Entre os invertebrados de água doce utilizados como organismos-teste, os cladóceros são os mais amplamente utilizados em avaliações ecotoxicológicas (Calow, 1993; Walker et al., 2001). Para tais avaliações com cladóceros existem protocolos nacionais e internacionais padronizados e que são utilizados para a determinação rotineira da toxicidade de químicos e poluentes (ABNT, 2009, 2010; ISO, 1982; OECD, 2004, 2008; U.S. EPA, 1984, 2002). O uso de cladóceros em testes ecotoxicológicos tem inúmeras vantagens, incluindo entre elas a sua ampla distribuição em ambientes de água doce; a sua grande relevância ecológica nas cadeias alimentares, atuando como consumidores primários; a sua alta sensibilidade a uma ampla gama de químicos tóxicos; o seu fácil manuseio e cultivo em laboratório, além de seu pequeno tamanho que requer pequenos volumes de água e espaço; um ciclo de vida relativamente curto, com a possibilidade de se obter clones a partir da reprodução partenogenética; e sua alta fecundidade. Todas essas características fazem deles organismos-teste adequados para os ensaios ecotoxicológicos (Adema, 1978; Dodson et al., 1995; Koivisto, 1995; Persoone e Janssen, 1993; Trayler e Davis, 1996).
O cladócero mais comumente utilizado em ecotoxicologia aquática é indubitavelmente a Daphnia magna (Baillieul e Blust, 1999; Biesinger e Christensen, 1972; Lilius et al., 1995; Winner e Farrell, 1976). Ela tem sido utilizada como organismo-teste por pelo menos quatro décadas (Adema, 1978; Biesinger e Christensen, 1972), sendo que o seu diferencial em relação aos demais cladóceros são suas neonatas grandes e de fácil observação nas soluções de ensaio (Rand, 1995). No entanto, a distribuição geográfica natural da D. magna é restrita a áreas de altas e médias latitudes setentrionais (Mitchell et al., 2004), caracterizadas por habitats com água moderadamente dura a dura (um mínimo de 150 mg CaCO3 L
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). Este fato restringe o uso deste cladócero como um organismo-teste em regiões tropicais, uma vez que tais regiões apresentam
um predomínio de habitats de água mole e soluções com águas desta dureza podem afetar tanto a sua resistência às substâncias testadas bem como levá-las à morte devido ao estresse osmótico (Lilius et al., 1995; Rand, 1995; U.S. EPA, 2002). Além disso, para as regiões tropicais, a espécie D. magna é um organismo exótico e sempre há o risco de vir a se tornar uma espécie invasora. Desta forma, o uso de espécies oriundas de regiões temperadas como um organismo-teste em ensaios a serem realizados em regiões tropicais tem sido questionado (Do Hong et al., 2004; Freitas e Rocha, 2011a, 2011c, 2012a).
Em contrapartida, o que se observa é que a maioria das pesquisas ecotoxicológicas em países tropicais é conduzida com espécies pertencentes às regiões temperadas (Espíndola et al., 2000; Okumura et al., 2007; Rodgher e Espíndola, 2008; Sotero-Barbosa et al., 2007; Takenaka et al., 2007), sendo um paradoxo que relativamente pouca pesquisa seja conduzida com espécies autóctones (Do Hong et al., 2004; Freitas e Rocha, 2011a, 2011b, 2011c, 2012a; Okumura et al., 2007; Takenaka et al., 2006, 2007). Entretanto, recentemente no Brasil, esforços têm sido feitos no sentido de criar protocolos padronizados para espécies nativas, objetivando o seu uso em ensaios ecotoxicológicos (Freitas, 2009; Massaro, 2011; Okumura, 2011; Ribeiro, 2011). Para a espécie Ceriodaphnia silvestrii já existe um protocolo padronizado pela Associação Brasileira de Normas Técnicas para a realização de ensaios crônicos (ABNT, 2010).
Entre as espécies nativas que estão sendo cogitadas como um organismo-teste para o Brasil, pode-se citar a espécie Pseudosida ramosa, um cladócero pertencente à família Sididae. O uso de representantes dessa família em estudos ecotoxicológicos é justificável, uma vez que Korovchinsky (2006) apontou que, enquanto os dafinídeos são amplamente distribuídos em regiões temperadas, os sidídeos nas regiões tropicais são representados por muitas espécies de diferentes gêneros, tais como Latonopsis, Diaphanosoma, Sarsilatona, e também o gênero Pseudosida. De acordo com a literatura, P. ramosa tem uma ampla distribuição em regiões tropicais e subtropicais. Existem registros de sua ocorrência na Tailândia (Maiphae et al., 2005; Sanoamuang, 1998), México (Elías-Gutiérrez et al., 2001), Venezuela (Roa e Vasquez, 1991), Paraguai (Rey e Vasquez, 1986), Cuba, Guatemala (Korovchinsky, 1992) e Argentina (Morrone e Coscarón, 1998). No Brasil, ela tem sido registrada em várias localidades, desde o norte até o sul do país (Brandorff et al., 1982; Elmoor-Loureiro, 2007; Freitas e Rocha, 2006; Lansac-Tôha et al., 2009; Neves et al., 2003; Rocha e Güntzel, 1999). Embora protocolos padronizados para testar a toxicidade de químicos e poluentes ambientais com a espécie P. ramosa ainda não tenham sido estabelecidos, esta espécie tem certas características que a tornam um excelente organismo-teste. Por exemplo, a P. ramosa é de fácil cultivo em laboratório uma vez que é bastante resistente ao manuseio e manipulação e possui os seguintes parâmetros do ciclo de vida que se assemelham
àqueles da D. magna: um tamanho relativamente grande (2,36 mm de comprimento médio), um tempo curto de desenvolvimento (tempo de geração de 8 dias) e uma fecundidade total média de 38,8 ovos por fêmea, quando cutivada na temperatura de 25ºC (Freitas e Rocha, 2006). Além disso, informações detalhadas sobre a sua biologia, incluindo a duração do desenvolvimento embrionário e pós-embrionário, e as melhores condições para cultivá-la em laboratório já foram descritas (Freitas e Rocha, 2006). O cladócero P. ramosa também tem sido considerado um bom substituto para D. magna em testes ecotoxicológicos padronizados (i.e., testes de toxicidade aguda e crônica) (Freitas e Rocha, 2011a, 2011b, 2011c, 2012a, 2012b).
Os testes ecotoxicológicos clássicos feitos com cladóceros são os testes de toxicidade aguda e crônica (Sherratt et al., 1999; Whitehouse et al., 1996). Os primeiros têm como parâmetro de avaliação a mortalidade, uma duração de 24 a 48 horas e são geralmente realizados em condições estáticas (OECD, 2004). Já os testes de toxicidade crônica avaliam, entre outros parâmetros, os efeitos em longo prazo dos tóxicos sobre o comprimento corpóreo, a idade para a primeira reprodução, a reprodução, a sobrevivência, etc. Eles podem durar de uma a várias semanas, dependendo da espécie, e são geralmente realizados em condições semi-estáticas (OECD, 2008).
Em adição aos testes ecotoxicológicos clássicos, alguns estudos com cladóceros têm sido realizados com a finalidade de descobrir diferentes formas de avaliar os riscos ecológicos impostos por uma ampla gama de substâncias químicas, sejam elas de origem natural ou de origem antropogênica. Por exemplo, Guilhermino et al. (1999) propuseram uma alternativa ao convencional teste de reprodução de 21 dias com a D. magna. De acordo com estes autores, as medidas dos parâmetros reprodução e crescimento até a postura da primeira ninhada já seriam suficientes para prever a toxicidade de algumas substâncias químicas. Mudanças nas taxas alimentares dos cladóceros após um determinado período de exposição aos tóxicos também têm sido propostas por diferentes autores (Allen et al., 1995; McWilliam e Baird, 2002). Ferrão-Filho et al. (2008) propuseram que as medições dos movimentos natatórios de algumas espécies de cladóceros expostos a uma saxitoxina pudessem ser utilizadas como uma forma de quantificar os efeitos de exposição esta cianotoxina. Outros estudos avaliaram os efeitos dos tóxicos sobre as populações por meio da determinação das taxas de crescimento populacional, as quais podem ser estimadas utilizando-se medidas convencionais de testes de reprodução combinados com informações adicionais referentes à produção da primeira ninhada, à distribuição das ninhadas durante o tempo de ensaio e às taxas de sobrevivência materna (Sibly, 1996).
Algumas abordagens em estudos ecotoxicológicos com cladóceros envolvem investigações moleculares e bioquímicas (Atienzar et al., 1999; Besten e Tuk, 2000; Day e Scott,
1990; Sturm e Hansen, 1999), além da avaliação dos efeitos combinados de misturas de tóxicos sobre estes organismos (Jonker et al., 2004, 2005).
A identificação de biomarcadores moleculares e bioquímicos em cladóceros tem revelado que estes são uma ferramenta bastante adequada para avaliar os efeitos de substâncias tóxicas nos ambientes. Atienzar et al. (1999) desenvolveram um método de perfis de DNA para avaliar os efeitos que os tóxicos induzem no material genético de populações laboratoriais de D. magna. As medições qualitativas da estabilidade do genoma foram comparáveis aos índices tradicionais de “fitness” ou “saúde” (i.e., sobrevivência, fecundidade). Em outro estudo, as alterações em nível do RNA mensageiro foram medidas em Daphnia pulex expostas ao arsênio e os resultados foram comparados com os efeitos demográficos, sendo que as respostas moleculares foram mais sensíveis do que as respostas demográficas (Chen et al., 1999). A aplicação do teste cometa também já foi utilizado para avaliar danos ao DNA da D. magna (Besten e Tuk, 2000). Em relação aos biomarcadores bioquímicos, os mais utilizados nas avaliações ecotoxicológicas com cladóceros são: (1) acetilcolinesterase (AChE) (Barata et al., 2001; Day e Scott, 1990; Diamantino et al., 2000; Guilhermino et al., 1996a; Jemec et al., 2008; Printes e Callaghan, 2004) e colinesterases em geral (ChE) (Damásio et al., 2007); (2) catalase (CAT) (Barata et al., 2005; Jemec et al., 2007, 2008; Kim et al., 2010); (3) lactato desidrogenase (LDH) (Diamantino et al., 2001); (4) monooxigenases como citocromo P450-dependente (Sturm e Hansen, 1999); (5) superóxido dismutase (SOD) (Barata et al. 2005; Kim et al., 2010); (6) glutationa peroxidase (GPx) (Barata et al., 2005; Kim et al., 2010); (7) glutationa S-transferase (GST) (Barata et al., 2005; Damásio et al., 2007; Jemec et al., 2008; Kim et al., 2010); (8) peroxidação lipidíca (LPO) (Barata et al., 2005) e (9) enzimas digestivas, tais como celulase, amilase, β-galactosidase e tripsina (De Coen e Janssen, 1997). Embora os cladóceros tenham sido estudados ao longo de muitos anos, o conhecimento sobre as rotas metabólicas neste grupo em particular de crustáceos é ainda muito limitado (Barata et al., 2001).
As avaliações dos efeitos combinados de misturas de químicos têm sido propostas por Cassee et al. (1998) e Jonker et al. (2004, 2005). Uma vez que as substâncias químicas se apresentam na forma de misturas complexas na natureza, as avaliações de risco em ambientes naturais se tornam mais difíceis. Isso porque podem ocorrer interações sinergísticas e antagonísticas entre os diferentes químicos ou mesmo padrões de efeitos mais complexos, tais como respostas dependentes do nível da dose ou da proporção da dose. Loureiro et al. (2010), para misturas dos inseticidas imidacloprid e thiacloprid, observaram desvios para o sinergismo nas exposições agudas (imobilização) e antagonismo nas exposições subletais (taxas de alimentação) ao utilizar a D. magna como organismo-teste. Os mesmos autores observaram
padrões diferentes de interação quando as misturas do metal níquel e do inseticida chlorpyrifos foram avaliadas. Para a exposição aguda, um desvio para o sinergismo foi observado, enquanto que para as taxas de alimentação um desvio de proporção da dose foi obtido. Fatores ambientais também podem interagir com compostos químicos. Ribeiro et al. (2011) observaram um desvio de proporção da dose para as taxas de alimentação e a reprodução de D. magna quando ela foi submetida a exposições combinadas de radiação ultra-violeta (UV) e do fungicida carbendazim. Na alimentação, um desvio para o antagonismo foi observado quando a radiação UV foi um fator dominante na combinação e, na reprodução, ocorreu um desvio para o sinergismo quando a radiação UV foi dominante na combinação. Desta forma, os estudos sobre os efeitos conjuntos das substâncias químicas são muito importantes, uma vez que eles nos revelam como as misturas complexas de diferentes químicos atuam sobre a biota aquática.