentamente degradado. Provavelmente apresenta mobilidade na maioria dos solos e tem potencial para
contaminar a água subterrânea (OSU, 1996).
Na água, a fotodecomposição, biodegradação
e diluição são os principais mecanismos da perda
da atividade da hexazinona em sistemas aquáticos
(OSU, 1996).
concentrações entre 0,02 e 0,5 µg/L do herbicida
nas águas do rio Corumbataí (SP), entre 2004-2005.
O monitoramento da hexazinona em 7 poços
da microbacia do córrego Espraiado (Ribeirão
Preto/SP) não indicou a presença do herbicida. Os
valores encontrados estiveram abaixo do limite de
detecção de 0,02 µg/L (limite de quantificação 0,07
µg/L) (Queiroz et al., 2005).
Queiroz et al. (2009) determinaram experimentalmente o coeficiente de adsorção ao carbono orgânico e a meia-vida da hexazinona em solo
representativo da região de Ribeirão Preto (SP),
produtora de cana-de-açúcar, e verificaram que o
herbicida possui potencial para contaminar a água
subterrânea. Os autores encontraram meia-vida de
125 dias para profundidade de 0-10 cm e 145 dias
para 10-20 cm em latossolo vermelho distrófico
64 Revista ABES-SP
psamítico, representativo da região.
A hexazinona apresenta baixa toxicidade por via
oral, dérmica e inalatória. É um irritante leve para a
pele e grave para os olhos. O composto não é classificado como carcinógeno humano e não é mutagênico (FAO, 2006). A USEPA estimou a DRf do composto em 0,033 mg/kg.d com base em estudo com
ratos que receberam hexazinona na dieta, em doses
de 0, 200, 1000 e 2500 ppm por 2 anos. O ganho de
peso de machos e fêmeas que receberam 2500 ppm
do herbicida e fêmeas que receberam 1000 ppm foi
menor que o do grupo controle e de outros grupos
testados. Não houve evidência clínica, hematológica
ou urinária de toxicidade. Um fator de incerteza de
100 foi aplicado por diferenças inter e intraespécies,
e outro adicional de 3 devido a falta de um estudo
crônico com espécies mais sensíveis (cães).
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Base experimental
(mg/kg.d)
Fator de incerteza
Fator modificador
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,033
1987
NOEL 200 ppm
(convertido para 10 mg.kg.d)
300
1
Diminuição do peso
Legislação
hexazinona na água potável ou subterrânea (BRASIL, 2004, 2008). A WHO (2008) não recomenda
Nos EUA (USEPA, 2006) o nível para a proteção da saúde é de 400 µg/L (HAL – Lifetime Health
Advisory Level) na água potável. O Estado de Maine (2008) estabelece o valor máximo de exposição
(MEG) de 230 µg/L do herbicida na água potável.
A Austrália (AG, 2004) estabelece um valor
orientador de 2 µg/L de hexazinona na água potável, baseado no limite de detecção analítica, e um
valor (health value), baseado em 10% da IDA, de
300 µg/L para a proteção da saúde. Para propostas
recreacionais, a concentração máxima do herbicida
é de 600 µg/L (Austrália, 2000).
Na Nova Zelândia (2008) o valor máximo aceitável provisório é de 400 µg/L para a água potável.
A Comunidade Europeia (EC, 1998) não estabelece um valor orientador para hexazinona, mas
de 75 µg/L de hexazinona para a proteção dos organismos que vivem no Parque Marinho da Grande
Barreira de Corais (GBRMPA, 2008).
rato
Du Pont, 1977
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Revista ABES-SP 65
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5 PICLORAM
CAS: 1918-02-1
O picloram é um herbicida de amplo espectro para o controle de plantas lenhosas e pastagens. É usado
também em áreas não agrícolas como margens de rodovias, linhas férreas, instalações militares, aeroportos,
terrenos sob torres de energia e ao longo de gasodutos (FAO, 2004). No Brasil, o herbicida pode ser usado
em pós-emergência das plantas infestantes nas culturas de arroz, cana-de-açúcar, pastagens e trigo, e em
pré-emergência das plantas infestantes na cultura da cana-de-açúcar.
No solo, o picloram é degradado principalmente por ação microbiológica e a degradação é inversamente relacionada à concentração do herbicida,
conforme aumenta a concentração do composto,
diminui a degradação (CCME, 1999). O herbicida
apresenta persistência alta a moderada no solo; normalmente não se adere fortemente às partículas do
solo e a volatilização é praticamente nula. A meiavida em solos varia de 20 a 300 dias, com uma estimativa média de 90 dias, mas pode ser maior em
regiões secas (OSU, 1996). Condições alcalinas,
textura dos solos argilosos e baixa densidade de raízes nas plantas podem aumentar a persistência do
picloram (USDA, 2000).
O principal subproduto do picloram no solo
é dióxido de carbono, porém a pequena quantidade produzida provavelmente não é prejudicial ao
ambiente. Um estudo sobre a decomposição do picloram no solo identificou 2 compostos em baixas
quantidades: ácido 4-amino-3,5-dicloro-6-hidroxipicolinico e 4-amino-2,3,5-tricloro-piridina. Esses
metabólitos também são encontrados em plantas
expostas ao herbicida (USDA, 2000).
Na água, estudos de laboratório indicam que
a fotólise é o principal mecanismo para a degradação do picloram. A hidrólise do composto não é
significativa (CCME, 1999). A meia-vida na água
superficial varia de 2,3 - 41,3 dias (OSU, 2002). É
um dos herbicidas com maior mobilidade no solo e
é improvável que se degrade na água subterrânea,
tem alto potencial para contaminar a água superficial (FAO, 2004).
Dados indicam que o picloram puro tem pouco
efeito na reprodução e não é teratogênico, porém
existe preocupação quanto ao risco potencial das
misturas de picloram (CEPA, 1997).
A exposição humana por curtos períodos a
níveis acima de 5 µg/L de picloram na água potável pode causar dano no sistema nervoso central,
fraqueza, diarreia e perda de peso. Na exposição
crônica, o picloram tem potencial para causar dano
hepático (USEPA, 2006).
Segundo IARC (1997), a evidência de carcinogenicidade do picloram para humanos é inadequada
e para animais de experimentação é inadequada ou
limitada, sendo o composto classificado no Grupo 3.
A USEPA estimou a DRf em 0,07 mg/kg.d com
base em estudo com cães que receberam 0, 7, 35 e
175 mg/kg/dia de picloram na dieta. Os efeitos observados incluem redução no consumo de alimento
e peso em cães de ambos os sexos que receberam
175 mg/kg.d. Também foram observados efeitos
no fígado em machos que receberam 35 mg/kg.d e
em ambos os sexos em receberam 175 mg/kg.d (aumento absoluto e peso relativo do fígado e elevada
fosfatase alcalina sérica). Um fator de incerteza de
100 foi aplicado por diferenças inter e intraespécies.
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Base experimental (mg/kg.d)
Fator de incerteza
Fator modificador
Efeito ou órgão A
crítico
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,07
1988
NOEL 7
100
1
umento no peso do
fígado
Cão
Dow Chemical, 1982
Legislação
66 Revista ABES-SP
picloram na água potável ou subterrânea (BRASIL,
2004, 2008). A WHO (2008) não recomenda um valor do herbicida na água potável.
A Comunidade Europeia (EC, 1998) não estabelece um valor orientador de picloram na água
para consumo humano, mas adota 0,1 µg/L para um
agrotóxicos.
Os Estados Unidos (USEPA, 2006) estabelecem um limite máximo de 500 µg/L de picloram na
água potável. No Canadá (CCME, 2008) a concentração máxima aceitável provisória é 190 µg/L para
a água potável. Para a proteção da vida aquática o
valor é provisório - 29 µg/L. Para a água de dessedentação de animais é 190 µg/L.
de 300 µg/L de picloram na água potável para a
proteção da saúde. O valor saúde (health value)
é baseado em 10% da IDA. Para propostas recreacionais, o valor do herbicida na água é 30 µg/L
(Austrália, 2000).
Na Nova Zelândia (2008) o valor máximo
aceitável de picloram na água potável é 200 µg/L.
A Argentina recomenda um valor orientador
de picloram de ≤ 140 µg/L para a proteção da
biota aquática.
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6 SULFENTRAZONA
CAS: 122836-35-5
No Brasil, o herbicida sulfentrazona é empregado em pré-emergência das plantas infestantes nas culturas
de abacaxi, café, cana-de-açúcar, citros, eucalipto, fumo e soja. Aplicação em pós-emergência das plantas infestantes na cultura da soja. Para uso não agrícola aplicação em áreas industriais, aceiros, rodovias e ferrovias.
A sulfentrazona tem as seguintes características: 1) moderada solubilidade, 2) não susceptível
para hidrólise, 3) extremamente susceptível para a
fotólise direta na água, 4) muito estável para fotólise no solo, 5) meia-vida aeróbia de 1,5 ano, 6) meiavida anaeróbia de 9 anos, 7) alta mobilidade no solo
e, 8) baixa volatilidade de solos e água. Com essas
propriedades, parece que o herbicida tem alta mobilidade e persistência, e tem forte potencial para lixiviar da água subterrânea e mover para a água superficial. Sob determinadas condições, a sulfentrazona
pode ter alto potencial para escoar para a água superficial (principalmente via dissolução) por vários
ou muitos meses após a aplicação (USEPA, 1997).
Revista ABES-SP 67
concentração de 0,10 µg/L de sulfentrazona em
amostra de água do rio Corumbataí.
Não foram encontrados estudos sobre efeitos à
saúde da sulfentrazona na pesquisa realizada. Não
consta informação sobre o herbicida no IRIS ou TERA.
O Federal Register, dos EUA, cita vários NOAEL de
acordo com os estudos. O Escritório de Segurança Química da Austrália (2008) cita os dados abaixo:
ADI: 0,05 mg/kg peso corporal
NOEL: 12 mg/kg peso corporal
Estudo: 2 gerações de ratos, com base na diminuição do peso do filhote e viabilidade da dose mais
alta 31 mg/kg/d
NOEL para rato: 36 mg/kg.d
NOEL para cão: 30 mg/kg.d
Legislação
O Brasil não estabelece um valor máximo
de sulfentrazona na água potável ou subterrânea
(BRASIL, 2004, 2008). Não foi encontrada legislação internacional sobre o herbicida.
A Comunidade Europeia (EC, 1998) não estabelece um valor orientador para sulfentrazona, mas
Nos Estados Unidos, o nível de preocupação
para a água potável foi estimado em 298 ppb para
todos os adultos e 250 ppb para mulheres adultas.
Segundo a fonte, esses valores excedem o valor
máximo monitorado de 42 ppb na água (estudo da
Carolina do Norte), mas indicam um baixo risco
potencial por exposição agregada (alimento, água e
uso residencial) aos resíduos de sulfentrazona (Federal Register, 2003).
USEPA. Pesticide Fact Sheet. Sulfentrazone. 1997. Disponível em: http://www.epa.gov/opprd001/factsheets/sulfentrazone.pdf
Australian Office of Chemical Safety, Departamento of Health and Ageing. ADI LIST. 2008. Disponível em: http://www.health.gov.
au/internet/main/publishing.nsf/Content/E8F4D2F95D616584CA2573D700770C2A/$File/ADI%20Report%20-%20Dec%20
2008.pdf
Federal Register. Sulfentrazone: Notice of Filing Pesticide Petitions to Establish Tolerances for a Certain Pesticide Chemical in or
on Food. 2003. [Federal Register: March 7, 2003 (Volume 68, Number 45)]. Disponível em: http://www.epa.gov/EPA-PEST/2003/
March/Day-07/p5319.htm
7 TEBUTIUROM
CAS: 34014-18-1
O herbicida tebutiurom é usado em áreas não agrícolas como pastagens, linhas férreas, rodovias etc.
(CCME, 1999). No Brasil o composto é empregado em pré-emergência das plantas infestantes na cultura de
cana-de-açúcar e pastagens.
No solo, o tebutiurom apresenta baixa persistência, com meia-vida variando de 12 a 15 meses,
e é degradado lentamente por atividade microbiana.
A fotodegradação não é significativa. O composto
adere fracamente ao solo, sugerindo alta mobilidade. Em estudos de campo não se observou movimento no solo, mesmo em solos argilosos ou com
conteúdo de matéria orgânica. O herbicida foi encontrado na água subterrânea de alguns estados
americanos em concentrações acima de 3,8 µg/L
(OSU, 1996).
No Brasil, Gomes et al. (2001) analisando água
de poço semi-artesiano da Fazenda São José, localizada na microbacia do Córrego Espraiado (Ribeirão
Preto/SP), no período 1995-1999, encontraram tebutiurom em concentrações menores (valor máximo 0,09 µg/L) que o valor estabelecido pela Comunidade Europeia para praguicidas na água potável.
Monteiro et al. (2008) obtiveram concentrações
entre 0,01-0,32 µg/L de tebutiurom em amostras de
água do rio Corumbataí, no período de 2004-2005.
A USEPA estimou a DRf em 0,07 mg/kg.d com
base em estudo com ratos que receberam tebutiurom técnico na dieta, em doses de 0, 100, 200 e 400
ppm, por 101 dias ou 121 dias e então por um período suficiente para acasalar. Não foram observados
efeitos adversos no estudo exceto pouco ganho de
68 Revista ABES-SP
peso durante o período de pré-acasalamento das fêmeas F1 que receberam 200 ppm e 400 ppm (14
e 28 mg/kg.d) do herbicida na dieta. Um fator de
incerteza de 1000 foi aplicado por diferenças inter
e intraespécies.
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Fator de incerteza
Fator modificador
Efeito ou órgão
crítico
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,07
1988
NOEL 100 (convertido
para 7 mg/kg.d)
100
1
Fígado
rato
Elanco Products, 1981
Legislação
tebutiurom na água potável ou subterrânea (BRASIL, 2004, 2008). A WHO (2008) não recomenda
Nos EUA (USEPA, 2006) o nível para a proteção da saúde é de 500 µg/L (HAL – Lifetime Health
Advisory Level) para a água potável.
No Canadá (CCME, 2008) os valores provisórios para a proteção de organismos aquáticos de água
doce é 1,6 µg/L, água de irrigação 0,27 µg/L (cereais)
e água para dessedentação de animais 130 µg/L.
de 0,02 µg/L, 2 µg/L e 20 µg/L de tebutiurom para
a proteção de 99, 95 e 90% dos organismos que vivem no Parque Marinho da Grande Barreira de Corais (GBRMPA, 2008).
ceqg-rcqe.ccme.ca/
OSU, Oregon State University. Pesticide Information Profiles: Tebuthiurom. 1996. Disponível em: http://extoxnet.orst.edu/pips/
tebuthiu.htm
nível em: http://www.gbrmpa.gov.au/__data/assets/pdf_file/0016/33802/WaterQualityGuidelinefortheGBR.pdf
Gomes, MAF et al. Ocorrência do herbicida tebuthiurom na água subterrânea da microbacia do Córrego Espraiado, Ribeirão Preto –
SP. Pesticidas: Revista de Ecotoxicologia e Meio Ambiente, v. 11, 2001.
USEPA. Tebuthiuron (CASRN 34014-18-1). Disponível em: http://www.epa.gov/ncea/iris/subst/0264.htm
GDWAN4rev1and2.pdf
8 PROPANIL
CAS: 709-98-8
No Brasil o propanil é empregado em pós-emergência das plantas infestantes na cultura de arroz.
O propanil apresenta baixa persistência no
solo. A meia-vida é menor que 5 dias. O composto é
solúvel em água e adsorve fracamente às partículas
do solo. O herbicida é rapidamente biodegradado
no solo em vários metabólitos, incluindo 3,4-dicloroanilina, ácido propiônico e 3,3’,4,4’-tetracloroazoxibenzeno, e 2 formas isoméricas de tetracloroazobenzeno (OSU, 1996, WHO, 2004). Sua rápida
decomposição no solo praticamente elimina o potencial para contaminar a água subterrânea (OSU,
1996).
Na água, o composto rapidamente irá se degradar por atividade microbiana e não é persistente.
Sua meia-vida na água é de 2 dias sob condições
aeróbias e de 2 a 3 dias sob condições anaeróbias
(OSU, 1996). Na água, o propanil e 3,4-dicloroanilina são rapidamente degradados pela luz solar para
compostos fenólicos, os quais depois polimerizam
(WHO, 2004).
Nos Estados Unidos foram encontrados resíduos de propanil abaixo de 30 µg/L em amostras
de água coletadas em campos de cultivo de arroz.
O herbicida ocasionalmente pode ser detectado na
água subterrânea (WHO, 2004).
No Brasil, Costa et al. (2008) avaliando a presença de herbicidas nos rios que abastecem os municípios de Turvo e Meleiro, localizados na região
sul de Santa Catarina, os quais são utilizados para o
cultivo de arroz irrigado, encontraram valores entre
Revista ABES-SP 69
0,02 e 0,05 µg/L de propanil.
Marchesan et al. (2007) avaliaram a concentração dos herbicidas clomazona, propanil e quinclorac, de 2000 a 2003, durante o cultivo de arroz
no Rio Grande do Sul. O propanil foi detectado em
concentração mínima de 0,72 µg/L e máxima de
11,0 µg/L no rio Vacacaí, e mínima de 0,58 µg/L e
máxima de 12,9 µg/L no rio Vacacaí-Mirim (limites
de detecção e quantificação de 0,1 e 0, 3 µg/L, respectivamente).
Monteiro et al. (2008) encontraram concentrações entre 0,04-0,72 µg/L de propanil no rio Corumbataí (SP), entre 2004-2005.
A provável dose letal oral está entre 0,5-5 g/
kg de peso corporal. A exposição ao composto produz irritação local e depressão do sistema nervoso.
A ingestão causa irritação local com sensação de
queimação na boca, esôfago e estômago, engasgo,
tosse, náusea e vômito, seguido por cefaléia, tontura, sonolência e confusão (WHO, 2004).
A USEPA estimou a DRf do composto em
0,005 mg/kg.d com base em estudo com ratos que
receberam propanil na dieta, em doses de 0, 100,
400 e 1600 ppm por 2 anos. Observou-se aumento
relativo no peso do baço das fêmeas que receberam
400 ppm do composto. Um fator de incerteza de
100 foi aplicado por diferenças inter e intraespécies, e outro adicional de 10 pela falta de dados de
toxicidade adequados.
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Fator de incerteza
Fator modificador
Efeito ou órgão
crítico
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,005
1988
NOEL 100 ppm (convertido
para 5 mg/kg.d)
1000
1
Aumento do peso do baço
rato
Rohm and Haas Co, 1964
Legislação
No Brasil, o valor máximo permitido de propanil na água potável ou na subterrânea é de 20 µg/L
e de 1000 µg/L para a água de recreação (BRASIL,
2004, 2008).
A WHO (2008) não recomenda valor do herbicida na água potável. Segundo a WHO (2004),
embora um valor orientador baseado na saúde possa ser derivado para a água potável, isso não é feito
devido ao fato de o propanil ser rapidamente transformado em metabólitos que são mais tóxicos. Portanto, um valor orientador para o composto original
é inapropriado e os dados sobre os metabólitos são
inadequados não permitindo a derivação do valor.
As autoridades devem considerar a possível presença de metabólitos mais tóxicos na água.
A Comunidade Europeia (EC, 1998) não estabelece um valor orientador de propanil para a água
de consumo humano, mas adota 0,1 µg/L para um
agrotóxicos.
A USEPA (2006) não estabelece valor de propanil na água para consumo humano. O Estado do
Maine (2008) recomenda um valor máximo de exposição (MEG) de 35 µg/L.
orientador de 0,1 µg/L de propanil na água potável,
baseado no limite de detecção analítica ou na concentração máxima da substância que poderia ocorrer
adotando-se boas práticas e, um valor de 500 µg/L
para a proteção da saúde. A concentração máxima
para uso recreacional é 1000 µg/L (Austrália, 2000).
Na Nova Zelândia (2008) o valor máximo aceitável é 20 µg/L na água potável.
Em 2008, a Comunidade Europeia (EC, 2008)
decidiu que a substância não deveria ser incluída no
anexo I da Diretiva 91/414/EEC e retirada das autorizações para produtos de proteção de plantas contendo a substância, com base na falta substancial
de dados para avaliar o risco na exposição aguda
e crônica de pássaros, o risco para artrópodes nãoalvo e risco para abelhas, em particular com relação
ao metábolito 3,4-DCA.
pdf_file/0003/316128/wqg-ch5.pdf
EC, European Comission Health & Consumer Directorate. Review report for the active substance propanil. 2008. Disponível em:
http://ec.europa.eu/food/plant/protection/evaluation/existactive/list_propanil.pdf
OSU, Oregon State University. Pesticide Information Profiles: Propanil. 1996. Disponível em: http://extoxnet.orst.edu/pips/propanil.
htm
COSTA, LLF et al. Determinação de herbicidas usados no cultivo de arroz irrigado na região sul do Estado de Santa Catarina através
70 Revista ABES-SP
da SPME-GC-ECD. Quim Nova, 31(1): 79-83, 2008.
MAINE Department of Human Service. Maximum exposure guidelines (MEGs) for drinking water. 2008. Disponível em: http://
www.state.me.us/dhhs/eohp/wells/documents/megtable.pdf
MARCHESAN, E et al. Rice herbicide monitoring in two Brazilian Rivers during the Rice growing season. Sci. Agri., 64(2): 131137, March/April 2007.
nsf/pagesmh/8534
USEPA. Propanil (CASRN 709-98-8). Disponível em: http://www.epa.gov/ncea/iris/subst/0186.htm
WHO. Propanil in Drinking-water. 2004. Disponível em: http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/chemicals/propanil.pdf
GDWAN4rev1and2.pdf
9 ALDICARBE
CAS: 116-06-3
Aldicarbe é um inseticida, acaricida e nematicida, extremamente tóxico, da classe dos carbamatos. Utilizado no Brasil em culturas de batata, café, cana de açúcar e citrus, por aplicação direta no solo.
Aldicarbe é moderadamente persistente no solo.
Umidade e pH tem um impacto importante na velocidade de degradação do aldicarbe, que é muito solúvel em água e apresenta grande mobilidade no solo.
Sua mobilidade é maior em solos arenosos e areno
argilosos. Tem sido encontrado em águas de consumo em mais de 25 países e em 12 estados em concentrações que excederam o Nível de Contaminação
Máximo Aceitável. A meia-vida do aldicarbe na
água varia de 1 dia alguns meses. Em água de poço
se degrada rapidamente e sua meia-vida é de 5 a 10
dias. Devido à sua rápida velocidade de degradação,
os níveis na água superficial são bem menores dos
que nas águas subterrâneas (EXTOXNET, 2008).
Aldicarbe é um inibidor da acetilcolinesterase
e pode produzir uma variedade de sintomas que vão
de fraqueza, visão turva, dor de cabeça, náuseas,
lacrimejamento, suor e tremores. Doses elevadas
podem resultar em morte por paralisia do sistema
respiratório. Existem muito poucas evidências de
ocorrência de efeitos crônicos. É uma substância
suspeita de agir sobre os sistemas endócrino, reprodutor e nervoso. Não há evidências de efeitos
teratogênicos, mutagênicos e carcinogênicos (EXTOXNET, 2009).
com base em estudo agudo em humanos (38 homens e 9 mulheres) que receberam aldicarbe por via
oral, em doses para os homens de 0, 0.01, 0.025,
0.05, 0.06, e 0.075 mg/kg, enquanto as mulheres
receberam 0, 0.025, e 0.05 mg/kg. Um fator de incerteza de 10 foi aplicado pela variabilidade de res-
posta entre a população humana e o efeito crítico
foi suor, por inibição da enzima acetilcolinesterase.
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Fator de incerteza
Fator modificador
Efeito ou órgão
crítico
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,001
1993
NOAEL
10
1
suor
humanos
Rhone-Poulenc (1992)
Legislação
No Brasi, o valor máximo permitido (VMP)
para consumo humano é de 10 µg/L, de 11 µg/L
para água de dessedentação de animais e de 54,9
para água de irrigação (CONAMA, 2008).
Os EUA, USEPA, estabelecem um valor para
aldicarbe na água potável, o MCL (Maximum Contaminant Level) que é considerado o nível mais
alto do contaminante em água para consumo, de 3
µg/L. E estabelecem também o MCLG ( Maximum
Contaminant Level Goal – non enforceable health
goal), um valor não obrigatório, de 1 µg/L, nível no
qual nenhum efeito adverso para as pessoas poderá
ocorrer. Adotam o DWEL (Drinking Water Equivalent Level) de 35 µg/L, uma concentração protetora
de efeitos adverso, não carcinogênicos, de exposição por toda a vida, que assume que toda exposição
ao contaminante é através da água.
Adotam 7 µg/L como Lifetime HA (Lifetime
Health Advisories), que não tem poder legal mas
serve como um guia técnico para auxiliar os legis-
Revista ABES-SP 71
ladores. O Lifetime HA é a concentração de uma
substância química na água potável para a qual não
é esperada a ocorrência de qualquer efeito adverso
não carcinogênico, considerando-se uma exposição
durante toda a vida, para um adulto de 70 kg que ingere 2 litros de água por dia. Adotam ainda o OneDay HÁ (10 µg/L) e o Ten-Day HÁ (10 µg/L), a
concentração de um químico na água de consumo
a qual não se espera que venha produzir nenhum
efeito adverso não carcinogênico após 1 dia de exposição e 10 dias, respectivamente. Estes valores
são designados para proteger uma criança de 10 kg
que consome 1 litro de água por dia.
No Estado de Wisconsin, adota-se o NR140 Public Health Standard, padrão obrigatório, de 10 µg/L.
A OMS recomenda um valor orientador para o
aldicarbe de 10 µg/L, o mesmo para aldicarbe sulfoxido e aldicarbe sulfona (WHO, 2008).
A Austrália recomenda um valor orientador de
1 µg/L de aldicarbe, baseado no limite de detecção
analítica ou na concentração máxima da substância
que poderia ocorrer adotando-se boas práticas e, um
valor de 1 µg/L para a proteção da saúde, considerando uma proporção de 10% da IDA atribuível
somente ao consumo de água.
A Nova Zelândia recomenda um valor máximo
aceitável – MAV de 10 µg/L, baseado nos valores
guias da OMS, mas considerando o peso corpóreo
de 70 kg para adultos.
A Comunidade Europeia não estabelece um
valor orientador para aldicarbe, mas adota 0,1 µg/L
para um agrotóxico individual e 0,5 µg/L para a
soma dos agrotóxicos.
No Canadá, a concentração máxima aceitável
(MAC) para o aldicarbe é de 9 µg/L, valor aprovado
em 1994 (Canadian Drinking WaterGuidelines, 2008).
10 CARBOFURANO
CAS: 1563-66-2
Carbofurano é um inseticida, acaricida, nematicida e cupinicida, extremamente tóxico (classe toxicológica I), da classe dos carbamatos. Utilizado no Brasil em culturas de algodão, amendoim, arroz, banana,
batata, café, cana-de-açúcar, cenoura, feijão, fumo, milho, repolho, tomate e trigo, por aplicação direta no
solo. Aplicação em sementes de algodão, arroz, feijão, milho e trigo (ANVISA, SIA, 2009).
Carbofurano é solúvel na água e é moderadamente persistente no solo. Sua meia-vida é de 30 a
120 dias. No solo é degradado por hidrólise química e processos microbiológicos e a hidrólise é mais
rápida em solos alcalinos. Carbofurano se degrada
com a luz e apresenta um potencial elevado de contaminação de águas subterrâneas. Na água é sujeito
a degradação por hidrólise química e sob condições alcalinas. Carbofurano não é volátil a partir da
água, e não adsorve em sedimento.
Toxicidade Aguda: Carbofurano é altamente
tóxico por inalação e ingestão, e moderadamente
tóxico por absorção dérmica. A inibição da enzima
acetilcolinesterase é de curta duração e reversível.
Sintomas de contaminação por carbofuranos incluem: náuseas, vômito, cólicas abdominais, salivação intensa, suor, fraqueza, desequilíbrio, visão
turva, dificuldade de respirar, aumento da pressão
arterial e incontinência urinária. Morte em decorrência de elevada exposição ocorre por falência do
sistema respiratório. A LD50 oral em ratos é de 5 a
13 mg/kg, 2 mg/kg em camundongos,19 mg/kg em
cães. A LC50 por inalação em cobaias é de 0.043 a
0.053 mg/L (EXTOXNET, 2009).
Toxicidade Crônica: Doses elevadas em ratos,
por dois anos, produziram diminuição do peso corpóreo. Efeitos das exposições prolongadas podem
ser semelhantes aos da exposição aguda.
Efeitos reprodutivos e teratogênicos: Improvável de ser um tóxico do sistema reprodutivo humano. Não é teratogênico. Não é uma substância mutagênica nem carcinogênica (EXTOXNET, 2009).
com base em estudo crônico em cães que receberam
carbofurano por via oral, nas doses 0.25, 0.50, e
12.5 mg/kg/dia, por um ano. Um fator de incerteza
de 100 foi aplicado pela variabilidade de resposta
entre a população humana e a extrapolação de animais para o homem, e o efeito crítico foi inibição da
enzima acetilcolinesterase. Observou-se, também,
efeitos sobre o aparelho reprodutor (testiculares)
nos machos e (uterinos), nas fêmeas, na dose de
12,5 mg/kg/dia.
A OMS adotou a DRf estimada pela JMPR
(JOINT MEETING ON PESTICIDES RESIDUES), em 1996, para derivar o valor orientador
de 7 µg/L.
72 Revista ABES-SP
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Duração do estudo/Via
Base experimental
(mg/kg.d)
Fator de incerteza
Fator modificador
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,005
1987
crônico
orall
WHO
IDT
0,0022
1998
crônico
oral
NOAEL NOAEL
100
100
1
1
Inibição
da Acetilcolinesterase
cães
cães
FMC CORP.,
JMPR, 1983
1996
Legislação
No Brasil, o valor máximo permitido (VMP)
para consumo humano é de 7 µg/L, de 45 µg/L para
água de dessedentação de animais e de 30 para água
de recreação (CONAMA, 2008).
Os EUA (USEPA) estabelecem um valor para
carbofurano na água potável, o MCL (Maximum
Contaminant Level) que é considerado o nível mais
alto do contaminante em água para consumo, de 40
µg/L. E estabelecem também o MCLG (Maximum
Contaminant Level Goal – non enforceable health
goal), um valor não obrigatório, de 40 µg/L, nível
no qual nenhum efeito adverso poderá ocorrer.
No Estado de Wisconsin, adota-se o NR140
Public Health Standard, padrão obrigatório, de 40
µg/L, e o MCL de 40 µg/L .
A Austrália recomenda um valor orientador
de 5 µg/L de carbofurano, baseado no limite de
detecção analítica ou na concentração máxima da
substância que poderia ocorrer adotando-se boas
práticas e, um valor de 10 µg/L para a proteção da
saúde, considerando uma proporção de 10% da IDA
atribuível somente ao consumo de água.
A Nova Zelândia recomenda um valor máximo
aceitável – MAC de 8 µg/L, baseado nos valores
guias da OMS, mas considerando o peso corpóreo
de 70 kg para adultos.
A OMS recomenda um valor orientador provisório
para o carbofurano de 7µg/L, considerando que existem
evidências de perigo, mas as informações disponíveis
sobre efeitos a saúde são limitadas (WHO, 2008).
A Comunidade Europeia adota 0,1 µg/L para
um agrotóxico individual e 0,5 µg/L para a soma
dos agrotóxicos.
No Canadá, a concentração máxima aceitável (MAC) para o carbofurano é de 90 µg/L, valor
aprovado em 1991 e reafirmado em 2005 (Canadian
Drinking WaterGuidelines, 2008).
11 CLORPIRIFÓS
CAS: 2921-88-2
O clorpirifós é usado como acaricida, formicida, inseticida, de classe toxicológica II, altamente tóxico.
No Brasil, é usado nas culturas de algodão, batata, café, cevada, citros, feijão, maçã, milho, pastagens, soja,
sorgo, tomate e trigo. Aplicação localizada na cultura da banana (saco para proteção do cacho), aplicação
no solo nas culturas de batata e milho. Pode ser também usado como preservante de madeira e no controle
de formigas, apenas na forma de isca granulada, para uso não agrícola (SIA, ANVISA, 2009).
Clorpirifós é moderadamente persistente no
solo, com uma meia-vida entre 60 e 120 dias, podendo variar entre duas semanas e 1 ano. Adsorve
fortemente nas partículas do solo e não é rapidamente solúvel na água, sendo considerado, portanto,
imóvel no solo e a contaminação do lençol freático é
improvável. TCP, seu principal metabólito, adsorve
fracamente às partículas do solo e tem mobilidade e
persistência moderadas ( EXTOXNET, 2009).
A concentração e persistência na água varia
em função do tipo de formulação. Por exemplo, um
grande aumento das concentrações ocorre quando
concentrações emulsificávies ou em pós úmidos são
liberadas na água. Como o agrotóxico adere ao sedimento e matéria orgânica suspensa, a concentração diminui rapidamente. Clorpirifós é instável na
água e a velocidade na qual é hidrolizado aumenta
com a temperatura, diminuindo de 2,5 a 3,0 vezes
para cada 10ºC de queda da temperatura. A velocidade de hidrólise é constante em pH ácido a neutro,
mas aumenta em águas alcalinas. Em águas a um
ph de 7.0 e 25ºC observa-se uma meia-vida de 35
a 78 dias.
Clorpirifós afeta o sistema nervoso através da
inibição da enzima acetilcolinesterase, necessária
na condução e propagação do impulso nervoso. É
suspeito de agir sobre os sistemas endócrino, reprodutor e nervoso. Exposição prolongada ou crônica
pode resultar em efeitos semelhantes aos da exposição aguda, como déficits de memória e concentração, desorientação, depressão severa, irritabilidade,
Revista ABES-SP 73
confusão, dor de cabeça, dificuldades de fala, retardo no tempo de reação, enjôos, tonteira e insônia.
Clorpirifos não é considerado uma substância teratogênica, mutagênica ou carcinogênica.
com base em estudo em humanos que receberam
clorpirifós por via oral. Dezesseis voluntários (4/
dose) receberam clorpirifos por 20 dias, nas doses de
0, 0.014, 0.03 e 0.10 mg/kg/dia. O efeito crítico observado foi a inibição da enzima acetilcolinesterase.
O estudo foi considerado limitado pelo número de
apenas 4 voluntários por dose, e foi incluído na categoria “médio para baixo” num ranking de confiança.
A ATSDR propõe um MRL (Minimum Risk
Level) de 0,001 mg/kg/dia, derivado de um estudo
crônico em ratos. O MRL é estimado da mesma forma que a Dose de Referência.
Parâmetro
USEPA ATSDR
DRf
MRL
Valor (mg/kg.d)
0,003 0,001
Ano
1988 1997
Duração do estudo Subcrônico Crônico/
/Via
/Oral Oral
Base experimental
(mg/kg.d)
NOAEL NOAEL
Fator de incerteza
10
100
Fator modificador
1
1
Inibição da Acetilcolinesterse
humanos rato
Espécie
Estudo
Dow McCollister (1974)
Chemical
(1972)
Legislação
No Brasil o valor máximo permitido (VMP) para
consumo humano é de 30 µg/L, de 24µg/L para água
de dessedentação de animais. (CONAMA, 2008).
Os EUA não estabelecem valor para clorpirifós
na água potável, mas adotam 2 µg/L de clorpirifós
como Lifetime HA (Lifetime Health Advisories), que
não tem poder legal mas serve como um guia técnico
para auxiliar os legisladores. O Lifetime HA é a concentração de uma substância química na água potável
para a qual não é esperado que cause qualquer efeito
adverso não carcinogênico na exposição durante toda
a vida, e é baseado na exposição de um adulto que
pesa 70 kg e ingere 2 litros de água por dia. No Estado de Wisconsin, o Lifetime HA de 2 µg /L também
é recomendado para a água subterrânea e serve para
decisões de remedição. Adotam o DWEL (Drinking
Water Equivalent Level) de 10 µg/L, uma concentração protetora de efeitos adverso, não carcinogênicos,
de exposição por toda a vida, que assume que toda
exposição ao contaminante é através da água.
A OMS recomenda um valor orientador provisório para o clorpirifós de 30 µg/L, considerando
que existem evidências de perigo, mas as informações disponíveis sobre efeitos a saúde são limitadas
(WHO, 2008).
A Austrália recomenda um valor orientador
para saúde humana de 10 µg/L de clorpirifós, baseado na Ingesta Diária Aceitável (IDA). Em 2008
a Austrália propôs um valor gatilho, sem resposta
subletal, de 0,005 µg/L, 0,009 µg/L e 0,04 µg/L de
clorpirifós para a proteção de 99, 95 e 90% dos organismos que vivem no Parque Marinho da Grande
Barreira de Corais (Austrália, 2008).
A Nova Zelândia (2005) recomenda um valor
máximo aceitável – MAC de 40 µg/L, baseado nos
valores guias da OMS, mas considerando o peso
corpóreo de 70 kg para adultos.
A Comunidade Europeia adota o valor limite
de 0,1 µg/L para um agrotóxico individual e 0,5
12 DIQUATE
CAS: 85-00-7
Diquate é um agente de ação rápida, não seletiva e regulador do crescimento da planta. É herbicida de
classificação toxicológica II (EPA), moderadamente tóxico, utilizado nas culturas de batata e cana de açúcar.
Utilizado como herbicida aquático.
Diquate é altamente persistente com meia-vida superior a 1000 dias. Apresenta um percentual
elevado de adsorção em matéria orgânica do solo
e argila. Embora seja solúvel em água, sua elevada
capacidade de adsorção no solo sugere que ele não
seja lixiviado através do solo. Trabalhos de campo
e testes laboratoriais mostram que diquate geralmente permanece nas camadas superiores do solo
por longos períodos de tempo após sua aplicação
(EXTOXNET, 2009). Diquate se liga a partículas
do solo, permanecendo biologicamente inativo na
superfície da água. Uma vez aplicado na superfície
da água, rapidamente desaparece por se ligar a partículas em suspensão na água.
Toxicidade aguda: Diquate é moderadamente
tóxico por ingestão, com DL50 de 120 mg/kg em ratos, 233 mg/kg camundongos, 188 mg/kg coelhos,
74 Revista ABES-SP
e 187 mg/kg cobaias e cães. As vacas parecem ser
particularmente sensíveis com DL50 de 30 a 56 mg/
kg. Ingestão de doses suficientemente altas podem
causar irritação severa da boca, garganta, esôfago
e estômago, seguida de náusea, vômitos e diarreia,
desidratação severa, alteração do equilíbrio dos
fluidos corporais, desconforto gastrointestinal, dores no peito, falência renal e hepatotoxicidade. Doses muito elevadas causam convulsões e tremores.
Toxicidade crônica: Doses repetidas ou prolongado contato dérmico podem resultar em inflamação
da pele. Nas doses elevadas efeitos sistêmicos podem aparecer em outras partes do corpo, incluindo
dano renal. A exposição crônica pode danificar a
pele aumentando a permeabilidade para a introdução
de outras substâncias. Diquate não é uma substância
com ação sobre o sistema reprodutor, não é teratogênica e não há evidências de ação mutagênica e carcinogênica em humanos (EXTOXNET, 2009).
com base em estudo crônico ratos que receberam
diquate por via oral, em doses de 0, 5, l5, 75, or 375
ppm de diquate por 2 anos. Um fator de incerteza
de 100 foi aplicado pela variabilidade de resposta
entre a população humana e para a extrapolação de
dados de animais para humanos, e o efeito crítico
foi opacidade das lentes/catarata.
Parâmetro
USEPA
DRf
Valor (mg/kg.d)
0,0022
Ano
1995
Crônico/Oral
Base experimental (mg/kg.d) NOAEL
Fator de incerteza
100
Fator modificador
1
Opacidade das lentes/
catarata
Espécie
ratos
Estudo
Chevron
Chemical, 1985
Legislação
Os EUA estabelecem um valor para diquate
na água potável, o MCL (Maximum Contaminant
Level) que é considerado o nível mais alto do contaminante em água para consumo, de 20 µg/L. E
estabelecem também o MCLG ( Maximum Contaminant Level Goal – non enforceable health goal),
um valor não obrigatório, de 20 µg/L, nível no qual
nenhum efeito adverso para as pessoas poderá ocorrer. Adotam o DWEL (Drinking Water Equivalent
Level) de 20 µg/L, uma concentração protetora de
efeitos adverso, não carcinogênicos, de exposição
por toda a vida, que assume que toda exposição ao
contaminante é através da água.
No Estado de Wisconsin, adota-se o NR809/
MCL Public Health Standard, padrão obrigatório,
de 20 µg/L.
0,5 µg/L de diquate, baseado no limite de detecção
valor de 0,5 µg/L para a proteção da saúde, considerando uma proporção de 10% da IDA atribuível
A Comunidade Europeia não estabelece um
valor orientador para diquate, mas adota 0,1 µg/L
para um agrotóxico individual e 0,5 µg/L para a
soma dos agrotóxicos.
(MAC) para o diquate é de 70 µg/L, valor aprovado
em 1985 e reafirmado em 2005 (Canadian Drinking
WaterGuidelines, 2008).
A OMS não tem valor estabelecido para o diquate, considerando que é raramente encontrado
em água de consumo humano, apesar de ser utilizado como herbicida aquático (WHO, 2008).
13 AZINFOS-METÍLICO
CAS: 86-50-0
Azinfos-metílico é um inseticida de amplo espectro, da classe dos organofosforados, altamente persistente, e é considerado um produto de uso restrito (RUP - Restricted Use Pesticide) nos Estados Unidos, só
pode ser comprado por aplicadores certificados. É não sistêmico, o que significa que não é transportado de
uma parte da planta para outra. É usado para aplicação foliar em ampla variedade de frutas, vegetais, tabaco, rizicultura (EXTOXNET, 2008).
A persistência no solo é bastante variável, mas
geralmente baixa. A meia-vida num solo argiloso
é de 5 dias, num solo não estéril em presença de
oxigênio de 21 dias, e na ausência de oxigênio, de
68 dias. Azinfos-metílico é altamente imóvel no
solo pela sua forte adsorção à partículas do solo e
baixa solubilidade em águas. Apresenta baixo potencial de lixiviação e de contaminação do lençol
freático. Azinfos-metílico é um dos 118 compostos
Revista ABES-SP 75
orgânicos que o estado da Flórida determinou que
fossem monitorados. Biodegradação e evaporação
são as rotas primárias de eliminação do solo (EXTOXNET, 2009). Em geral, organofosforados são
dissipados rapidamente da água. Em poços, ele está
sujeito à degradação pela luz do sol e por microorganismos, com uma meia-vida de 2 dias. Volatilização a partir da água é improvável e a hidrólise
química é importante em pH alcalino, e tem uma
tendência de baixa a média de adsorver ao sedimento ( EXTOXNET, 2009).
Azinfos-metílico é um dos organofosforados
mais tóxicos, altamente tóxico por via inalatória,
dérmica, oral e ocular. Como outros organofosforados é inibidor da enzima acetilcolinesterase, essencial ao funcionamento do sistema nervoso. Indivíduos com histórico de função pulmonar reduzida,
desordens convulsivas, ou ou exposição recente a
outros inibidores da colinesterase estão sob um alto
risco se expostos a azynfos-metílico. Em humanos,
exposições por ingestão acima de 1.5 mg/dia podem causar envenenamento severo com sintomas
como salivação, perda de visão, suor excessivo, dor
estomacal, vômito, diarreia, inconsciência e morte.
Não há evidências de efeitos, reprodutivos, teratogênicos e mutagênicos. Os dados de efeitos carcinogênicos são inconclusivos.
A USEPA, OPP-RfD estimou a DRf para o
azynfos-metílico em 0,0015 mg/kg.d com base em
estudo crônico em cães. O efeito crítico observado
foi a inibição da enzima Acetilcolinesterase.
Parâmetro
USEPA
DRf
Valor (mg/kg.d)
0,0015
Ano
1986
Crônico/Oral
Base experimental (mg/kg.d) NOAEL
(0,15 mg/kg/dia)
Fator de incerteza
100
Fator modificador
1
Efeito ou órgão crítico Inibição da Acetilcolinesterase
Espécie
cães
Estudo
1986
Legislação
A Austrália recomenda um valor orientador de 2
µg/L de azynfos-metílico, baseado no limite de detecção analítica ou na concentração máxima da substância que poderia ocorrer adotando-se boas práticas e, um valor de 3 µg/L para a proteção da saúde,
considerando uma fração de 10% da IDA atribuível
somente ao consumo de água (Austrália, 2008).
(MAC) para o azynfos-metílico é de 20 µg/L, valor
aprovado em 1989 e reafirmado em 2005 (Canadian
Drinking WaterGuidelines, 2008).
14 PARAQUATE
CAS: 1910-42-5
Paraquate é um composto altamente tóxico, de classe toxicológica I (EPA). Paraquate é considerado
um produto de uso restrito (RUP - Restricted Use Pesticide) nos Estados Unidos e só pode ser comprado por
aplicadores certificados (EXTOXNET, 2008).
É um composto quaternário de amônio amplamente usado como herbicida de contato, não seletivo,
usado no controle de ervas daninhas anuais e perenes em uma grande variedade de cultivos. Age para inibir
a fotossíntese quando aplicado em folhagens sendo usados como agente dessecantes e desfoliantes.
Paraquate é altamente persistente no solo, com
meia-vida de superiores a 1000 dias. Luz ultravioleta, luz do sol e microorganismos podem degradar
paraquate em produtos menos tóxicos. A forte afinidade do paraquate por partículas do solo limita
a sua disponibilidade para plantas, minhocas e microorganismos. Os resíduos ligados podem permanecer indefinidamente e podem ser transportados
por escoamento para o sedimento. Paraquate não
tem mobilidade significativa na maioria dos solos,
e portanto não apresenta um risco alto para as águas
subterrâneas. (EXTOXNET, 2009). Paraquate fica
ligado ao sedimento suspenso ou precipitado em
ambiente aquático, e pode ser mais altamente persistente nesta situação, que no solo, devido à limitada
disponibilidade de oxigênio (EXTOXNET, 2009).
Toxicidade aguda: Paraquate é altamente tóxico pela via oral, com DL50 de 110 a150 mg/kg em
ratos, 50 mg/kg em macacos, 48 mg/kg em gatos, e
50 a 70 mg/kg em vacas. Os efeitos tóxicos são devidos à ação do cátion. The dermal LD50 in rabbits
is 236 to 325 mg/kg, indicating moderate toxicity
by this route [58,87]. Efeitos de exposições altas
76 Revista ABES-SP
incluem excitabilidade e congestão pulmonar, que
em alguns casos podem levar a convulsões, descoordenação e morte por falência respiratória. Quando ingerido, podem ocorrer queimadura da boca e
garganta, irritação gastro intestinal, dor abdominal,
perda de apetite, náusea, vômito e diarreia. Outros
efeitos são: sede, respiração curta, taquicardia, falência renal, dano hepático. Alguns efeitos podem
aparecer somente dias após a exposição e pessoas
com problemas respiratórios estão sob maior risco.
Some symptoms may not occur until days after exposure. Muitos casos de morte foram relatados em
humanos e a DL50 em humanos é de 35 mg/kg.
Toxicidade crônica
Exposições repetidas podem causar irritação
da pele, sensibilização e ulceração de contato. Em
estudos em animais não foram observados efeitos
após um ano de exposição a doses de 1.25 mg/kg/
dia. Em cães, entretanto, problemas pulmonares
se manifestaram dois anos depois, em altas doses
(acima de 34 mg/kg/dia). Em um estudo com 30
trabalhadores pulverizadores, por períodos de 12
semanas, aproximadamente metade deles teve irritação dos olhos e garganta. De 296 aplicadores com
exposição dérmica alta e prolongada, 55 apresentaram danos nas unhas (descoloração, deformidades e
perda das unhas) (EXTOXNET, 2008).
É improvável que paraquate cause efeitos reprodutivos e teratogênico nas doses em que é encontrado. Tem mostrado ação mutagênica em microorganismos e em cultura de células, mas não
está claro em que nível de exposição são produzidos estes efeitos. As evidências quanto à carcinogenicidade são inconclusivas (EXTOXNET, 2008).
Toxicidade em órgão alvo: Paraquate afeta
os pulmões, coração, fígado, rins, córneas, glândula adrenal, pele e sistema digestivo (EXTOXNET,
2008).
com base em estudo cães (beagles) que receberam
paraquate, por via oral, durante 52 semanas, paraquate nas doses 0, 0.45, 0.93, e 1.51 mg/kg/dia.
O efeito crítico observado foi pneumonite crônica
(alveolite) nas doses intermediária e alta. Houve
aumento significativo no peso dos pulmões. There
were significant increases in the group mean lung
weights. Portanto, os NOEL e LEL para toxicidade
sistêmica foram de 0.45 e 0.93 mg/kg/dia.
Parâmetro
Valor (mg/kg.d)
Ano
Fator de incerteza
Fator modificador
Espécie
Estudo
USEPA
DRf
0,0045
1991
Crônico/Oral
NOEL
(0,45 mg/kg/dia) 100
1
pneumonite
cães
Chevron Chemical Company (1983)
Legislação
Os EUA não estabelecem valor para paraquate
na água potável, mas adotam 30 µg/L de paraquate
como Lifetime HA (Lifetime Health Advisories),
que não tem poder legal, mas serve como um guia
técnico para auxiliar os legisladores. O Lifetime
HA é a concentração de uma substância química na
água potável para a qual não é esperado que cause
qualquer efeito adverso não carcinogênico na exposição durante toda a vida, e é baseado na exposição de um adulto que pesa 70 kg e ingere 2 litros
de água por dia. Adotam o DWEL (Drinking Water
Equivalent Level) de 200 µg/L, uma concentração
protetora de efeitos adverso, não carcinogênicos, de
exposição por toda a vida, que assume que toda exposição ao contaminante é através da água. Adotam
ainda o One-Day HA (100 µg/L) e o Ten-Day HA
(100 µg/L), a concentração de um químico na água
de consumo a qual não se espera que venha produzir
nenhum efeito adverso não carcinogênico após 01
dia de exposição e 10 dias, respectivamente. Estes
valores são designados para proteger uma criança de
10 kg que consome 1 litro de água por dia.
1 µg/L de paraquate, baseado no limite de detecção
valor de 30 µg/L para a proteção da saúde, considerando uma proporção de 10% da IDA atribuível
(MAC) para o paraquate é de 10 µg/L, valor aprovado em 1986 e reafirmado em 2005 (Canadian
Drinking Water Guidelines, 2008).
Revista ABES-SP 77
CONAMA, Resolução 396, 2008. Disponível em: http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=562
Water Quality Guidelines for the Great Barrier Reef Marine Park Authority. Australia, 2008 (Draft). Disponível em: http://www.
gbrmpa.gov.au/__data/assets/pdf_file/0016/33802/WaterQualityGuidelinefortheGBR. pdf
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pdf
nsf/pagesmh/8534
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Canadian Drinking WaterGuidelines, 2008. Disponível em: http://www.hc-sc.gc.ca/ewh-semt/alt_formats/hecs-sesc/pdf/pubs/
water-eau/sum_guide-res_recom/summary-sommaire-eng.pdf
EXTOXNET, 2009. Disponível em: http://extoxnet.orst.edu/pips/aldicarb.htm
USEPA, 2009, OPP-RfD (Office of Pesticide Programs, National Pesticide Information Center), 1997. Disponível em: http://npic.
orst.edu/tracking.htm
78 Revista ABES-SP
Anotações
Revista ABES-SP 79
80 Revista ABES-SP

Revista ABES/SP

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