Reel Katılıklar

A contaminação aquática é um dos principais responsáveis pelo estresse oxidante devido ao aumento da produção de ERO nos organismos expostos (SILVA et al., 1999; AHMADA et al., 2000). O desenvolvimento de várias patologias em peixes e camarões de importância econômica está associado à manipulação ambiental e à poluição do meio aquático (LE MOULLAC & HAFFNER, 2000).

Várias evidências suportam a ligação entre mudanças ambientais (incluindo contaminantes), doenças e depressão do sistema imune (DUNIER & SIWICKI, 1993; PIPE & COLES, 1995). Entretanto, existem poucos dados que corroborem a hipótese de que mudanças ambientais afetam os sistemas de defesas antioxidantes, levando ao aumento na suscetibilidade a agentes infecciosos e doenças em organismos aquáticos (LE MOULLAC & HAFFNER, 2000; LIVINGSTONE, 2001; ALMEIDA et al., 2002), principalmente em relação a peixes tropicais. Em algumas espécies de peixes da zona temperada foram observados aumentos na produção das ERO e nas defesas antioxidantes decorrentes de mudanças na temperatura do meio e no hábito alimentar da espécie e da contaminação aquática (PARIHAR et al., 1997; ALMEIDA et al., 2002). Neste sentido, os pesticidas podem ser considerados como perturbadores entre os agentes pró-oxidantes e antioxidantes nos organismos, ocupando uma posição especial entre os muitos xenobióticos lançados no ambiente.

Por outro lado, é cada vez mais freqüente a poluição do ambiente aquático por produtos químicos provenientes da agricultura, indústria, derramamento de óleo, efluentes de minas e outros contaminantes que podem ser incorporados pelos tecidos de invertebrados e vertebrados (VAN der OOST et al., 1996; SOLE et al., 2000; DORES & FREIRE, 2001; LIVINGSTONE, 2001).

No Brasil, a agroindústria é uma atividade em franco desenvolvimento e é responsável por uma importante parcela da balança comercial do país. O país é responsável pelo consumo de cerca de 50% da quantidade de agrotóxicos utilizados na América Latina, o que envolve um comércio de aproximadamente US$ 2,5 bilhões/ano com consumo superior a 140 mil toneladas em ingredientes ativos (EMBRAPA, 2003). Atualmente o Brasil ocupa o quarto lugar no ranking dos países consumidores de agrotóxicos (MOREIRA et al., 2002). Para garantir a eficiência desta atividade, os empresários e produtores rurais muitas vezes utilizam agrotóxicos com o intuito de maximizar suas produções, possuindo lavouras altamente dependentes de insumos químicos, incluindo os pesticidas. Apesar dos benefícios que os pesticidas trazem, o problema de intoxicações por defensivos agrícolas é preocupante, especialmente pelo fato de que essas intoxicações acontecem pela ingestão gradativa destes produtos que contaminam a água, o solo e uma variedade de alimentos (RISSATO et al., 2004).

As propriedades destes compostos orgânicos, tais como alta toxicidade, para uma grande variedade de pragas e, manutenção da atividade por meses, estimularam pesquisas e também a descoberta de outros compostos orgânicos sintéticos. Dentre eles, destacam-se os organofosforados (malation, paration, diazimon, diclorvos, triclorfon), organoclorados

(aldrin, lindane, dieldrin, endosulfan, clordane, hepatoclor), carbamatos (aldicarb, carbofuran, vetomil) e piretróides (flumetrina, permetrina, cipermetrina, deltametrina).

A aplicação de pesticidas em áreas cultivadas pode resultar em contaminação do ambiente aquático por meio de derramamentos acidentais, lavagem do solo pela chuva, lavagem de equipamentos e recipientes utilizados nas aplicações, descarga de efluentes industriais ou de atividades agrícolas, precipitação daqueles que contaminam a atmosfera, transporte de partículas de solo contaminadas através da erosão, entre outros (ALTOE et al., 1992). Vários pesticidas, incluindo algicidas, herbicidas e inseticidas são indicados pelos fabricantes para o controle de pragas em reservatórios e tubulações de água e têm sido testados e liberados para o uso em, ou próximo a, ambientes aquáticos DORES & FREIRE, 2001; ARAÚJO et al., 2001).

Uma das características indesejáveis desses compostos, do ponto de vista ambiental, é a persistência, que consiste na capacidade das substâncias em permanecer inalteradas e ativas por muito tempo no solo, na água e nos alimentos (ABOU-ARAB et al., 1996). O uso de muitos destes compostos foi proibido devido à constatação do efeito cumulativo e prejudicial, que ocorre pela transferência de pequenas quantidades ao longo das cadeias alimentares, fenômeno conhecido por biomagnificação (JORGENSON, 2001). Além disso, a administração desses produtos nem sempre é efetuada de forma controlada, sendo que seu uso indiscriminado, mesmo de forma profilática, pode trazer conseqüências gravíssimas aos animais e ao ambiente.

Uma vez liberados no ambiente, os pesticidas podem ter diferentes destinos, tais como o solo e as águas residuais e subterrâneas, podendo também ser transportados por longas distâncias devido aos processos naturais de movimento das águas superficiais contaminando recursos hídricos importantes (ALBANIS et al., 1998). Na água, estes compostos podem ser adsorvidos ao material em suspensão, depositados no sedimento ou incorporados por organismos, podendo ser acumulados, metabolizados e excretados.

A concentração da maioria dos pesticidas em água é baixa, em parte, devido ao fato de serem geralmente pouco solúveis e, em parte, devido ao efeito da diluição. Isto, no entanto, não exclui a possibilidade de que concentrações muito altas venham a ocorrer após pesadas chuvas, especialmente quando áreas ao redor de um corpo d’água tenham sido recentemente tratadas com altas doses de pesticidas. Mesmo em concentrações baixas, os pesticidas representam riscos para algumas espécies de organismos aquáticos que podem concentrá-los até 1000 vezes o encontrado no ambiente. Não existe nível seguro previsível para pesticidas na água, pois a ocorrência do processo de biomagnificação pode aumentar

consideravelmente os efeitos tóxicos nos organismos (EICHELBERG & LICHTENBERG, 1971; DORES & FREIRE, 2001).

Por outro lado, diversos pesticidas são utilizados na aqüicultura para eliminação de ectoparasitas como copépodas e monogenéticos, em concentrações que vão de 0,25 a 12,5 ppm (SHEPHERD & BROMAGE, 1995; BURGES et al., 1998). Desta forma, os peixes e outros organismos aquáticos podem estar sujeitos a exposição aos pesticidas e acumulá-los em concentrações excessivas (RAND & PETROCELLI, 1984).

A fauna íctica constitui um recurso alimentar importante, sendo uma fonte protéica acessível através da exploração direta das populações naturais. Embora essas populações de peixes pareçam inesgotáveis, a ação antrópica tem contribuído para a sua redução, tornando inevitável que populações mundiais tornem-se cada vez mais dependentes de peixes cultivados artificialmente. A utilização de pesticidas nestes sistemas de cultivo torna ainda mais agravante a situação.

Entre os pesticidas, merecem destaque os inseticidas organofosforados (OPs), os quais constituem uma classe importante de inseticidas usados atualmente no combate a diversos tipos de pragas na agricultura e, em geral, no tratamento de ectoparasitas em animais (RODRIGUES et al., 2001). De acordo com HOFFMAN et al. (1995), mais de 100 diferentes OPs estão registrados nos EUA, sendo aplicados em aproximadamente 200 milhões de acres/ano. No Brasil, os OPs representam aproximadamente 40% do consumo total de inseticidas (KUBOTA, 2000).

Os efeitos tóxicos dos OPs têm sido atribuídos basicamente à sua ação em inibir a acetilcolinesterase (AChE), levando a uma hiperatividade do sistema colinérgico, uma vez que a acetilcolina não é rapidamente hidrolizada, resultando em uma estimulação colinérgica contínua (JOKANOVIC, 2001). De acordo com VITOZZI & De ANGELIS (1991), aproximadamente um terço dos OPs são seletivamente tóxicos aos peixes.

Entretanto, os efeitos dos OPs não se restringem apenas à inibição da AChE. Os OPs são capazes também de induzir apoptose (CARLSON et al., 2000) e provocar ataxia e paralisia (JOHNSON, 1982). Além disso, alguns estudos mostram que, em geral, pesticidas organofosforados podem induzir a peroxidação lipídica, a produção de ERO e mobilização dos sistemas de defesa enzimáticos antioxidantes (BANERJEE et al., 1998; 2001).

Baixas doses do OP malation, administradas oralmente em ratos, induziram a peroxidação lipídica e o aumento da atividade da CAT e da SOD nos eritrócitos destes animais (JOHN et al., 2001). Alterações características do estresse oxidante como o aumento da atividade das enzimas antioxidantes SOD, CAT e GPx e o aumento da peroxidação lipídica também foram observadas em carpa (Cyprinus carpio) e bagre

(Ictalurus nebulosus) expostos ao inseticida organofosfatado diclorvos (HAI et al., 1997). PEŇA-LLOPIS et al. (2003) também observaram que a exposição da enguia (Anguilla anguilla) a concentrações subletais de diclorvos causou inibição das enzimas GR,

GST e γ-GT e uma elevação nos níveis de GSH. Outros OPs como fosfamidon, triclorfon e diclorvos, também induziram o estresse oxidante em ratos (JULKA et al., 1992; NAQVI & HANSAN, 1992; YAMANO & MORITA, 1992).

BOONE & CHAMBERS (1996) relataram que os peixes são capazes de resistir a maiores graus de inibição de AChE que os ratos, uma vez que possuem uma reserva maior desta enzima. O grande período de inibição que os peixes toleram permite inferir que, diferente dos mamíferos, não requerem grandes quantidades de AChE funcional para se manterem vivos, sugerindo que a inibição da AChE pode não ser a causa principal da toxicidade aguda nestes animais.

Deste modo, os biomarcadores do estresse oxidante podem ser estudados para auxiliar na avaliação das conseqüências da exposição de organismos aquáticos aos OPs. Eles podem também ser utilizados no diagnóstico de possíveis distúrbios em níveis teciduais ou até mesmo populacionais, decorrentes de impactos por poluição ambiental (PORTE et al., 1991; BAINY et al., 1996).