FACULDADE INFORIUM DE TECNOLOGIA - Mestradoti · e 100 μg L-1 (linha verde) ... amostras brutas do...
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FACULDADE INFORIUM DE TECNOLOGIA
MESTRADO EM TECNOLOGIA DA INFORMAÇÃO APLICADA À BIOLOGIA
COMPUTACIONAL
Wesley Maia de Souza
Avaliação de resíduos do hormônio 17 β estradiol, utilizando o HPLC,
nas águas do Rio Vieira da cidade de Montes Claros, MG
Dissertação apresentada à Faculdade
Infórium de Tecnologia para a obtenção do
título de Mestre em Tecnologia da
Informação Aplicada à Biologia
Computacional.
Área de concentração: Biologia molecular
estrutural
Orientador: Prof. Dr. Tadeu Henrique de
Lima.
Belo Horizonte
2015
ii
Wesley Maia de Souza
Avaliação de resíduos do hormônio 17 β estradiol, utilizando o HPLC, nas águas
do Rio Vieira da cidade de Montes Claros, MG.
Belo Horizonte
2015
iii
Dedico esse trabalho à Dalva das Graças Maia de Souza,
José Carlos de Souza e a Arlen de Paulo Santiago Neto.
Pela força, inspiração e eterna amizade.
iv
AGRADECIMENTOS
Aos meus pais José Carlos de Souza e Dalva das Graças Maia de Souza pelo
apoio, compressão e amor.
À Deus pela oportunidade e por tudo.
Aos meus amigos Arlen de Paulo Santiago Neto e Viviane Aparecida Queiroz
pelo companheirismo e amizade.
A Farmácia Minas Brasil, através da Pessoa de Luciano Frederico Paixão
Guedes por ter cedido o padrão utilizado na pesquisa.
Ao Professor Doutor Flaviano Oliveira Silveira, a Professora Gevany Paulino
de Pinho e a técnica Ane Patrícia Cacique, do Laboratório de Química Instrumental da
Universidade Federal de Minas Gerais / Instituto de Ciências Agrárias de Montes
Claros- MG, pelo auxílio, dedicação e amor à pesquisa.
Ao orientador Professor Doutor Tadeu Henrique de Lima, pelas correções e
dicas preciosas.
A todos aqueles que integralmente ou parcialmente colaboraram para a
realização destes trabalhos, meu muito obrigado.
v
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO .......................................................................................................... 1
2. OBJETIVOS ............................................................................................................ 4
2.1 Objetivo Geral ......................................................................................................... 4
2.2 Objetivos Específicos ............................................................................................. 4
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .................................................................................. 5
3.1 Ocorrência de fármacos e desreguladores endócrinos no meio ambiente .............. 5
3.1.1 Problemas ambientais relacionados aos desreguladores endógenos ................ 6
3.1.2 Principais fármacos e desreguladores endócrinos abordados em estudos
ambientais................................................................................................................ 10
3.2 Remoção de fármacos e desreguladores endócrinos em estação de tratamento de
esgoto ETE. ................................................................................................................. 12
3.2.1 A eficiência do HPLC na identificação e quantificação dos desreguladores
endógenos na água. ................................................................................................. 13
3.2.2 Funcionamento do detector de arranjo de diodos........................................... 15
3.3 Características dos hormônios 17β-estradiol ........................................................ 16
3.3.1 A ineficiência da remoção do 17β-estradiol nas estações de tratamento de
esgoto ...................................................................................................................... 18
3.3.2 Fatores intervenientes na remoção de fármacos e desreguladores em estações
de tratamento de esgoto ........................................................................................... 20
3.3.3 Sorção ............................................................................................................. 20
3.3.4 Transformações biológicas ............................................................................. 21
3.3.5 Fotodegradação .............................................................................................. 23
3.3.6 Volatilização................................................................................................... 24
4. MATERIAIS E MÉTODOS .................................................................................... 25
4.1 Caracterizações da área de estudo......................................................................... 25
4.1.1 Área da bacia do Rio Vieira ........................................................................... 25
4.2 Preparo da vidraria. ............................................................................................... 27
4.3 Matriz .................................................................................................................... 28
4.4 Reagentes e solventes ........................................................................................... 28
4.5 Equipamentos ........................................................................................................ 28
4.6 Preparo do padrão de 17 beta-estradiol e das amostras ........................................ 26
4.7 Análises cromatográficas ..................................................................................... 30
vi
4.8 Padrão analítico ..................................................................................................... 30
4.9 Coleta e armazenamento das amostras ................................................................. 30
4.10 Procedimento de extração das amostras de água ................................................ 32
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES ........................................................................... 34
5.1 Validade do método analítico ............................................................................... 34
5.1.1 Seletividade...................................................................................................34
5.1.2 Linearidade...................................................................................................34
5.1.3 Precisão........................................................................................................35
5.1.4 Exatidão .......................................................................................................36
5.2. Análises cromatográficas ..................................................................................... 36
5.3 Resultados das análises ......................................................................................... 37
6. CONCLUSÃO ........................................................................................................... 46
7. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS .................................................. 47
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................... 48
vii
ABREVIATURAS
Estações de tratamento de esgoto (ETES)……………………………………………….1
Desreguladores endócrinos (DE)…………………………………………………...........2
Cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE)………………………………………..4
17ß-estradiol (E2)………………………………………………...…………………….. 4
Compostos de desregulação endócrina (CDE)……………………………….……….…5
1,1,1-tricloro-2,2-bis(4-cloro-feniletano)(DDT)………………………………………..6
Doses diárias aceitáveis (DDA)………………………….………………………………8
Estados Unidos da Améria (EUA)……………………………….………………………9
Ibuprofeno (IBP) ……………………………………………………….………………11
Diclofenaco(DCF)………………………………………………………………….…..11
Sulfametoxazol (SMX)…………………………………………………………………11
Trimetoprima (TRI) ……………………………………………………………………11
Tetraciclina (TET)…………………………………………………………………...…11
Bezafibrato (BZF) ……………………………………………………………………..11
Etinilestradiol (EE2)……………………………………………………………………11
Estrona (E1)……………………………………………………………………………11
Estriol (E3) ………………………………………………………………………….…11
Bisfenol A (BPA)………………………………………………………………………12
Nonilfenol (NP)………………………………………………………………………...12
Cromatografia em fase gasosa (CG)……………………………………………………15
Cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE)………………………………………15
Espectrometria de massa (MS)…………………………………………………………15
Detector de massa (GC-MS)……………………………………………………………15
Detecção electroquímica (ED) …………………………………………………………15
viii
Detecção de fluorescência (FLD)……………………………………………………....15
Cromatógrafo gasoso com detector de massa (GC-MS)…………………………….…15
Extração líquido-líquido (LLE) ………………………………………………………15
Extração em fase sólida (SPE) …………………………………………………………15
Absorção de extração (SBSE) …………………………………………………………15
Espectrometria de massa (EM)…………………………………………………………15
Performance liquid chromatography (HPLC)………………………………………...16
Estação de tratamento de água (ETA) …………………………………………………20
Partição sólido-líquido (Kd) ………………………………………………………...…22
Sólido suspensos (SS)…………………………………………………………….…….22
Radiação ultravioleta (UV)……………………………………………………………..24
Laboratório de Química Instrumental – (LQI)…………………………………………26
Intituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE)……………………………..……26
Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG………………………………………26
Detector com arranjo de diodos (DAD)………………………………………………..29
Cromatografia Líquida de alta eficiência com detector de arranjo de diodo (CLAE-
DAD)…………………………………………………………………………………...31
Desvio padrão relativo (DPR)………………………………………………………….36
Coeficiente de variação (CV)…………………………………………………………..36
Estimativa do desvio padrão (s) ……………………………………………………..…36
Limites de detecção (LD) ………………………………………………………...……36
Limites de quantificação (LQ) …………………………………………………………36
Valor máximo permitido (VMP)…………………………………………………….…43
ix
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 3.1.2: Estrutura básica dos estrogênios esteróides. ............................................. 11
Figura 3.2: Rotas de contaminação e exposição humana aos fármacos e desreguladores
endócrinos.. ..................................................................................................................... 13
Figura 3.2.2: Esquema óptico de um espectrofotômetro com detector de arranjo de
diodos. ............................................................................................................................ 16
Figura 3.3.1: Fórmula estrutural do 17β-estradiol .......................................................... 18
Figura 4.1: Localização da Área de Estudo. ................................................................... 26
Figura 4.1.1: Mapa de abrangência da bacia hidrográfica do Rio Vieira. ...................... 27
Figura 4.6: Percurso do rio na cidade de Montes Claros e localização dos pontos de
coleta das três amostras. ................................................................................................. 31
Figura 4.9: Os três pontos de coleta de água do Rio Vieira. .......................................... 32
Figura 4.9.1: Garrafa de Van Dorn utilizada para recolher amostras de água do Rio
Vieira. ............................................................................................................................. 32
Figura 4.9.2: Sistema a vácuo Supelco Visiprep. ........................................................... 33
Figura 4.10: Figura 4.7 – Preparação do padrão e das amostras de 17 beta-estradiol...34
Figura 5 – Curva de calibração do 17β-estradiol obtida pela injeção de 5 pontos…….36
Figura 5.2: Cromatograma da solução padrão de 17β-estradiol a 50μg L-1
em metanol 36
Figura 5.2.1: Cromatogramas da solução padrão de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul)
e 100 μg L-1
(linha verde) em metanol. .......................................................................... 37
Figura 5.3: Cromatograma da amostra P1A em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) .............................................................................. 37
Figura 5.4: Cromatograma da amostra P1B em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) .............................................................................. 38
Figura 5.5: Cromatograma da amostra P1C em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) .............................................................................. 38
Figura 5.6: Cromatograma da amostra P1D em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) .............................................................................. 39
Figura 5.7: Cromatograma da amostra P2A em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul). ............................................................................. 39
Figura 5.8: Cromatograma da amostra P2B em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) .............................................................................. 40
Figura 5.9: Cromatograma da amostra P2C em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) .............................................................................. 40
x
Figura 5.10: Cromatograma da amostra P2D em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) ......................................................................... 40
Figura 5.11: Cromatograma da amostra P3A em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) ......................................................................... 41
Figura 5.12: Cromatograma da amostra P3B em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) ......................................................................... 41
Figura 5.13: Cromatograma da amostra P3C em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) ......................................................................... 42
Figura 5.14: Cromatograma da amostra P3D em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul) ......................................................................... 42
xi
ÍNDICE DE TABELAS
Tabela 3.1: Estudos brasileiros acerca da ocorrência de desreguladores endócrinos em
diferentes matrizes ambientais……………………………………………………...….14
Tabela 3.2: Concentração do17β-estradiol durante o ciclo hormonal. ........................... 17
Tabela 3.3: Excreção diária de hormônios ..................................................................... 17
Tabela 5.1.3 - Repetitividade do método cromatográfico para a determinação do 17 β-
estradiol...........................................................................................................................35
xii
RESUMO
A ocorrência de fármacos e desreguladores endógenos (DE) no meio ambiente é uma
questão que desperta grande preocupação atualmente por serem substâncias tóxicas e
que causam mudanças nas características fenotípicas de alguns animais, além de serem
produzidas e consumidas pelo homem. Entre essas substâncias a presença dos DE nas
águas residuais é a que mais preocupa. O hormônio 17 β estradiol, que é um DE natural,
produzido endogenamente pelo homem e, principalmente, pelas mulheres durante o
ciclo menstrual. A estrona constitui um de seus metabólitos mais resistentes e existe em
grande concentração nos sistemas sanitários urbanos, mas pode ser degradada ou
removida nos ambientes naturais ou nas estações de tratamento de esgoto (ETE) por
fotodegradação, degradação biológica, volatilização ou sorção. Por esse motivo há a
necessidade de monitoramento de resíduos do hormônio 17 β estradiol nas águas do Rio
Vieira, rio que atravessa a cidade de Montes Claros – MG, constituindo a área de estudo
em questão. Essa pesquisa possui como objetivos: aperfeiçoar e validar as condições
cromatográficas e o método para a determinação do hormônio 17 β estradiol em
amostras de água utilizando a cromatografia em fase líquida de alta eficiência;
quantificar a concentração do hormônio 17 β estradiol existente nas águas em três
pontos do Rio Vieira; analisar se a interferência antrópica interfere no aumento da
quantidade do hormônio em questão no Rio Vieira e verificar se a estação de tratamento
de esgoto (ETE) de Montes Claros, em Minas Gerais, é eficiente na remoção do 17 β
estradiol. Para a avaliação da qualidade do corpo hídrico constituinte da bacia do Rio
Vieiras, em função do disruptor endócrino natural (17 beta – E2) foram coletadas
amostras brutas do rio em três pontos estratégicos: na nascente; na saída da cidade de
Montes Claros e depois da ETE. A pesquisa foi desenvolvida no Laboratório de
Química Instrumental - LQI, da Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG, no
Instituto de Ciências Agrárias, em Montes Claros, Minas Gerais. O método foi adaptado
da metodologia desenvolvida por Alda e Barcelò (2001), para extração do hormônio
17β-E2 em amostras de água bruta. A validação do método proposto foi obtida por meio
da avaliação dos parâmetros de seletividade, linearidade, precisão, repetibilidade e
exatidão. Não foi detectada a presença deste analito nas amostras, mas há fatores
xiii
importantes e relevantes que indicam a remoção ou degradação do 17 beta-estradiol ao
longo do Rio Vieira como: cloração, fotodegradação, biodegradação e sorção.
Palavras-chave: Água do Rio Vieira; Cromatografia Líquida de Alta Eficiência
(CLAE); 17 Beta-estradiol (E2); Extração em Fase Líquida (EFL).
xiv
ABSTRACT
The occurrence of endogenous drugs and disruptors (ED) in the environment is an issue
that arouses great concern nowadays because they are toxic substances that cause
changes in phenotypic characteristics of some animals, and are produced and consumed
by man. Among these substances the presence of underweight wastewater is of greatest
concern. The hormone 17 β estradiol, which is a natural of produced endogenously by
humans, and especially by the women during the menstrual cycle. Estrone is one of his
toughest metabolites and there is a large concentration in urban sanitation systems but
can be degraded or removed in natural environments or in sewage treatment plants
(STP) for photo-degradation, biological degradation, volatilization or sorption.
Therefore there is the need for monitoring residues of the hormone 17 β estradiol in the
waters of the Rio Vieira, river running through the city of Montes Claros - MG,
representing the study area in question. This research has the following objectives:
improve and validate the chromatographic conditions and the method for determining
the hormone 17 β estradiol in water samples using liquid chromatography of high
efficiency; quantify the concentration of the hormone 17 β estradiol existing in the
waters at three points of the Vieira River; examine whether anthropogenic interference
interferes with the increased amount of the hormone in question in Rio Vieira and verify
that the sewage treatment plant (STP) of Montes Claros, Minas Gerais, is effective in
removing the 17 β estradiol. For evaluating the quality of the constituent water body
River basin Scallops, depending on the natural endocrine disruptor (17 beta - E2) Gross
river samples were collected at three strategic points: at the source; out of the town of
Montes Claros and after the TEE. The research was conducted in Instrumental
Chemistry Laboratory - LQI of the Federal University of Minas Gerais - UFMG, the
Institute of Agricultural Sciences, in Montes Claros, Minas Gerais. The method was
adapted from the methodology developed by Alda and Barcelò (2001) for extraction of
17β-E2 hormone in the raw water samples. The validation of the proposed method was
obtained through the assessment of selectivity parameters, linearity, accuracy,
repeatability and accuracy. Not the presence of this analyte in the sample was detected,
but there are important and relevant factors that indicate the removal or degradation of
17-beta estradiol along the Rio Vieira as chlorination, photo degradation,
biodegradation and sorption.
xv
Keywords: Urban Rivers Water; High-performance liquid chromatography (HPLC); 17
Beta-estradiol (E2); Liquid Phase Extraction (EFL).
1
1. INTRODUÇÃO
Atualmente, os riscos ambientais causados pelo consumo e produção de alguns
compostos químicos vêm aumentando com o avanço da tecnologia. Há uma crescente
preocupação com a presença de fármacos em ambientes aquáticos e seus possíveis
impactos ambientais. A literatura evidencia que vários pesquisadores, em todo o mundo,
detectaram muitos desses fármacos residuais em águas naturais e em efluentes de
estações de tratamento de esgoto (ETEs). A contaminação ambiental por fármacos está
relacionada à produção, o consumo, o gerenciamento do retorno desses compostos e
seus metabolismos no meio ambiente.
A ecotoxicologia, que é um ramo da toxicologia, vem estudando e monitorando há
algum tempo o comportamento de compostos tóxicos em meio aquático, assim como
seus efeitos em organismos vivos. Esse tipo de estudo faz-se necessário para o melhor
controle da qualidade dos produtos, bem como para práticas mais sustentáveis em
obediência aos órgãos competentes como o Ministério da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento (Azevedo & Chasin, 2013).
Pouco se sabe sobre o efeito dessas substâncias no meio ambiente (Donn et al., 2008a,
2008b, 2008c) e na literatura científica (revisado por Ying et al., 2002), mas há alguns
anos, pesquisas realizadas na Europa mostraram a presença de fármacos nos corpos
d’água. Alguns fármacos são lançados constantemente no ambiente aquático e essa
sistêmica introdução é suficiente para causar efeitos prejudiciais aos organismos vivos
que estão em contato com esse coquetel de contaminantes.
Uma avaliação criteriosa dos efeitos desses fármacos no meio aquático se faz
necessário. Uma vez conhecido os efeitos, deve-se estabelecer os limites de
concentrações para o descarte seguro de efluentes domésticos tratados em corpos
receptores. O monitoramento da eficiência de remoção desses fármacos pelos processos
convencionais de tratamento de efluentes domésticos das estações de tratamento de
esgoto (ETEs) é de grande importância, pois no futuro, podem ser necessárias
2
adaptações, ou mesmo implantar outros processos de tratamento que complementem a
remoção adequada desses fármacos.
O 17 beta-estradiol é o estrogênio ovariano biologicamente mais resistente. Depois de
ser secretado pelo ovário, grande parte é desidrogenado e biotransformado em estrona,
que também é um estrogênio bastante potente em relação ao organismo humano.
O estrona pode causar alterações mesmo em baixas concentrações (ng L-1
), como o fato
de afetarem a capacidade de reprodução das espécies e interferirem no desenvolvimento
da prole, reduzindo a eclosão de ovos de pássaros, peixes e tartarugas, feminizando
peixes machos, provocando o hermafroditismo em peixes, répteis, pássaros e mamíferos
(SANTAMARTA, 2001; MCLACHLAN et al., 2006; REIS FILHO et al., 2006) e pode
estar presente em efluentes de estação de tratamento de esgoto (ETEs) e na água
afluente de estações de tratamento de esgoto (ETEs). Dessa forma, é importante avaliar
a concentração destes desreguladores endócrinos (DE) na água efluente das estações de
tratamento de esgoto (ETEs).
A presença desses fármacos residuais na água pode causar efeitos adversos na saúde,
seja humana ou de outros organismos presentes nas águas, como os peixes. Os efeitos
causados no sistema reprodutivo de organismos aquáticos são demonstrados em alguns
estudos. Atualmente, existe uma preocupação no desenvolvimento de métodos
analíticos suficientemente sensíveis na determinação dos fármacos residuais em
ambientes aquáticos, com limites de detecção na ordem de μg/L e ng/L.
A importância dos estrogênios reside no seu potencial de afetar adversamente o sistema
reprodutivo de organismos aquáticos como, por exemplo, a feminização de peixes
machos presentes em rios contaminados com descarte de efluentes e é relatada em
diversos trabalhos científicos no mundo.
Pesquisadores desenvolveram e vêm desenvolvendo métodos cromatográficos para a
identificação e quantificação de fármacos em efluentes de estação de tratamento de
3
esgoto (ETEs) e em águas naturais, em baixas concentrações (Verbinnen & Nunes,
2010).
Dessa forma, esse trabalho realizou o monitoramento, por cromatografia líquida de alta
eficiência (CLAE), da presença do hormônio 17β-estradiol (E2) nas amostras de água
do afluente da estação de tratamento de esgoto da cidade de Montes Claros – MG, bem
como a validação de método. Para isso, teve como objetivos específicos: aperfeiçoar e
validar as condições cromatográficas e o método para a determinação do hormônio 17β-
-estradiol em amostras de água utilizando a cromatografia em fase líquida de alta
eficiência; quantificar a concentração 17β-estradiol que existe nas águas em três pontos
do Rio Vieira; analisar se a interferência antrópica influencia no aumento da quantidade
do17β-estradiol no Rio Vieira e verificar se a estação de tratamento de esgoto (ETE) de
Montes Claros, em Minas Gerais, é eficiente na remoção do17β-estradiol.
4
2. OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Monitorar e validar, por cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE), a presença do
hormônio 17β-estradiol (E2) nas amostras de água do Rio Vieira, da cidade de Montes
Claros – MG.
2.2 Objetivos Específicos
Aperfeiçoar e validar as condições cromatográficas e o método para a
determinação do hormônio 17β-estradiol em amostras de água utilizando a
cromatografia em fase líquida de alta eficiência;
Quantificar a concentração do hormônio 17β-estradiol existente nas águas em
três pontos do Rio Vieira.
Analisar se a interferência antrópica influencia no aumento da quantidade do
17β-estradiol no Rio Vieira.
Verificar se a estação de tratamento de esgoto (ETE) da cidade de Montes
Claros, em Minas Gerais, é eficiente na remoção do17β-estradiol.
5
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 Ocorrência de fármacos e desreguladores endócrinos no meio ambiente
As pesquisas acerca dos desreguladores endócrinos (DE) aconteceram em consequência
de acontecimentos importantes que, a princípio, tiveram relação com efeitos da
exposição de seres humanos e animais a esses compostos como, por exemplo, a
incidência de câncer no sistema reprodutivo de filhas de mulheres que usaram entre os
anos de 1940 e 1970 o dietilestilbestrol, um agente terapêutico aplicado na gravidez
para reduzir o risco de aborto e, atualmente, considerado um DE (BIRKETT &
LESTER, 2003 apud BILA & DEZOTTI, 2007). Segundo Carlsen et al., (1992), na
Dinamarca, se constatou a diminuição da qualidade do sêmen de homens entre os anos
de 1938 e 1990, e que as supostas causas estariam relacionadas à exposição progressiva
dos homens aos estrogênios ou compostos com atividade semelhante aos estrogênios.
Atualmente, a presença de compostos químicos que podem alterar o sistema hormonal
dos organismos vivos, conhecidos como compostos de desregulação endócrina (CDE)
estão despertando grande interesse entre a comunidade científica devido às suas
diversas aplicações nas indústrias e no ambiente (DEBLONDE et al., 2011). No
entanto, comparativamente, pouco se sabe sobre os possíveis riscos ecológicos da
maioria desses produtos químicos. Esta falta de conhecimento resultou num substancial
esforço para desenvolver abordagens e gerar dados que possam ser úteis para avaliar o
impacto dos produtos farmacêuticos no ambiente (ANKLEY, 2006).
A poluição dos recursos hídricos por contaminantes que são originados por atividades
industriais, agrícolas ou são lançados no meio ambiente de forma inadequada causam
grandes preocupações para saúde humana e de animais. Entre os compostos que causam
riscos à saúde destacam-se os desreguladores endócrinos (DE), que são compostos
químicos exógenos que interferem na atividade hormonal pela ação de receptores de
hormônios (MAIA & DEZOTTI, 2007). Tais substâncias podem ser sintetizadas pelo
homem ou de origem natural, tais como os fitoestrogênios.
6
Atualmente, existe um consenso de que estes compostos são introduzidos no ambiente
principalmente através de águas residuais efluentes de estações de tratamento
municipal, efluentes hospitalares e atividades pecuárias (HEREBER, 2002; FENT et al.,
2006; BESSE et al., 2008; BESSE & GARRIC, 2009; VULLIET & CREN-OLIVÉ,
2011; BRAUSCH & RAND, 2011;BESSE et al., 2012).
A exposição a esses tipos de substâncias pode causar efeitos relacionados aos fenótipos
e às características físicas dos organismos de forma geral, tanto para os seres humanos
quanto para os animais. Alguns dos prováveis efeitos atribuídos à exposição a esses
compostos são: diminuição na quantidade de esperma; aumento de câncer de mama em
mulheres e o aumento de certas anormalidades no sistema reprodutivo humano
(LAGANÁ et al., 2004). Já em animais, como os peixes, foram identificados efeitos
como: feminização e reversão sexual, diminuição do desenvolvimento testicular,
inibição da espermatogênese, aumento da fertilização dos ovos pela redução da
produção dos hormônios sexuais masculinos e desequilíbrio no comportamento
reprodutivo (MILLS & CHICHESTER, 2005; SUMPTER, 2005).
As substâncias resultantes de decomposições, fármacos e outros produtos lançados nos
recursos hídricos podem interagir com os receptores de estrogênio, mas as evidências,
até o momento, indicam que as substâncias mais provavelmente responsáveis para uma
quantidade substancial da atividade estrogênica de efluentes municipais são esteroides
naturais e sintéticos (SUMPTER et al., 2006).
3.1.1 Problemas ambientais relacionados aos desreguladores endógenos
Paul Muller, em 1948, anunciou a síntese química do 1,1,1-tricloro-2,2-bis(4-cloro-
feniletano) (DDT) e ganhou o Prêmio Nobel pela fantástica descoberta de um
―pesticida milagroso‖ (COLBORN et al.,2002). Os efeitos colaterais relativos à nova
descoberta não foram pesquisados a fundo e tão pouco levados em consideração.
7
A bióloga marinha Rachel Carson publicou o livro ―Primavera Silenciosa”, em 1962 e,
naquela época, poucas pessoas tinham ideia dos riscos oferecidos por pesticidas
organoclorados. Essas substâncias eram vistas como facilitadoras de uma alta produção
das safras de alimentos, livres das pragas que atormentavam os agricultores (CARSON,
1962). A partir desta obra, Carson esclarece de forma científica, mas simples, os
impactos causados pelo uso de tal pesticida. Depois de alguns anos, em meados da
década de 70, descobriu-se que: os pesticidas não garantiam a eliminação das pragas,
pois criavam resistência em algumas, as quais voltavam todos os anos em maior
quantidade. Por esse motivo houve o aumento da contaminação ambiental do solo e das
águas de abastecimento das cidades assustadoramente (BAIRD, 2002).
A partir da obra de Carlson surgiram várias questões relacionadas à disposição desses
produtos no meio ambiente e, com isso, vários países adotaram medidas restritivas ao
uso de pesticidas organoclorados, proibindo o uso e fabricação, face aos riscos de
contaminação do ambiente (BAIRD, 2002).
Os animais silvestres também podem sofrer impactos com os DE no meio ambiente.
Um acontecimento significativo e curioso foi observado no Lago Apopka, na Flórida
(EUA), em 1995, onde ocorreram anomalias no sistema reprodutivo de jacarés devido à
contaminação com o pesticida DDT (2,2 bis-p-clorofenil-1,1,1-triclo-roetano) e seu
metabólito DDE (2,2 bis-p-clorofenil-1,1-dicloroetileno) (GUILLETTE et al., 1996).
No Reino Unido, ainda na década de 1990, foram observados alguns casos de
feminização de peixes devido à presença de compostos estrogênicos (hormônios
naturais femininos ou substâncias que os mimetizavam), a exemplo do17β-estradiol e
dos alquilfenóis, presentes nos efluentes das estações de tratamento de esgoto
(PURDOM et al., 1994; JOBLING et al., 1998; SUMPTER, 1998).
Outros problemas vinculados aos DE têm sido citados na literatura, tais como se
destacam (BILA & DEZOTTI, 2007): diminuição na eclosão de ovos de pássaros,
peixes e tartarugas; problemas no sistema reprodutivo de répteis, pássaros e mamíferos;
8
alterações no sistema imunológico de mamíferos marinhos. Já em seres humanos foram
relatados alguns casos, como os citados (BILA & DEZOTTI, 2007), tais como: aumento
da incidência de câncer de mama, de testículo e de próstata e a endometriose (doença
caracterizada pela presença do tecido uterino fora do útero).
Os efeitos dos estrogênios sobre peixes e outros organismos aquáticos têm sido
amplamente estudados (CALDWELL et al., 2008). No entanto, poucos estudos
avaliaram os efeitos potenciais de estrógenos nas águas de superfície em relação aos
seres humanos. Além disso, os estudos disponíveis sobre a utilização de DE em seres
humanos chegaram a conclusões divergentes em relação aos seus efeitos (AHERNE &
BRIGGS 1989; CHRISTENSEN, 1998; ANDERSSON & SKAKKEBAEK 1999;
WEBB et al., 2003). Ao fazer uma relação entre a exposição humana e os piores casos
independentes identificados de intoxicação com estes hormônios (HARTMANN et al.,
1998; FRITSCHE & STEINHART, 1999) concluíram que a ingestão dos estrogênios
endógenos através da água ou de qualquer outra forma externa é mínima em
comparação com as quantidades que os seres humanos produzem.
Os artigos que trata da detecção de estrógenos nas águas para o abastecimento humano,
tanto de superfície como das águas tratadas em empresas públicas (DONN et al., 2008a,
2008b, 2008c) e na literatura científica (YING et al., 2002) fornece poucas informações
para predizer se exposições potenciais de água potável são grandes ou pequenas em
comparação com outras fontes de exposição (por exemplo, a ingestão dietética de
referência) ou em comparação com doses diárias aceitáveis (DDA). Este fato torna
difícil determinar se as exposições às águas derivadas da superfície são uma fonte
significativa de estrogênio e se possuem potencial para exceder DDA e, assim, se os
mesmos merecem avaliação adicional.
Em ambientes aquáticos, as pesquisas sobre os efeitos causados pelos DE apontam
resultados preocupantes (BRANDT, 2012). Não há registros evidentes que indiquem
que as concentrações típicas dos DE existentes nos ambientes aquáticos possam causar
efeitos agudos nos organismos aquáticos, mas há estudos suficientes na Europa, Estados
Unidos e no Brasil que mostram efeitos crônicos em organismos mais sensíveis
9
expostos a concentrações relevantes dos compostos em ambientes aquáticos.
Alguns temas de pesquisas têm abordado situações preocupantes, como os efeitos
interativos causados pela mistura de diversos fármacos e DE no meio ambiente, que
podem resultar em consequências inesperadas quando combinados, ainda que em
concentrações baixas no meio ambiente (POMATI et al., 2008; QUINN et al., 2009).
Os últimos estudos apontaram os antibióticos como um dos principais contaminantes do
ambiente aquático pela possibilidade do desenvolvimento de bactérias patogênicas
resistentes no meio ambiente. Ash & Iverson (2004) identificaram bactérias resistentes
às sulfonamidas (um grupo de antibióticos) e à trimetropina em rios dos Estados Unidos
da América (EUA), fenômeno que parece ter ocorrido devido à presença desses
compostos nos ambientes aquáticos, mesmo em baixas concentrações.
A descoberta de novas tecnologias analíticas, principalmente a cromatografia de fase
líquida acoplada à espectrometria de massas, permitiu a análise dessas substâncias
mesmo em baixas concentrações, como as que ocorrem no meio ambiente (IWA, 2010).
As pesquisas que avaliaram a ocorrência desses compostos no meio ambiente
começaram a ser intensificadas, notadamente nos países europeus e nos EUA, a partir
da década de 1970 (HIGNITE & AZARNOFF, 1977).
Alguns registros na literatura evidenciam grande variabilidade na ocorrência dos
fármacos e DE no esgoto sanitário bruto e tratado, o que pode ser explicado pelo padrão
de consumo diferenciado dessas substâncias. Diferentes países e regiões apresentam
características bem distintas em termos de prevalência de doenças, de processos de
tratamento de esgoto, de hábitos culturais ou até de restrições relacionadas ao mercado
farmacêutico (ZUCCATO et al., 2006).
Os fármacos encontrados no meio aquático no Brasil (esgoto bruto, tratado e águas
superficiais) ocorrem de forma semelhante, mas com uma ordem de grandeza inferior às
concentrações normalmente relatadas na literatura internacional. Anti-inflamatórios
10
como o diclofenaco ou o ibuprofeno foram encontrados em concentrações maiores nos
estudos de Ghiselli (2006) e Souza (2011), quando comparadas às concentrações
normalmente relatadas na literatura internacional. No caso dos hormônios naturais e
sintéticos e dos xenoestrogênios, as concentrações encontradas nas matrizes ambientais
brasileiras mostram-se semelhantes ou até três ordens de grandeza superiores às
concentrações comumente relatadas na literatura internacional.
3.1.2 Principais fármacos e desreguladores endócrinos abordados em estudos
ambientais.
Os fármacos são desenvolvidos para serem resistentes a diversas situações encontradas
dentro do organismo. São compostos ativos complexos desenvolvidos e usados com o
objetivo de promover efeitos biológicos específicos. Após administradas, essas
substâncias são absorvidas e distribuídas pelo corpo, onde são transportadas pelos
fluxos gástricos e entra em contato com diversos ambientes intracorpóreos. Nesse
percurso, elas são parcialmente metabolizadas e, finalmente, excretadas (via fezes e
urina) em suas formas originais, conjugadas ou como metabólitos (TAMBOSI, 2008).
O metabolismo dos fármacos em um organismo inicia-se por diversas reações
bioquímicas de hidroxilação, epoxidação, redução, hidrólise e adição de grupos
funcionais. Em seguida, moléculas endógenas altamente polares ligam-se aos
metabólitos formados nas reações anteriores ou aos próprios fármacos originais não
metabolizados, de forma a torná-los mais solúveis em água, facilitando, assim, a sua
excreção. Entre as diversas moléculas endógenas responsáveis pelo processo de
formação de conjugados, destacam-se os glicuronídeos, sulfatos e aminoácidos
(TAMBOSI et al., 2010).
O consumo de fármacos tende a aumentar com o tempo em consequência dos seus
efeitos benéficos à saúde e, consequentemente, aumentará também a sua concentração
no meio ambiente. Em contrapartida, outros microcontaminantes, como pesticidas e
poluentes industriais, tendem a diminuir nos próximos anos pelos avanços das restrições
legais (TAMBOSI et al., 2010).
11
Dos anti-inflamatórios, o ibuprofeno (IBP) e o diclofenaco (DCF) são os mais
comercializados e prevalentes no ambiente. Já entre os antibióticos, os mais citados são
o sulfametoxazol (SMX), trimetoprima (TRI) e a tetraciclina (TET). Os dois primeiros
antibióticos são normalmente estudados em conjunto por constituírem o princípio ativo
do medicamento Bactrim®, de grande utilização no nosso país. Entre os reguladores
lipídicos, o bezafibrato (BZF) é o medicamento mais relatado na literatura. O principal
hormônio sintético referenciado é o 17α-etinilestradiol ou etinilestradiol (EE2),
amplamente utilizado em pílulas anticoncepcionais (AQUINO et al., 2013).
Em se tratando de DE, destacam-se na literatura os estrogênios, hormônios responsáveis
pelo desenvolvimento das características femininas em um organismo. As principais
funções do estrogênio (Figura 3.1.2) são: regular o ciclo menstrual, estimular o
desenvolvimento do endométrio e das mamas e influenciar o desenvolvimento e
comportamento do organismo como um todo (NASSIF et al., 2005).
Os estrogênios possuem como estrutura padrão: 18 carbonos que contêm um anel
fenólico (um anel aromático com grupo hidroxila no carbono 3 e um grupo hidroxílico
ou cetona na posição 17 do anel D). O anel fenólico é o principal componente estrutural
responsável pela alta afinidade com os receptores estrogênicos (LOOSE et al., 2005).
Figura 3.1.2: Estrutura básica dos estrogênios esteroides.
Fonte: (LOOSE et al., 2005).
12
Estrogênios naturais que são excretados pelas mulheres e fêmeas de animais vertebrados
são: estrona (E1), 17β-estradiol ou estradiol (E2) e estriol (E3) (RIBEIRO et al., 2010).
O estrogênio sintético (EE2) também é um estrogênio, porém sintético, que apresenta
maior atividade de desregulação endócrina do que os hormônios naturais (SVENSON et
al., 2003).
Os pesticidas (ex. ftalatos, alquilfenóis, bifenilas policloradas e hidrocarbonetos
policíclicos aromáticos) são substâncias que têm a capacidade estrogênica e são
constantemente encontradas em amostras de águas naturais e esgoto (bruto e tratado).
São caracterizados como xenoestrogênios e competem com o E2 pelos receptores de
estrogênio, além de exercer efeito sobre os organismos (GHISELLI & JARDIM, 2007),
os principais xenoestrogênios encontrados no meio ambiente são: bisfenol A (BPA) e
nonilfenol (NP).
3.2 Remoção de fármacos e desreguladores endócrinos em estação de tratamento de
esgoto ETE.
A remoção de fármacos e microcontaminantes presentes em esgotos sanitários requer
altos custos de investimento, pois se torna necessário tecnologias sofisticadas em
comparação aos sistemas biológicos de tratamento. Para tal remoção, as ETEs devem
possuir tecnologias importantes, como: processos oxidativos avançados, ozonização,
reatores com lâmpadas ultravioleta, processos de adsorção em carvão ativado (IWA,
2010) .
Na maioria das ETEs não existe tais tecnologias, dessa forma há a necessidade de
validar a remoção de fármacos e DE em sistemas de tratamento de esgoto que utilizam
reatores biológicos. Quando se analisa a remoção de fármacos e DE em lodos ativados
existem diversos estudos que comprovam tal eficiência (CLARA et al., 2005a; MIÈGE
et al., 2008; SIPMA et al., 2009).
13
Santos et al., (2010) afirmam que as principais substâncias encontradas em ambientes
aquáticos são: anti-inflamatórios não esteroides (16%), antibióticos (15%), reguladores
lipídicos (12%) e hormônios sintéticos (9%), que somados perfazem 52% dos 134
artigos publicados entre 1997 e 2009 sobre a ocorrência de fármacos em ambientes
aquáticos. As rotas de contaminação e exposição humana aos fármacos e desreguladores
endócrinos estão na Figura 3.2.
Figura 3.2: Rotas de contaminação e exposição humana aos fármacos e desreguladores
endócrinos.
Fonte: (AQUINO, 2013).
3.2.1 A eficiência do HPLC na identificação e quantificação dos desreguladores
endógenos na água.
Métodos para identificação e quantificação dos DE têm sido relatados, incluindo
cromatografia em fase gasosa (CG), cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) e
espectrometria de massa (MS). A espectrometria de massa (EM) tornou-se a técnica
analítica mais amplamente utilizada no passado, devido à sua alta sensibilidade e
seletividade (VÍLCHEZ et al., 2001; LEE et al., 2005).
No entanto, a maioria destes métodos analíticos propostos na literatura necessita da
aplicação de derivatização trabalhosa e demorados procedimentos que antecipam a
análise do Cromatógrafo gasoso com detector de massa (GC-MS). Porém,
recentemente, a técnica de HPLC tem chamado mais atenção, quando é acoplada à
14
detecção electroquímica (ED) (PENALVER et al., 2002.; WATABE et al., 2004a.;
WATABE et al., 2004), detecção de fluorescência (FLD) (YING et al., 2002.;
GARCIA-PRIETO et al., 2006) e MS (BECK et al., 2005.; MITANI et al., 2005) e
atinge elevadas seletividade, sensibilidade e precisão. Os limites de detecção do método
de compostos estrogênicos são relatados de g/L para ng/L, níveis em diferentes
amostras ambientais.
Além disso, para conseguir um método rápido, eficiente e confiável para a análise
cromatográfica de compostos estrogênicos em amostras ambientais, a preparação da
amostra é muito importante. Vários métodos de pré-tratamento, tais como a extração
líquido-líquido (LLE) (VÌLCHEZ et al., 2001.; WATABE et al., 2004), a extração em
fase sólida (SPE) (LEE et al., 2005.; WANG et al., 2005.; CAI et al., 2003.;
VANDERFORD et al., 2003) e absorção de extração (SBSE) (KAWAGUCHI et al.,
2004a.; KAWAGUCHI et al., 2004), têm sido amplamente aplicados à extração dos DE
a partir de águas ambientais. No entanto, o método exige LLE, extração complexa, e os
procedimentos de limpeza, bem como grandes volumes de amostra e extratantes
orgânicos.
O método SPE supera a desvantagem da utilização de extratos orgânicos, mas ainda
possui demorados processos em múltiplos passos que, geralmente, incluem extração,
eluição, evaporação e a amostra de reconstituição. Para superar esses problemas, alguns
métodos de preparação de amostras on-line têm sido desenvolvidos. Ying, 2002
desenvolveu um sistema on-line SPE automático acoplado com HPLC-FLD o qual foi
aplicado com sucesso para a simultânea determinação de oito desreguladores endócrinos
in water (YING et al., 2002).
Rodriguez-Mozaz, 2004 também apresentou um sistema totalmente automático do
método SPE-HPLC-MS para a determinação de um ambiente mais relevante dos
estrógenos naturais em águas tratadas (RODRIGUEZ-MOZAZ et al., 2004). Já Watabe,
desenvolvido um sistema de HPLC de comutação de coluna com microanálise
automática, conseguido o bisfenol A, a uma ultrabaixo concentrações (abaixo de 1 ng /
L), utilizando electroquímica detecção (WATABE et al., 2004).
15
Com base no sistema de HPLC de comutação de coluna, Watabe também apresentou
um método HPLC-ED (WATABE et al., 2004a) e um Método de HPLC-MS
(WATABE et al., 2005) para a análise de bisfenol A em águas ambientais,
respectivamente, utilizando a imagem molecular do polímero, tal como um dispositivo
de pré-tratamento em linha.
3.2.2 Funcionamento do detector de arranjo de diodos
A Figura 3.2.2 ilustra um esquema óptico de um espectrofotômetro com detector de
arranjo de diodos. Neste esquema há duas fontes de radiação, as lâmpadas de deutério e
tungstênio, cujas emissões são focalizadas através de uma lente sobre a amostra.
Portanto, todo o espectro de emissão da lâmpada incide sobre a mesma, sendo que a luz
incidente será, em parte, absorvida. Esta luz que atravessou a amostra (transmitida ou
emergente) irá incidir sobre uma lente que focaliza o feixe sobre uma fenda, e desta
sobre uma grade de difração. Esta grade irá difratar a luz, separando os seus diferentes
comprimentos de onda, sendo que cada um deles irá incidir sobre um diodo do arranjo.
16
Figura 3.2.2: Esquema óptico de um espectrofotômetro com detector de arranjo de
diodos.
Fonte: Adaptado (AZEKA, 2009)
Este diodo, ao receber o feixe de luz, produz uma corrente elétrica cuja magnitude
depende da intensidade da emissão (novamente aqui se aplica o efeito fotoelétrico).
Através de um circuito de calibração adequado, esta corrente será transformada em
absorbância nos diferentes comprimentos de onda, resultando no que se convenciona
chamar de espectro de absorção (OWEN, 1996).
O procedimento experimental convencional de obtenção de espectros de absorção em
um instrumento deste tipo envolve inicialmente o registro de um espectro do ruído de
fundo ou do solvente ou do ar (a serem utilizados como branco). Arquiva-se o mesmo e,
em sequência, se obtém o espectro da amostra e se efetua a subtração dos dois. O
resultado é o espectro da amostra, o qual tem o solvente (ou ar) como branco (OWEN,
1996).
3.3 Características dos hormônios 17β-estradiol
O 17β-estradiol é um hormônio feminino importante para a reprodução das células das
mamas, da pele e do cérebro, além de ser responsável pelo desenvolvimento das
características secundárias sexuais femininas e reprodução. Apesar de ser um hormônio
natural, é produzido em grande escala para ser usado em contraceptivos orais e para a
reprodução humana. O 17β-estradiol possui como um dos seus metabólitos naturais a
estrona, que é um ingrediente ativo de um estrogênio usado no tratamento de reposição
hormonal (IKEHATA et al., 2006).
O DE em questão é produzido naturalmente pelos organismos. A produção de hormônio
na mulher varia de acordo com o ciclo menstrual no qual ela se encontra, exceto quando
ela está grávida. O ciclo menstrual se divide em três fases (LOOSE et al., 2015).
17
Fase folicular – é a fase em que ocorre o desenvolvimento dos folículos dos
ovários. No início desta fase os baixos níveis de 17β-estradiol e de progesterona
fazem com que o revestimento uterino (endométrio) se desprenda na
menstruação.
Fase ovulatória - inicia-se ao aumentar o hormônio luteinizante e é
caracterizada pela liberação do óvulo. O nível de 17β-estradiol atinge o seu
ponto máximo e o nível de progesterona começa a subir.
Fase Luteínica - começa depois da ovulação e dura cerca de 14 dias. Se o
óvulo não for fertilizado, o corpo lúteo degenera e deixa de produzir
progesterona, o nível de 17β-estradiol decresce e inicia novo ciclo menstrual.
Na Tabela 3.2 está representada a concentração do17β-estradiol no organismo em cada
ciclo menstrual, já na Tabela 3.3 encontram-se os valores de excreção diária de
hormônios de homens e mulheres em diferentes fases da vida, podendo chegar a valores
altos como 600 microgramas por dia (JOHNSON et al., 2000). Dessa forma, esses
hormônios são liberados na urina constantemente em quantidades que poderiam afetar a
vida aquática e estão presentes nos esgotos domésticos.
Tabela 3.2: Concentração do17β-estradiol durante o ciclo hormonal.
Fonte: (LINHARES, 1993; LOOSE et al., 2015).
Tabela 3.3: Excreção diária de hormônios
Fonte: (JOHNSON et al., 2000)
18
3.3.1 A ineficiência da remoção do 17β-estradiol nas estações de tratamento de
esgoto
O 17β-estradiol (Figura 3.3.1) tem influência na formação das características
secundárias sexuais femininas e na reprodução, além de ser o estrogênio ovariano
biologicamente mais potente. Constitui-se em estrogênio manipulado para ser usado em
contraceptivos para a reposição hormonal, apesar de ser natural (IKEHATA et al.,
2006). O E2 pode causar alterações nos sistemas endócrinos de organismos vivos
mesmo em baixas concentrações na água, da ordem de ng.L-1
(SUMPTER, 2005).
Figura 3.3.1: Fórmula estrutural do 17β-estradiol.
Fonte: (WANG et al., 2008).
Os estrogênios naturais são transformados biologicamente no sistema hepático,
músculos, rins e gônadas, sendo degradados em compostos estrogênicos mais estáveis
conjugados a ácido sulfúrico e glicurônico (GILMAN et al., 2003). Em contrapartida, a
ocorrência de estrogênios ―livres‖ em Estações de Tratamento de Esgoto (ETE) indica
que os metabólitos de estrogênios são transformados de volta a sua forma ativa durante
o tratamento do esgoto. Essa desconjugação ocorre durante o processo do tratamento do
esgoto (CHEN & HU, 2009; TERNES et al., 1999) e os hormônios permanecem na sua
forma ativa o que causa a contaminação dos corpos receptores.
Quanto mais eficiente a remoção de DE durante o tratamento de esgoto, menor a
presença desses no efluente final (BIRKETT & LESTER, 2002). A degradação do E2
ocorre de forma mais rápida nos sistemas aeróbios, onde em um dia de detenção hídrica
a taxa de remoção é de 88%, já nos sistemas anaeróbios, é de até 50% após 5 dias de
19
detenção hídrica (LEE & LIU, 2002). Ao serem lançados nos corpos receptores, os DE
podem ser removidos por fotodegradação, mas ocorre remoção lenta, com meia-vida de
10 dias (JURGENS et al., 2002). Dessa forma, esta água pode estar contaminada e pode
se tornar uma fonte adicional de DE para os consumidores da água tratada (LEINSTER
et al., 1981).
A presença de E2 em rios e na água para abastecimento humano é cada vez mais
frequente. O E2 foi detectado em uma fonte de água nos EUA na concentração de 17
ng.L-1
, em Taiwan, na ordem de 1,4 a 33,9 ng.L-1
em águas superficiais, no Brasil, no
afluente de uma estação de tratamento de água (ETA) convencional, na ordem de 3,0 a
9,1ng.L-1
, e na água de abastecimento humano, com concentração de 0,78 a 1,48 ng.L-1
e em mananciais de Belo Horizonte e São Paulo com concentrações de 1,5 a 36,8 ng.L-1
e 0,72 a 17,1ng.L-1
respectivamente (CHEN et al., 2007).
Todos os tratamentos que ocorrem nas estações de esgoto, principalmente na etapa da
clarificação, não são efetivos na remoção ou transformação de compostos estrogênicos
(SVENSON et al., 2003). Alguns estudos retratam essa realidade, como: o de
Westerhoff et al., (2005), a remoção de E2 foi de 2% após coagulação com sulfato de
alumínio e o de Chen et al., (2007), após coagulação/floculação com sulfato de alumínio
(5mg.L-1
), obtiveram remoção de 30 a 50%, mas no mesmo estudo, após a filtração
rápida, a remoção foi de 31 a 42% (filtro apenas com areia). O carvão ativado tem
eficiência de 97% de remoção para o 17β-estradiol após 4 horas de detenção hídrica
com 5mg. L-1
do carvão (WESTERHOFF et al., 2005). Mesmo assim, constitui-se em
um tratamento de alto custo e com um tempo de detenção hídrica grande para uma ETA.
A oxidação é um método comprovadamente eficiente para ser utilizado nas ETA na
remoção dos compostos estrogênicos. (PEREIRA et al., 2011), ao comparar o uso de
diferentes oxidantes para a transformação de compostos estrogênicos, identificaram que
os tratamentos com maior resultado para a remoção de estrogênios foram: a remoção
através do ozônio; o íon ferrato e dióxido de cloro.
20
No trabalho de (WESTERHOFF et al., 2005), alcançou-se uma eficiência de remoção
próxima a 100% com tempo de contato de 24 horas, dose de cloro de 3,5 a 3,8 mg.L-1
e
concentração inicial de E2 de 10 a 250 ng.L-1
. No estudo de Alum et al., (2004),
chegou-se a uma remoção de 99% de E2 com 1mg.L-1
de cloro e tempo de contato de 15
minutos, com uma concentração inicial elevada e limite de detecção do equipamento de
313ng.L-1
. Nakamura et al., (2007), após a oxidação com cloro de 1mg.L-1
e tempo de
contato de 15 minutos, chegaram a uma remoção de 70% para o estrona (E1). Doses de
cloro entre 1 e 4mg.L-1
mostraram-se mais eficazes para a remoção de compostos
estrogênicos. Mas a remoção de compostos estrogênicos possui relação direta com o
tempo de detenção hídrica para que ocorra um contato maior entre o cloro e os
hormônios para que assim ocorra a degradação mais efetiva (ALUM et al., 2004;
WESTERHOFF et al., 2005; NAKAMURA et al., 2007; PEREIRA et al., 2012).
3.3.2 Fatores intervenientes na remoção de fármacos e desreguladores em estações
de tratamento de esgoto
Para um melhor entendimento sobre a degradação de fármacos e desreguladores que
ocorrem em ETE é necessário conhecer o percurso que os mesmos fazem e avaliar os
principais mecanismos de remoção atuantes nesses compostos, que por sua vez são
definidos pelas propriedades físico-químicas dos microcontaminantes, pela
configuração dos sistemas de tratamento, pelas condições ambientais e pelos parâmetros
operacionais das unidades de tratamento (IWA, 2010). As formas de remoção de
fármacos e desreguladores em ETE são:
3.3.3 Sorção
A tranferência de massa das moléculas de uma fase fluída para uma fase sólida ou
líquida é chamado de sorção. Essa transferência pode ser estimada pelo coeficiente de
dsitribuição ou partição sólido-líquido (Kd) que é a relação entre as concentrações de
uma substância nas fases líquida e sólida, quando há o equilíbrio (SUÁREZ et al.,
2008). Na sorção ocorre tanto a adsorção como a absorção: na adsorção é um processo
pelo qual átomos, moléculas ou íons são retirados na superfície de sólidos através de
21
interações de natureza química ou física, já na absorção é um efeito de fazer degradar ou
transformar alguma coisa, incorporando-a ou assimilando-a a outra.
Segundo Ternes ,2004, geralmente não se considera a liberação de sítios de absorção
nos sólidos pelo processo de biodegradação, tanto na fase sólida como no meio líquido,
em sistemas de tratamento de esgoto, quando se trata de Lodos ativados. No balanço de
massa de fármacos e DE somente os sólidos ou biomassas recém geradas estão
vulneráveis para a sorção dos compostos que entram nos reatores biológicos. Porem,
essa questão é uma síntese do balanço de massa, e como o tempo de retenção do sólidos
na unidade de tratamento é superior ao tempo de detenção hídrica do líquido e,
consequentimente, da geração de sólidos ou biomassa no sistema, a renovação dos sítios
de sorção são menores do que a geração desses sólidos. Portanto, o termo SS é
relacionado a quantidade de lodo ou biomassa gerada por unidade de esgoto tratado.
Em sistemas de tratamento de esgoto, a sorção de muitos fármacos e DE, podem ser
representada como: para um composto i em condições de equilíbrio entre as fases
líquida e sólida, a concentração na fase sólida (Ci,S) ou a massa de i por kg de sólidos
suspensos (Ci,S.SS-1
) é proporcional à concentração do composto i na fase líquida (Ci,L),
conforme mostra a Equação 1 (TERNES et al., 2004):
(1)
na qual: Ci,S é a concentração do composto i na fase sólida (ng.L
-1 a µg.L
-1);
Kd é o coeficiente de distribuição sólido-líquido (L.kg-1
); SS é a concentração de sólidos suspensos no esgoto, podendo ser ainda a produção de
lodo por litro de esgoto tratado (kg.L-1
);
Ci,L é a concentração do composto i dissolvido na fase líquida (ng.L-1
a µg.L-1
).
A adsorção está relacionada às interações eletrostáticas entre os compostos (carregado
positivamente) e a biomassa (carregada negativamente). Ou, de forma menos
significativa, as forças de Van der Waals entre grupos alifáticos dos fármacos e DE e as
superfícies hidrofóbicas da biomassa e da matéria orgânica em suspensão (AQUINO et
al., 2013).
22
3.3.4 Transformações biológicas
A baixa concentração dos fármacos e DE no esgoto bruto limita transformações
biológicas por dificultar as interações cinéticas entre os compostos. Por a maioria dessas
substâncias apresentarem cinética de degradação de primeira ordem, a taxa de
transformação biológica é diretamente proporcional à concentração dos compostos
existentes na fase líquida e da concentração da biomassa, que é expressa como sólido
suspensos (SS).
Os compostos com pouca tendência para a sorção na biomassa aeróbia (log Kd≤2,0), a
divisão do volume reacional do reator em vários compartimentos como, reator em
regime hidráulico de fluxo em pistão melhorou significativamente a remoção dos
compostos biodegradáveis, quando comparado a um reator em regime hidráulico de
mistura completa. O impacto positivo da aproximação do reator ao regime hidráulico de
fluxo em pistão foi menos significativo para compostos com grande tendência para a
sorção (AQUINO, et al., 2013).
Joss, (2006) propos a seguinte classificação dos fármacos e DE quanto ao grau de
biodegradabilidade:
Substâncias com Kbio<0,1 L.gSS-1
.d-1
não apresentam remoção satisfatória pelo
mecanismo de biodegradação, sendo a eficiência máxima de remoção do
composto na ETE inferior a 20% para compostos com grande tendência para a
sorção (log Kd>3);
Substâncias com 0,1≤Kbio≤10 L.gSS-1
.d-1
devem ser parcialmente biodegradadas
com eficiência de remoção de 20 a 90%;
Para compostos com Kbio>10, espera-se uma boa remoção biológica (acima de
90%), sendo a eficiência dependente do regime hidráulico do reator; são
observadas maiores eficiências de remoções em reatores com fluxo hidráulico do
tipo pistão.
23
Os fármacos e DE são melhores degradados em condições aeróbias, consequentemente
a concentração de oxigênio dissolvido no ambiente é muito importante para facilitar a
remoção biológica de alguns estrogênios, causando uma dependência de remoção da
atividade da biomassa e do potencial redox da ETE (AQUINO et al., 2013).
A assimilação que os microrganismos têm pelos fármacos e DE é um fato importante na
biodegradação desses compostos na ETE. Essa disponibilidade acontece através da
combinação dos aspectos físicos e químicos envolvendo a distribuição e a transferência
de massa dos compostos entre as fases líquidas e sólidas, além dos aspectos fisiológicos
dos microrganismos envolvidos (AQUINO; BRANDT; CHERNICHARO, 2013) Uma
alta biodisponibilidade depende principalmente: da solubilidade do fármaco ou do DE
em meio aquoso, sendo que compostos com log Kow<2,5 têm elevada hidrofilicidade e,
portanto, elevada biodisponibilidade e da temperatura, uma vez que o crescimento
microbiano é determinado por faixas de temperaturas (IWA, 2010).
O TDH e o tempo de retenção dos sólidos no sistema (idade do lodo) são outros
importantes fatores que influenciam na remoção biológica dos fármacos e DE em ETE.
Na realidade, esses fatores também influenciam os mecanismos de sorção. Elevado
TDH, assim como elevada idade do lodo permitem maior tempo para a biodegradação e
para a sorção dos compostos dissolvidos (AQUINO; BRANDT; CHERNICHARO,
2013).
3.3.5 Fotodegradação
A fotodegradação pode ocorrer quando os microconteminantes são expostos ou
excitados pela radiação UV, causando a clivagem de uma ligação química dessas
substâncias, esse processo é chamado de fotodegradação direta. Já na indireta os as
moléculas presentes no meio podem ser excitadas pela radiação ultravioleta (UV),
produzindo radicais livres que podem reagir com os microcontaminantes e os degradar
(GURR & REINHARD, 2006).
24
Nas ETEs a radiação solar é desprezível para a remoção de fármacos e DE, pois a
elevada presença de sólidos suspensos no esgoto bruto ou tratado, a pequena fração de
radiação UV do espectro solar e pequena área superficial disponível para a incidência
solar, sendo restrita apenas às primeiras camadas da coluna de água em unidades
abertas, a exemplo de decantadores e tanques de aeração (ZHANG et al., 2008). Mas a
fotodegradação pode ocorrer em maior monta em sistemas naturais (ex.: lagoas de
estabilização), nos quais são empregadas grandes áreas superficiais para a incidência
solar. E processo, nesse caso, pode ser limitado pelos períodos noturnos e pelos dias
nublados, bem como pela presença de sólidos (ex.: algas) na fase líquida (AQUINO et
al., 2013)
3.3.6 Volatilização
A remoção de compostos voláteis nas ETEs por volatilização é praticamente nula em
quase todas as pequisas. Como a maioria dos fármacos e DE tem estruturas de grande
massa molar e pouca volatilidade é desprezível a taxa de remoção através desse
mecanismo. Ainda que em sistemas de tratamento aerados mecanicamente, onde pode
ocorrer o desprendimento de substâncias para a fase gasosa, a remoção desses
compostos é desprezível. Segundo Suárez et al., (2008), não há possibilidade de
desprendimento dos fármacos e dos DE em sistema de lodos ativados, quando se leva
em conta as taxas de aeração comumente aplicadas.
25
4. MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 Caracterizações da área de estudo
Para que fosse avaliada a qualidade do corpo hídrico da bacia do Rio Vieira, em função
do disruptor endócrino natural (17 beta – E2) foram coletadas amostras brutas do rio em
três pontos estratégicos: na nascente; na saída da cidade de Montes Claros e depois da
ETE. A pesquisa foi desenvolvida no laboratório de Química Instrumental (LQI) da
Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG, no Instituto de Ciências Agrárias, em
Montes Claros, estado de Minas Gerais.
4.1.1 Área da bacia do Rio Vieira
Montes Claros é uma cidade localizada no norte do estado de Minas Gerais, distante
418 km da capital Belo Horizonte. Possui aproximadamente 361.915 habitantes
distribuídos de forma heterogênea em um território de 3.568.941Km2 (IBGE, 2010).
Possui clima tropical semiúmido, Aw na classificação Köppen, temperatura média anual
de 24°C e índice médio pluviométrico anual de 1.074mm. Predomina como formas de
vegetação, o cerrado caducifólio com manchas de mata seca, e trechos de transição com
a caatinga (FRANÇA, 2007; NERY et al., 2014).
O Rio Vieira nasce na ―Serra do Vieira‖, antiga fazendo Vieira, há 8 km de Montes
Claros, seguindo para a Serra do Ibituruna, na Longitude ―43º44’04‖ W, e na Latitude
16º47’22‖ S. Sua foz, no Rio Verde Grande, localizada próxima a uma região chamada
Estação Ferroviária Canací, Longitude ―43º44’26‖ W, Latitude 16º36’10‖ S, a Nordeste
de Montes Claros. O seu afluente é o Rio Verde Grande, que é uma bacia federal, e se
situa na margem direita do rio São Francisco (BORGES, 2007; VELOSO & NERY,
2011; FONSECA & FONSECA, 2012; NERY et al., 2014).
O Rio Vieira, em decorrência de diversas pressões exercidas pelas atividades antrópicas
ao longo do tempo, sofreu uma ampla descaracterização da sua paisagem, cercado de
edificações e aglomerações, substituindo a vegetação e constituintes da paisagem
natural (FONSECA & FONSECA, 2012; NERY et al., 2014).
26
A poluição e a falta de tratamento adequado dos efluentes e resíduos provenientes da
cidade de Montes Claros vêm causando contaminação nas águas do Rio Vieira há
muitos anos (BORGES, 2007). A Figura 4.1 ilustra a trajetória do rio demonstrando que
o mesmo atravessa a cidade de ponta a ponta.
Figura 4.1: Localização da Área de Estudo.
Fonte: Adaptado (LIMA et al,. 2012).
Na bacia do rio vieira se encontra um manicial subterrâneo de grande significado, além
de rios e coregos intermintentes. O relevo é endocástico, principalmente na região da
Lapa Grande/Cedro que fica localizado a Oeste/Noroeste da bacia. Existe nesse local
várias grutas, vales cegos, nascentes e surgências (Figura 4.1.1) desde a sua nascente, no
município de Montes Claros, até sua foz no Rio Verde Grande, o Rio Vieira percorre
51,37 km, dentre os quais, aproximadamente, 42,7 km com contribuição de efluentes
domésticos e industriais provenientes da malha urbana de Montes Claros (EMATER,
2003).
27
Figura 4.1.1 Mapa de abrangência da bacia hidrográfica do Rio Vieira.
Fonte: (EMATER, 2006).
O Rio Vieira recebe as águas dos rios: Vieira, do Cedro e Canoas. Além destes, ocorre o
deságue de quinze córregos, a saber: da Gameleira; dos Porcos, Palmital (Nascentes);
São Geraldo, Vargem Grande, São Marcos, dos Bois, Lapa Grande; Morcego, Cintra,
Pau Preto, Barrocão, do Mocambo Firme, Cabeceiras, Mumbuca (EMATER, 2003).
O Rio Vieiras possui uma nescente perene, cujo a localilzação e protegida pela mata e
pelo relevo, que favorece a preservação da área. E outra intermintente, que se encontra
entre vales e protegido por cercas e pela vegetação fechada.
4.2 Preparo da vidraria.
As vidrarias utilizadas no processo de coleta, armazenamento e para a extração foram
descontaminadas da seguinte forma:
As vidrarias foram imersas em sabão alcalino Derquim® LM 01 (diluição 1:1000),
durante 24 horas;
28
Sob água corrente lavou-se a vidraria até completa remoção do sabão; Enxaguou-se três
vezes, utilizando água deionizada;
As vidrarias ficaram de molho em ácido nítrico 10% durante 24 horas;
Após completa secagem, toda vidraria foi vedada com papel filme e armazenada em
local apropriado.
4.3 Matriz
As matrizes utilizadas foram águas brutas, advindas de três pontos do Rio Vieira: da
nascente, com menor interferência antrópica; na cidade de Montes Claros, antes da ETE
e na região posterior ao tratamento que ocorre na ETE.
4.4 Reagentes e solventes
Os solventes utilizados no processo de extração foram: metanol (grau HPLC) e água
ultrapura. Para descontaminação e limpeza da vidraria foram utilizados ácido nítrico
(10%).
4.5 Equipamentos
Os equipamentos utilizados para realização da análise do 17β-estradiol foi um
cromatógrafo líquido, modelo 1200 (Agilent Technologies®), com bomba quaternária,
injetor automático, degaseificador e detertor com arranjo de diodos (DAD). Além
desses equipamentos, foram utilizados:
Coluna Kromasil 100-5C18,5µm x 4,6 mm x 250 mm;
Coluna de guardar Karomasil® 100-5C 18;
Workstation (Agilent ChemStation versão B.03.02, 17 de janeiro de 2008);
Balança analítica HA – 202 M, AND Company;
Bomba de vácuo Primar;
Câmara de vácuo, Visiprep DNTM
, Supelco;
29
Cartucho C18 OHASIS HLB, 6cc, Waters Corporation com capacidade de 4
mL;
Banho de Ultra som Bandelin Sonorex RK510S;
Frasco de vidro âmbar de diferentes volumes;
Micropipeta de 200, 1000 e 10000 µL;
Balões volumétricos de 10 mL;
Béquer;
Proveta;
Pipeta volumétrica;
Balão volumétrico;
Tubo de ensaio.
4.6 Preparo do padrão de 17 beta-estradiol e das amostras
A solução padrão estoque de 17β-estradiol (97%, m/m) foi preparada em metanol grau
CLAE na concentração de 100μg L-1
e estocada em frasco âmbar a uma temperatura de
-18°C. A partir desta, foi preparada uma nova solução na concentração de 50μg L-1.
Para preparo das amostras de água foi utilizado o método de extração em fase sólida
com parâmetros ajustados de acordo com a metodologia solicitada.
30
Figura 4.6 – Preparação do padrão e das amostras de 17 beta-estradiol
Fonte: (Próprio autor).
4.7 Análises cromatográficas
As análises cromatográficas, adaptada por Verbinnen (2010), foram realizadas em
cromatógrafo a líquido da Agilent Technologies (HPLC 1290) equipado com detector de
arranjo diodos (CLAE-DAD) operando no comprimento de onda de 230nm e
autoinjetor com alça de amostragem de 20μL. A coluna analítica de C18 (Kinetex) com
15cm comprimento x 0,32mm diâmetro interno x 5μm tamanho da partícula foi mantida
a 40ºC e fase móvel constituída por metanol grau CLAE em modo isocrático com fluxo
de 1mL min-1
, e não por gradiente, uma vez que neste bombeamento a composição da
fase móvel é mantida constante durante toda a análise cromatográfica, com a utilização
de apenas uma bomba.
4.8 Padrão analítico
O padrão analítico utilizado foi o 17β–E2. As soluções estoque deste padrão foram
obtidas a partir da diluição de 10mg do padrão em 10mL de metanol, para obtenção da
concentração de 100μg L-1
. O grau de pureza do padrão foi de 97% m/m, o hormônio
possui origem química natural e fórmula molecular C18H24O2.
4.9 Coleta e armazenamento das amostras
As coletas foram realizadas durante o mês de agosto de 2015, totalizando 12 amostras.
Foram coletadas amostras de água da nascente do Rio Vieira (Ponto 1; no perímetro
urbano em um local anterior a ETE, onde já sofreu todas as interferências antrópicas
possíveis (Ponto 2) e na região posterior à área da ETE da cidade de Montes Claros,
MG (Ponto 3), como mostra a Figura 4.9.
31
Figura 4.9 Percurso do rio na cidade de Montes Claros e localização dos pontos de
coleta das três amostras.
Fonte: Adaptado (LIMA et al,. 2012)
Quatro frascos de 500 mililitros foram coletados para cada amostra, foram utilizados
frascos âmbar previamente descontaminados, identificados, acondicionados em isopor
com gelo para serem transportados até o laboratório e armazenados em geladeira a 4ºC,
para posterior extração e análise. A Figura 4.9.1 ilustra a situação dos pontos no dia da
coleta das amostras no Rio Vieira.
P3 P2 P1
32
Figura 4.9.1 Os três pontos de coleta de água do Rio Vieira.
Fonte: (Próprio autor).
As amostras foram coletadas em três pontos do Rio Vieria (P1; P2 e P3), em cada ponto
foram retiradas quatro amostras (A; B; C e D) em diferentes alturas com a ajuda da
garrafa de Van Dorn como na Figura 4.6.
Figura 4.9.2 Garrafa de Van Dorn utilizada para recolher amostras de água do Rio
Vieira.
Fonte: (Próprio autor).
4.10 Procedimento de extração das amostras de água
O método foi adaptado da metodologia desenvolvida por Alda e Barcelò (2001), para
extração do hormônio 17β-E2 em amostras de água bruta. A concentração e a
purificação das amostras de água foram realizadas por extração em fase sólida (SPE). O
procedimento de extração foi realizado conforme etapas que se seguem:
Condicionou-se os cartuchos HLB C18 500mg (OASIS, Waters Corporation®) com 4
ml de metanol com fluxo de 1,5mL min-1
, na sequência passou-se 4mL de água
ultrapura. Para isto foi utilizada uma câmara de vácuo conforme Figura 4.7;
Para extração, as amostras foram homogeneizadas em ultrassom por 5 segundos e 200
ml foram filtrados em filtro de fibra de vidro 0,45μm. Em seguida, as amostras foram
transferidas para um recipiente limpo de vidro envolto em papel alumínio e, na
sequência, as mesmas foram adicionadas em cartucho C18, com fluxo de 1,5mL min-1
;
Os cartuchos foram lavados duas vezes com 4 ml de água ultrapura, posteriormente,
descartou-se a água de lavagem e os mesmos foram secos sob vácuo, por 30 min;
33
Procedeu-se a eluição dos analitos, utilizando 8 ml de metanol grau HPLC;
Transferiu-se o eluato para frasco âmbar, secou-se totalmente em banho maria (40ºC),
com fluxo de gás N2. Ressuspendeu-se em 4 mL de solução preparada com 49% de
metanol e 51% água ultrapura;
Injetou-se 20μL do extrato por injeção manual, em injetor com loop de 20μL.
Figura 4.10 Sistema a vácuo Supelco Visiprep.
Fonte: (Próprio autor).
34
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES
5.1 Validade do método analítico
A validação do método proposto foi obtida por meio da avaliação dos parâmetros de
seletividade, linearidade, precisão, repetibilidade e exatidão.
5.1.1 Seletividade
A seletividade do método cromatográfico foi avaliada pela observação da ausência de
picos na região do tempo de retenção do analito de interesse, que é de 1,75 min. Para
tanto, injetou-se amostras do branco com água ultrapura , sem fortificação e do branco
fortificado, com o hormônio, obtido com água ultrapura.
Para a comparação do espectro do pico obtido na separação com o de um padrão, como
uma indicação da presença do composto puro, utilizou-se um detector com arranjo de
diodos.
O nível de contaminação e interferência presente na amostra no branco foi interior a
30% do limite de quantificação (GARP, 1999), portanto, o método cromatográfico
empregado foi considerado seletivo.
5.1.2 Linearidade
A linearidade foi avaliada pela resposta obtida em função da concentração do analito, a
qual foi estudada em um intervalo de concentração que variou de 0,5 a 4,0μg L-1
. A
linearidade foi determinada pelo coeficiente de correlação (r2), na qual se denotou o
valor de 0,9979, obtido pelo gráfico relacionando a resposta do equipamento em função
de 5 concentrações do analito que está apresentado na Figura 4, assim como Wang
et.al.(2008). Para estimar os coeficientes das curvas analíticas, utilizou-se o método da
regressão linear.
35
Figura 5 – Curva de calibração do 17β-estradiol obtida pela injeção de 5 pontos.
A determinação da linearidade das curvas analíticas foi feita a partir de padrões
analíticos preparados em solvente, nas concentrações de 0,5, 1,0, 2,0, 3,0 e 4,0 μgL-1
,
injetadas em triplicata. Após as injeções foram calculados a média das áreas, a
estimativa do desvio padrão relativo (DPR), ou coeficiente de variação (CV), a
estimativa do desvio padrão (s) e a equação da regressão linear da curva analítica para o
hormônio.
5.1.3 Precisão
A avaliação da repetitividade do método cromatográfico, uma mesma amostra do
padrão 1,0 μg L-1
foi injetada sete vezes pelo mesmo operador no mesmo dia. A média,
o desvio padrão e o desvio padrão relativo das medidas do tempo de retenção e da altura
dos picos obtidos do hormônio 17β-estradiol, e são apresentados na Tabela 5.1.3.
Tabela 5.1.3 - Repetitividade do método cromatográfico para a determinação do 17 β-estradiol.
Parâmetro Tempo de retenção (min) Altura (mAu)
Média 52,9 1,93 Desvio Padrão 8,44 0,21 Desvio Padrão
Relativo 1,81 10,88
A precisão do método foi avaliada repetindo-se três vezes a extração seguindo o método
apropriado e as amostras foram fortificadas em três níveis de concentração (1,0, 2,0 e
36
3,0 μgL-1
) e injetadas em triplicata. E assim, calculou-se o desvio padrão (s) e o
coeficiente de variação (CV) ou desvio padrão relativo (RSD) dos hormônios (Tabela
___).
Tabela__- Porcentagem de recuperação média (%), valores de (s) e coeficiente de variação (CV%), aos
níveis de 1,0, 2,0 e 3,0 μgL-1
para o 17β-estradiol analisados por HPLC-DAD.
Fármaco
Concentração
(μgL-1)
Recuperação
média (%)*
Desvio
Padrão (s)
Coeficiente de
variação médio
(CV%)*
17β-
estradiol 2,0 97,87 17,06 6,14
A recuperação média obtida é de 97,87%, o qual está dentro do intervalo aceitável
admitido pelo GARP (1999), de 70 a 120%, com precisão de até ± 20%.
5.1.4 Exatidão
A exatidão do método foi avaliada por meio de ensaios de recuperação e pela
comparação de métodos.
5.2. Análises cromatográficas
Na Figura 5.2 é apresentado o cromatograma da solução padrão de 17β-estradiol a 50μg
L-1
em metanol, apresentando tempo de retenção de 1,75min.
Figura 5.2: Cromatograma da solução padrão de 17β-estradiol a 50μg L-1
em metanol.
37
Na Figura 5.2.1 é apresentado um cromatograma de comparação entre a injeção do
padrão de 50 e 100μg L-1
confirmando o tempo de retenção do 17β-estradiol.
Figura 5.2.1: Cromatogramas da solução padrão de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul)
e 100 μg L-1
(linha verde) em metanol.
5.3 Resultados das análises
Nas Figuras 5.3, 5.4, 5.5 e 5.6 são apresentados os cromatogramas de cada amostra
correspondendo aos pontos de coleta de amostra de água.
Figura 5.3: Cromatograma da amostra P1A em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
38
Figura 5.4: Cromatograma da amostra P1B em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
Figura 5.5: Cromatograma da amostra P1C em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
39
Figura 5.6: Cromatograma da amostra P1D em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
As amostras identificadas como P1 foram recolhidas em diferentes alturas na principal
nascente do Rio Vieira, localizada a 11 km da cidade de Montes Claros. É uma região
com pouca atividade antrópica e nenhuma característica de interferência de animais de
médio e grande porte. O local é preservado, sem poluição e fica entre dois paredões de
pedras, o que dificulta o acesso de animais e automóveis. A água é de bom aspecto,
translúcida e inodora.
A seguir estão representados os cromatogramas (Figuras (5.7, 5.8, 5.9 e 5.10)) das
amostras identificadas como P2 (ponto imediatamente anterior a ETE).
Figura 5.7: Cromatograma da amostra P2A em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
40
Figura 5.8: Cromatograma da amostra P2B em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
Figura 5.9: Cromatograma da amostra P2C em metanol (linha verde) solução padrão de
17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
Figura 5.10: Cromatograma da amostra P2D em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
As amostras identificadas como P2 foram retiradas em diferentes alturas de um ponto
imediatamente anterior a ETE de Montes Claros, onde a cor é escura, com odor
41
desagradável, e com aspecto poluído e degradado. O local é de difícil acesso contendo
água residuária de toda a cidade, uma vez que o rio corta a cidade de ponta a ponta e o
local de captação de água para o tratamento na ETE se encontra do final da cidade.
A seguir encontram-se os cromatogramas (Figuras: 5.11, 5.12, 5.13 e 5.14) das amostras
indentificadas como P3 (retiradas de ponto posterior a ETE).
Figura 5.11: Cromatograma da amostra P3A em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
Figura 5.12: Cromatograma da amostra P3B em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
42
Figura 5.13: Cromatograma da amostra P3C em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
Figura 5.14: Cromatograma da amostra P3D em metanol (linha verde) solução padrão
de 17β-estradiol a 50μg L-1
(linha azul).
As amostras identificadas como P3 foram retiradas de diferentes alturas de um ponto
imediatamente posterior a ETE da cidade de Montes Claros. Nesse ponto, a água é de
aspecto poluído, escura, sem odor ruim, mas com muita espuma branca, resultado do
detergente que não é degradado e da alta velocidade com que a água sai da ETE. No
entorno do P3 não há a presença de casas ou de alguma atividade humana, mas existem
algumas aves e animais macroscópicos no seu entorno. Além disso, as coletas foram
realizadas em um período de seca e de racionamento de água na região, o que causou
menor vazão do Rio Vieira e, consequentemente, um maior tempo de detenção das
águas poluídas desse rio.
43
Em todos os pontos onde ocorreram a captação das amostras não foram encontrados o
hormônio 17β-estradiol. No momento em que o padrão do hormônio foi submetido a
detecção pelo aparelho de cromatografia (HPLC) os picos foram identificados e
representados nos gráficos das páginas anteriores, mas durante a análise das amostras
por esse mesmo aparelho nenhum píco do hormônio foi encontrado.
Os dejetos e secreções de homens e mulheres em ambientes urbanos se fazem com a
utilização de águas tratadas pelas empresas responsáveis e são adicionados, entre outros
compostos, o cloro que segundo Pereira et al., (2011) é amplamente utilizado como
desinfetante e, por sua característica oxidante, pode remover compostos orgânicos ou
converter compostos tóxicos em não tóxicos.
No trabalho de Westerhoff et al., (2005), alcançou-se uma eficiência de remoção
próxima a 100% com tempo de contato de 24 h, dose de cloro de 3,5 a 3,8 mg.L-1
e
concentração inicial de E2 de 10 – 250ng.L-1
. No estudo de Alum et al., (2004), chegou-
se a uma remoção de 99% de E2 com 1mg.L-1
de cloro e tempo de contato de 15
minutos, com uma concentração inicial elevada e limite de detecção do equipamento de
313ng.L-1
. Nakamura et al., (2007), após a oxidação com cloro de 1mg.L-1
e tempo de
contato de 15 minutos, chegaram a uma remoção de 70% para o estrona (E1). Portanto,
doses de cloro entre 1 e 4mg.L-1
têm se mostrado eficiente para a remoção de compostos
estrogênicos. Contudo, a cloração de compostos estrogênicos se mostra dependente do
tempo de contato, alcançando eficiências elevadas de remoção depois de elevados
tempos de contato (ALUM et al., 2004; WESTERHOFF et al., 2005; NAKAMURA et
al., 2007; PEREIRA et al., 2012).
Dessa forma, o aperfeiçoamento e validação das condições cromatográficas e do método
para a determinação do hormônio 17β-estradiol em amostras de água utilizando a
cromatografia em fase líquida de alta eficiência ocorreu efetivamente, mas não foi
possível: a quantificação da concentração do hormônio 17β-estradiol existente nas
águas do Rio Vieira; a analise da interferência antrópica influencia no aumento da
quantidade do 17β-estradiol no Rio Vieira e nem a verificação da eficiência da estação
44
de tratamento de esgoto (ETE) da cidade de Montes Claros, em Minas Gerais, na
remoção do17β-estradiol.
46
6. CONCLUSÃO
Por comparação do tempo de retenção entre o cromatograma do padrão de 17β-estradiol
e das 12 amostras de água analisadas não foi detectada a presença deste analito nas
amostras.
A portaria número 2.914, de dezembro de 2011, do Ministério da Saúde estabelece que
o valor máximo permitido (VMP) de cloro livre em águas urbanas para abastecimento é
de 5mg/L em cada ponto de escoamento urbano. Em Montes Claros a Copasa, que é a
empresa responsável pelo tratamento e abastecimento de esgoto obedece a essa portaria.
A fotodegradação do hormônio 17β-estradiol é um fator importante e que deve ocorrer
ao logo do Rio Vieira, pois esse rio é quase todo aberto e exposto aos raios solares, com
pouca cobertura vegetal em seu arredor, o que acarreta uma grande incidência solar.
Outro fator preponderante que pode ter causado a não detecção desse hormônio foi a
biodegradação ou a sorção, por que se trata de um rio urbano poluído, que sofre as ações
antrópicas e sanitárias de toda a população da cidade de Montes Claros.
Dessa forma, pode-se perceber que há fatores importantes e relevantes que indicam a
remoção ou degradação o 17beta-estradiol ao longo do Rio Vieira, como: cloração;
fotodegradação; biodegradação e sorção.
As análises foram feitas seguindo a metodologia proposta e o padrão foi detectado com
eficiência através do HPLC, o que comprova a eficácia da pesquisa na detecção desse
composto.
47
7. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS
Realizar avaliação mais aprofundada das causas dos efeitos deletérios sobre o hormônio
17beta-estradiol e quais interações podem existir.
Utilizar a metodologia desenvolvida para recursos hídricos poluídos em áreas rurais
onde não há a presença de cloro.
48
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
AHERNE, G.W.; BRIGGS, R. The relevance of the presence of certain synthetic
steroids in the aquatic environment. Journal of Pharmacy and Pharmacology, v.41,
ed.10, pp.734-736, 1989.
ALDA, M.J.L.; BARCELÓ, D. Determination of steroid sex hormones and related
synthetic compounds considered as endocrine disrupters in water by fully automated on-
line solid-phase extraction-liquid chromatography-diode array detection. Journal of
Chromatography A, v.911, n.1, pp. 818-824, 2004.
ALUM, A.; YOON, Y.; WESTERHOFF, P.; ABBASZADEGAN, M. Oxidation of
bisphenol A, 17β-estradiol, and 17α-ethynylestradiol and byproduct estrogenicity.
Environmental Toxicology, v. 19, n.3, pp. 257-264, 2004.
AN, B.S.; AHN, H.J.; KANG, H.S.; JUNG, E.M.; YANG, H.; HONG, E.J.; JEUNG,
E.B. Effects of estrogen and estrogenic compounds, 4-tert-octylphenol, and bisphenol A
on the uterine contraction and contraction-associated proteins in rats. Molecular and
Cellular Endocrinology, v.375, n.1, pp.27-34, 2013.
ANDERSSON, A.M.; SKAKKEBAEK, N.E. Exposure to exogeneous estrogens in
food: possible impact on human development and health. European Journal of
Endocrinology, v. 140, ed.6, pp. 477–485, 1999.
ANDREOZZI, R.; RAFFAELE, M.; NICKLAS, P. Pharmaceuticals in STP effluents
and their solar photodegradation in aquatic environment. Chemosphere, v. 50, n.10, pp.
1319-1330, 2003.
ANKLEY, G.T.; DASTON, G.P.; DENSLOW, N.D.; HOKE, R.A.; KENNEDY, S.W.;
MRACLE, A.L.; PERKINS, E.J.; SNAPE,J.; TILLITT, D.E.; TYLER, C.R.;
49
VERSTEEG,D. Toxicogenomics in Regulatory Ecotoxicology. Environmental Scienci
& Technology, v.40, ed.13, pp. 4055-4065, 2006.
ARAÚJO, J.C. Estudo da eficiência do tratamento de efluentes domésticos da cidade de
Araraquara-SP na remoção de hormônios sexuais. [Dissertação] – Instituto de Química
de São Carlos, Universidade de São Paulo; 2006.
ASH, R.J.; IVERSON, J.L. Antibiotic and disinfectant resistant bacteria in rivers of the
United States. Proceedings of the 4th International Conference on Pharmaceuticals and
Endocrine Disrupting Chemicals in Water. Minneapolis, EUA, 2004.
AQUINO, S.F.; BRANDT, E.M.F.; CHERNICHARO, C.A.L. de. Remoção de
fármacos e desreguladores endócrinos em estações de tratamento de esgoto: revisão da
literatura. Engenharia Sanitária e Ambiental, v.8, n.3, pp.187-204, 2013.
AZEKA, L.A.L.Analisador de Bilirrubina no soro de neonatos utilizando
espectofotometria direta. [Dissertação]. São Carlos, Escola de Engenharia de São
Carlos - EESC.2009
AZEVEDO, F.A.; CHASIN,A.A.M. As Bases toxicológicas da ecotoxicologia. São
Paulo: Intertox; 2003.
BAIRD, C. Química Ambiental. Bookman, Porto Alegre – RS, 2002.
BASHEER, C.; JAYARAMAN, A.; KEE, M.K.; VALIYAVEETTIL, S.; LEE, H.K.
Polymer-coated hollow-fiber microextraction of estrogens in water samples with
analysis by gas chromatography-mass spectrometry. Journal of Chromatography A,
v.1100, n.2, pp.137-143, 2005.
50
BECK, I.C.; BRUHN, R.; GANDRASS, J.; RUCK, W. Liquid chromatography-tandem
mass spectrometry analysis of estrogenic compounds in coastal surface water of the
Baltic Sea. Journal of Chromatography A, v.1090, n.2, pp.98-106, 2005.
BESSE, J.P.; GARRIC, J. Progestagens for human use, exposure and hazard assessment
for the aquatic environment. Environmental Pollution, v.157, ed.12, pp. 3485-3494,
2009.
BESSE, J.P.; KAUSCH.; BARRETO, C.; GARRIC, J. Exposure assessment of
harmaceuticals and their metabolites in the aquatic environment: application to the
French situation and preliminary prioritization. Journal Human and Ecological Risk
Assessment, v.14, ed.4, pp. 665-695, 2008.
BESSE, J.P.; LATOUR, J.F.; GARRIC, J. Anticancer drugs in surface waters. What can
we say about the occurrence and environmental significance of cytotoxic, cytostatic and
endocrine therapy drugs? Environment International , v.39, ed.1, pp. 73-86, 2012.
BILA, D.M.; DEZZOTTI, M. Desreguladores endócrinos no meio ambiente: efeitos e
consequências. Química Nova, v. 30, ed. 3, pp. 651-666, 2007.
BILA, D.M; DEZOTTI, M. Fármacos no meio ambiente. Química Nova,v.36, n.4,
pp.523-530, 2003.
BIRKETT, J.W.; LESTER, J.N.Endocrine disrupters in wasterwater and sludge
treatment processes. Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 2002.
51
BORGES, L. Qualidade da água do Rio Vieira sob a influência da área urbana de
Montes Claros-MG. [Dissertação]. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia -
UFU, 2007.
BRANDT, E.M.F. Avaliação da remoção de fármacos e desreguladores endócrinos em
sistemas simplificados de tratamento de esgoto (reatores UASB seguidos de pós-
tratamento). Dissertação (Mestrado em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos
Hídricos) – Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte (MG), Brasil,
pp.128, 2012.
BRAUN, P.; MOEDER, M.; SHRADER, S.; POPP, P.; KUSCHK, P.; ENGEWALD,
W. Trace analysis of technical nonylphenol, bisphenol A and 17alpha-ethinylestradiol
in wastewater using solid-phase microextraction and gas chromatography-mass
spectrometry. Journal of Chromatography A, v.988, n.1, pp.41-51, 2003.
BRAUSCH, J.M.; RAND, G.M. A review of personal care products in the aquatic
environment: environmental concentrations and toxicity. Chemosphere, v.82, ed.11, pp.
1518-1532, 2011.
BURGESS, R.M.; PELLETIER, M.C.; GUNDERSEN, J.L.; PERRON, M.M.; RYBA,
S.A. Effects of different forms of organic carbon on the partitioning and bioavailability
of nonylphenol. Environmental Toxicology & Chemistry, v. 24, n. 7, pp. 1609-1617,
2005.
BUSER, H.; POIGER, T.; MÜLLER, M.D. Pharmaceutical Drug Diclofenac in Surface
Waters: Rapid Photodegradation in a Lake. Environmental Science &Technology, v.
32, n. 22, pp.3449-3456, 1998.
52
BUSER, H.; POIGER, T.; MÜLLER, M.D. Pharmaceutical Drug Diclofenac in Surface
Waters: Rapid Photodegradation in a Lake. Environmental Science &Technology, v.
32, n. 22, pp.3449-3456,1998.
CAI, Y.Q.; JIANG, G.B.; LIU, J.F.; ZHOU, Q.X. Multiwalled Carbon Nanotubes as a
Solid-Phase Extraction Adsorbent for the Determination of Bisphenol A, 4-n-
Nonylphenol, and 4-tert- Octylphenol. Analytical Chemistry, v.75, n.1, pp.2517-2521,
2003.
CALDWELL, D.J.; MASTROCCO, F.; HUTCHINSON, T.H.; LÄNGE, R.;
HEIJERICK, D.; JANSSEN, C.; ANDERSON, P.D.; SUMPTER,J.P. Derivation of an
aquatic predicted no-effect concentration for the synthetic hormone, 17α-ethinyl
estradiol. Environmental Science Technology, v.42, ed.19, pp.7046-7054, 2008.
CARBALLA, M.; FINK, G.; OMIL, F.; LEMA, J.M.; TERNES, T. Determination of
the solid–water distribution coefficient (Kd) for pharmaceuticals, estrogens and musk
fragrances in digested sludge. Water Research, v. 42, n.2, pp. 287-295, 2008.
CARBALLA, M.; OMIL, F.; LEMA, J. M.; LLOMPART, M.; GARCÍAJARES, C.;
RODRÍGUEZ, I.; GÓMEZ, M.; TERNES, T. Behavior of pharmaceuticals, cosmetics
and hormones in a sewage treatment plant. Water Research, v. 38, n.12, pp. 2918–2926,
2004.
CARBALLA, M.; OMIL, F.; LEMA, J.M. Calculation methods to perform mass
balances of micropollutants in sewage treatment plants. Application to pharmaceutical
and personal care products (PPCPs). Environmental Science & Technology, v. 41, n.3,
pp. 884-890, 2007.
CLARA, M.; STRENN, B.; GANS, O.; MARTINEZ, E.; KREUZINGER, N.; KROISS,
H. Removal of selected pharmaceuticals, fragrances and endocrine disrupting
53
compounds in a membrane bioreactor and conventional wastewater treatment plants.
Water Research, v. 39, n.1, pp. 4797-4807, 2005a.
CARLSEN, E.; GIWERCMAN, A.; KEIDING, N.; SKAKKEBAEK, N.E. Evidence for
decreasing quality of semen during past 50 years. BMJ, v.305, ed.6854, pp. 609-613,
1992.
CARPINTEIRO, J.; QUINTANA, J.B.; RODRIGUEZ, I.; CARRO, A.M.; LORENZO,
R.A.; CELA, R. Applicability of solid-phase microextraction followed by on-fiber
silylation for the determination of estrogens in water samples by gas chromatography-
tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, v. 1056, n.2, pp.179-1985,
2004.
CARSON, R. Silent spring. New York: Houghton Mifflin Company, 1962.
CÉSPEDES, R.; LACORTE, S.; GINEBREDA, A.; BARCELÓ, D. Chemical
monitoring and occurrence of alkylphenols, alkylphenol ethoxylates, alcohol
ethoxylates, phthalates and benzothiazoles in sewage treatment plants and receiving
waters along the Ter River basin (Catalonia, N. E. Spain). Analytical and Bioanalytical
Chemistry, v. 385, n.6, pp. 992-1000, 2006.
CÉSPEDES, R.; LACORTE, S.; RALDUA, D.; GINEBREDA, A.; BARCELÓ, D.;
PIÑA, B. Distribution of endocrine disruptors in the Llobregat River basin (Catalonia,
NE Spain). Chemosphere, v.61, n.11, pp.10-19, 2005.
CÉSPEDES, R.; PETROVIC, M.; RALDUA, D.; SAURA, U.; PIÑA, B.; LACORTE,
S.; VIANA, P.; BARCELÓ, D. Integrated procedure for determination of endocrine-
disrupting activity in surface waters and sediments by use of the biological technique
recombinant yeast assay and chemical analysis by LC-ESI-MS. Analytical and
Bioanalytical Chemistry, v.378, n.3, pp.697-708, 2004.
54
CHEN, C.Y.; WEN, T.Y.; WANG, G.S.; CHENG, H.W.; LIN, Y.H.; LIEN, G.W.
Determining estrogenic steroids in Taipei waters and removal in drinking water
treatment using highflow solid-phase extraction and liquid chromatography. Science of
the Total Environment, v. 378, n.3, pp. 352-365, 2007.
CHEN, X.; HU, J. Degradation of 17β-estradiol and its conjugates: Effects of initial
concentration and MLSS concentration. Process Biochemistry, v. 44, n. 12, pp. 1330-
1334, 2009.
CHOWDHURY, R.R.; CHARPENTIER, P.A.; RAY, M.B. Photodegradation of estrone
in solar irradiation. Industrial & Engineering Chemistry Research, v. 49, n.15,
pp.6923-6930, 2010.
CHOWDHURY, R.R.; CHARPENTIER, P.A.; RAY, M.B. Photodegradation of 17β-
estradiol in aquatic solution under solar irradiation: Kinetics and influencing water
parameters. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, v. 219, n.1,
pp.67-75, 2011.
CHRISTENSEN, F.M. Pharmaceuticals in the environment—a human risk? Regulatory
Toxicology and Pharmacology, v.28, ed.3, pp. 212–221, 1998.
CIRJA, M.; IVASHECHKIN, P.; SCHÄFFER, A.; CORVINI, P.F.X. Factors affecting
the removal of organic micropollutants from wastewater in conventional treatment
plants (CTP) and membrane bioreactors (MBR), review article. Reviews in
Environmental Science and Biotechnology, v. 7, n.1, pp. 61-78, 2008.
COLBORN, T.; DUMANOSKI, D.; MYERS, P.J.; O futuro roubado. Porto Alegre:
L&PM, ed.1,2002.
55
CRANE, M.; BOXALL, A.; BARRETT, M. Veterinary Medicines in the Environment.
Pensacola: Society of Environmental Toxicology and Chemistry, 2008.
DALMÁZIO, I. Aplicação da espectrometria de massa com ionização electrospray no
monitoramento de processos oxidativos avançados de interesse ambiental: degradação
de fármacos, avaliação de sistemas oxidativos e oxidação do isopreno [Tese]. Instituto
de Ciências Exatas da Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte; 2007.
DAMSTRA, T.; BARLOW, S.; BERGMAN, A.; KAVLOCK, R.; VAN DER KRAAK,
G. Global Assessment of the State-ofthe-Science of Endocrine Disruptors. International
Programme on Chemical Safety. World Health Organization, Geneva, Switzerland,
v.4, n.1, pp.1-26, 2002.
DEBLONDE, T.; COSSU-LEGUILLE, C.; HERTEMANN, P. Emerging pollutants in
wasterwater: a review of the literature. International Journal of Hygiene and
environmental health, v.214, ed.6, pp.442-448, 2011.
DONN, J.; MENDOZA, M.; PRITCHARD, J. FISH, Wildlife affected by drug
contamination in water. Associated Press, 2008b.
DONN, J.; MENDOZA, M.; PRITCHARD, J. No standards to handle pharmaceuticals
in water. Associated Press, 2008c.
DONN, J.; MENDOZA, M.; PRITCHARD, J. Pharmaceuticals found in drinking water,
affecting wildlife, maybe humans. The Associated Press, 2008a.
56
EKELUND, N.GA.; NILSSON, L. Effects of estrogenic substances on the movement of
Euglena gracilis. Verhandlungen des Internationalen Verein Limnologie, v.30, part.2,
2008.
EMATER. Levantamento da bacia hidrográfica do rio Vieira. Minas Gerais, Escritório Local
de Montes Claros, 2003.
ERZINGER, G. S.; CIAMPO, L. F.; HÄDER, D-P. Equipamento e processo para
análise de toxicidade em ambientes aquáticos. Instituto Nacional de Propriedade
Intelectual (INPI), Brasil. PI1102317-1. 2010.
FENT, K.; WESTON, A.A.; CAMINADA, D. Ecotoxicology of human
pharmaceuticals. Aquatic Toxicology, v.76, ed.2, pp. 122-129, 2006.
FERREIRA, M. G. M. Remoção da atividade estrogênica de 17β-estradiol e de 17α-
etinilestradiol pelos processos de ozonização e O3/H2O2. [Tese] Universidade Federal
do Rio de Janeiro, 2008.
FONSECA, V.L.; FONSECA, G.S. A paisagem de agonia do rio vieira em Montes
Claros – MG. Trabalho de Iniciação Cientifica PIBIC/FAPEMIG-UNIMONTES,
2012.
FRANÇA, I.S. de. A Cidade Média e suas Centralidades: O exemplo de Montes Claros
no Norte de Minas Gerais. [Dissertação] Mestrado em Geografia Instituto de
Geografia/ UFU. Uberlândia, pp.256, 2007.
FRITSCHE, S.; STEINHART, H. Occurrence of hormonally active compounds in food:
a review. European Food Research and Technology, v.209, ed.3, pp. 153-179, 1999.
57
FUJITA, T.; OGBONNA, J.C.; TAMAKA, H.; AOYAGI, H.Effects of reactive
oxygen species on α-tocopherol production in mitochondria and chloroplasts
of Euglena gracilis. Journal of Applied Phycology, v.21, n.2, pp.185-191, 2008.
GARCIA-PRIETO, A.; LUNAR, L.; RUBIO, S.; PEREZ-BENEDITO, D.
Hemimicelle-based solid-phase extraction of estrogens from environmental water
samples. Analyst - Royal Society of Chemistry, v.131, n.3, pp.407-414, 2006.
GHISELLI, G. Avaliação da Qualidade das Águas Destinadas ao Abastecimento
Público na Região de Campinas: Ocorrência e Determinação dos Interferentes
Endócrinos (IE) e Produtos Farmacêuticos e de Higiene Pessoas (PFHP). [Tese]
Doutorado em Ciências – Universidade Estadual de Campinas, Campinas, pp.190,
2006.
GHISELLI, G.; JARDIM, W.F.Interferentes endócrinos no ambiente. Química Nova, v.
30, n.3, pp. 695-706, 2007.
GIBERT, Y.; SASSI-MESSAI S.; FINI, J.B.; BERNARD, L.; ZALKO, D.; CRAVEDI,
J.P.; BALAGUER, P.; ANDERSSON-LENDAHL, M.; DEMENEIX, B.; LAUDET, V.
Bisphenol A induces otolith malformations during vertebrate embryogenesis. BMC
Developmental Biology, v.11, n.4, pp. 2-17, 2011.
GILMAN, A.G.; HARDMAN, J.E.; LIMBIRD, L.E. As bases farmacológicas da
terapêutica. 10 ed. Rio de Janeiro: Mc Graw Hill, 2003.
GOMES, R.L.; SCRIMSHAW, M.D.; LESTER, J.N. Fate of Conjugated Natural and
Synthetic Steroid Estrogens in Crude Sewage and Activated Sludge Batch Studies.
Environmental Science and Technology, v. 43, n.10, pp. 3612-3618, 2009.
GOMEZ, M.J.; MEZCUA, M.; MARTINEZ, M.J.; FERNANDEZ-ALBA, A.R.;
AGUERA, A. A new method for monitoring oestrogens, N-octylphenol, and bisphenol
58
A in wastewater treatment plants by solid-phase extraction–gas chromatography–
tandem mass spectrometry. International Journal of Environmental Analytical
Chemistry, v.86, n.2, pp.3-13, 2006.
GUILLETTE, L.J. Jr.; PICKFORD, D.B.; CRAIN, D.A.; ROONEY, A.A.; PERCIVAL,
H.F. Reduction in penis size and plasma testosterone concentrations in juvenile
alligators living in a contaminated environment. General and Comparative
Endocrinology, v. 101, ed. 1, pp. 32-42, 1996.
GURR, C.J. & REINHARD, M. Harnessing natural attenuation of pharmaceuticals and
hormones in rivers. Environmental Science & Technology, v. 40, n. 9, pp. 2.872-2.876,
2006.
HÄDER, D.P.; LEBERT, M. Real time computer controlled tracking of motile
microorganisms. Photochemistry and Photobiology, v.45, n.5, pp.509-514, 1985.
HALLING-SØRENSEN, B.; NIELSEN, S.N.; LANZKY, P.F.; INGERSLEV, F.;
LUTZHEFT, H.C.H.; JØRGENSEN S.E. Occurrence, Fate and Effects of
Pharmaceutical Substances in the Environment – A review. Chemosphere, v. 36, n. 6,
pp. 357-393, 1998.
HARTMANN, S.; LACORN, M.; STEINHART, H. Natural occurrence of steroid
hormones in food. Food Chemistry, v. 62, ed.1, pp.7-20, 1998.
HEREBER, T. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic
environment: a review of recent research data. Toxicology Letters, v.131, ed.2, pp. 5-17,
2002.
HEREBER, T.; FELDMANN, D. Contribution of effluents from hospitals and private
households to the total loads of diclofenac and carbamazepine in municipal sewage
59
effluents— modeling versus measurements. Journal of Hazardous Materials , v.127,
ed.3, pp. 211-218, 2005.
HERNANDO, M.D. ; MEZCUA, M. ; GOMEZ, M. ; MALATO, O. ; AGUERA, A. ;
FERNANDEZ-ALBA, J. Comparative study of analytical methods involving gas
chromatography–mass spectrometry after derivatization and gas chromatography–
tandem mass spectrometry for the determination of selected endocrine disrupting
compounds in wastewaters. Journal of Chromatography A, v.1047, n. 1, pp. 129-135,
2004.
HIGNITE, C.; AZARNOFF, D.L. Drugs and drug metabolites as environmental
contaminants: Chlorophenoxyisobutyrate and salicylic acid in sewage water effluent.
Life Sciences, v.20, n.2, pp.337-341, 1977.
HOUETO, P. ; CARTON, A. ; GUERBET, M. ; MAUCLAIRE, A.C. ; GATIGNOL,
C. ; LECHAT, P. ; ET AL. Assessment of the health risks related to the presence of
drug residues in water for human consumption: Application to carbamazepine.
Regulatory Toxicology and Pharmacology, v.62, n.1, pp.41-48, 2012.
IBGE. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Censo Demográfico 2010.
Disponível em <http://www.ibge.gov.br/home/default.php>, Acesso em 25 de Março
2015.
IKEHATA, K.; NAGHASHKAR, N.J.; EL-DIN, M.G. Degradation of Aqueous
Pharmaceuticals by Ozonation and Advanced Oxidation Processes; A Review. Ozone
Science e Engineering, v. 28, n.6, pp. 353-414, 2006.
IWA, International Water Association. Treatment of Micropollutants in Water and
Wastewater. VIRKUTYTE, J.; VARMA, R.S.; JEGATHEESAN, V. (Eds.). London.
pp.483, 2010.
60
JOBLING, S.; NOLAN, M.; TYLER, C.R.; BRIGHTY, G.; SUMPTER, J. P.
Widespread Sexual Disruption in Wild Fish. Environmental Science & Technology, v.
32, ed.17, pp. 2498-2506, 1998.
JOSS, A.; ANDERSEN, H.; TERNES, T.; RICHLE, P.R.; SIEGRIST, H. Removal of
estrogens in municipal wastewater treatment under aerobic and anaerobic conditions:
consequences for plant optimization. Environmental Science & Technology, v. 38, n.
11, pp. 3047-3055, 2004.
JOSS, A.; KELLER, E.; ALDER, A.C.; GÖBEL, A.; MCARDELL, C.S.; TERNES, T.;
SIEGRIST, H. Removal of pharmaceuticals and fragrances in biological wastewater
treatment. Water Research, v. 39, n.14, pp. 3139-3152, 2005.
JOSS, A.; ZABCZYNSKI, S.; GÖBEL, A.; HOFFMANN, B.; LÖFFLER, D.;
MCARDELL, C.S.; TERNES, T.A.; THOMSEN, A.; SIEGRIST, H. Biological
degradation of pharmaceuticals in municipal wastewater treatment: Proposing a
classification scheme. Water Research, v. 40, n.8, pp. 1686-1696, 2006.
JURGENS, M.D.; HOLTHAUS, K.I.E.; JOHNSON, A.C.; SMITH, J.J.L.;
HETHERIDGE, M.; WILLIAMS, R. J.The Potential for Estradiol and Ethinylestradiol
degradation in English Rivers. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 21, n. 3,
pp. 480-488, 2002.
JURGENS, M.D.; HOLTHAUS, K.I.E.; JOHNSON, A.C.; SMITH, J.J.L.;
HETHERIDGE, M.; WILLIAMS, R. J. The Potential for Estradiol and Ethinylestradiol
degradation in English Rivers. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 21, n. 3,
pp. 480-488, 2002.
JÜRGENS, M.D.; HOLTHAUS, K.I.E.; JOHNSON, A.C.; SMITH, J.J.L.;
HETHERIDGE, M.; WILLIAMS, R.J. The potential for estradiol and ethinylestradiol
61
degradation in English rivers. Environmental Toxicology & Chemistry, v. 21, n. 3, pp.
480-488, 2002.
KAWAGUCHI, M.; INOUE, K.; YOSHIMURA, M.; ITO, R.; SAKURI, N.;
OKANOUCHI, N.; NAKAZAWA, H. Determination of bisphenol A in river water and
body fluid samples by stir bar sorptive extraction with in situ derivatization and thermal
desorption-gas chromatography-mass spectrometry. Journal of Chromatography A, v.
805, n. 1, pp. 41-48, 2004.
KAWAGUCHI, M.; INOUE, K.; YOUSHIMURA, M.; SAKURI, N.; OKANOUCHI,
N.; ITO, R.; YOUSHIMURA, Y.; NAKAZAWA, H. Trace analysis of phenolic
xenoestrogens in water samples by stir bar sorptive extraction with in situ derivatization
and thermal desorption-gas chromatography-mass spectrometry. Journal of
Chromatography A, v. 1041, n.2, pp.19-26, 2004.
KAWAGUCHI, M.; ISHII, Y.; SAKUI, N.; OKANOUCHI, N.; ITO, R.; INOUE, K.;
SAITO, K.; NAKAZAWA, H. Stir bar sorptive extraction with in situ derivatization
and thermal desorption-gas chromatography-mass spectrometry in the multi-shot mode
for determination of estrogens in river water samples. Journal of Chromatography A,
v.1049, n.2, pp.1-8, 2004.
KÜMMERER, K.; AL-AHMAD, A. Estimation of the cancer risk to humans resulting
from the presence of cyclophosphamide and ifosfamide in surface water.
Environmental Science Pollution Research, v.17, ed.1, pp. 486-496, 2010.
LAGANÀ, A.; BACALONI, A.; DE LEVA, I.; FABERI,A.; FAGO, G.; MARINO, A.
Analytical methodologies for determining the occurrence of endocrine disrupting
chemicals in sewage treatment plants and natural waters. Analytica Chimica Acta, v.
501, ed.1, pp. 79-88, 2004.
62
LEE, H.B.; LIU, D. Degradation of 17β-estradiol and its metabolites by sewage
Bacteria. Water, Air and Soil Pollution, v. 134, n.1, pp. 351-366, 2002.
LEE, H.B.; PEART, T.E.; SVOBODA, M.L. Determination of endocrine-disrupting
phenols, acidic pharmaceuticals, and personal-care products in sewage by solid-phase
extraction and gas chromatography–mass spectrometry. Journal of Chromatography A,
v.1094, n.2, pp.122-129, 2005.
LEECH, D.M.; SNYDER, M.T.; WETZEL, R.G. Natural organic matter and sunlight
accelerate the degradation of 17β-estradiol in water. Science of the Total Environment,
v. 407, n.6, pp. 2087-2092, 2009.
LEINSTER, P.; MCINTYRE, A.E.; LESTER, J.N.; PERRY, R. Analysis of volatile
organic compounds in water, wastewater and an industrial effluent. Chemosphere, v.10,
n.3, pp. 291-301, 1981.
LIMA, F.A.;ALMEIDA, L.S. de.; BRAGA, F.L.; NERY, C.V.M. Utilização do sistema
de informações geográficas terraview para delimitação da bacia hidrográfica do Rio
Vieira, Montes Claros-MG. Anais VI Simpósio de Geoprocessamento e Sensoriamento
Remoto, Geonordeste, Aracaju-SE,UFS. 2012.
LIU, R..; ZHOU, J.L.; WILDING, A.; Simultaneous determination of endocrine
disrupting phenolic compounds and steroids in water by solid-phase extraction–gas
chromatography–mass spectrometry. Journal of Chromatography A, v.1022, n.2,
pp.179-189, 2004.
LOOSE-MITCHELL, D.S.; STANCEL, G.M. Estrogênios e progestogênios. In:
HARDMAN, J.G, LIMBIRD, LE.E. Goodman e Gilman, As bases farmacológicas da
terapêutica. Tradução da 10 ed. Original, CARLA DE MELLO VORSATZ et al., 10
ED.McGraw-Hill,2005.
63
LYCHE, JL.; NOURIZADEH-LILLABADI, R.; KARLSSON, C.; STAVIK, B.;
BERG, V.; SKARE, J.U.; ET AL. Natural mixtures of POPs affected body weight gain
and induced transcription of genes involved in weight regulation and insulin signaling.
Aquatic Toxicology, v.102, n.3, pp.197-204, 2011.
MAIA, D.; DEZOTTI, M. Desreguladores endócrinos no meio ambiente: efeitos e
conseqüências. Química nova, v. 30, ed.3, pp. 651-666, 2007.
MARTINS, A.V.C. Caracterização molecular e morfológica de isolados brasileiros do
gênero Euglena [dissertação]. São Paulo: Universidade de São Paulo, Instituto de
Ciências Biomédicas, pp.130, 2009.
MIÈGE, C.; CHOUBERT, J.M.; RIBEIRO, L.; EUSÈBE, M.; COQUERY, M.
Removal efficiency of pharmaceuticals and personal care products with varying
wastewater treatment processes and operating conditions – conception of a database and
first results. Water Science & Technology, v. 57, n. 1, pp. 49-56, 2008.
MILLS, L.J.; CHICHESTER, C. Review of evidence: Are endocrine-disrupting
chemicals in the aquatic environment impacting fish populations? Science of the Total
Environmental, v. 343, ed.3, pp. 1-34, 2005.
MITANI, K.; FUJIOKA, H.; KATAOKA, H. Fully automated analysis of estrogens in
environmental waters by in-tube solid-phase microextraction coupled with liquid
chromatography-tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, v. 1081,
n.2, pp.218-224, 2005.
NAKAMURA, H.; KURUTO-NIWA, R.; UCHIDA, M.; TERAO, Y. Formation of
chlorinated estrones via hypochlorous disinfection of wastewater effluent containing
estrone. Chemosphere, v. 66, n.8, pp. 1441-1448, 2007.
64
NASSIF, M.C.; CIMAROSTI, H.I.; ZAMIN, L.L.; SALBEGO, C.G. Estrógeno versus
isquemia cerebral: hormônio feminino como agente neuroprodutor. Infarma, v. 16,
n.11, pp. 60-63, 2005.
NERY, C. V. M.; FERNANDES, F. H. S; MOREIRA, A. A. Mapeamento e análise do
uso e ocupação do solo na bacia do Rio Vieira no município de Montes Claros/MG.
Revista Brasileira de Geomática: Pato Branco, v.2, n.2, pp.50-58, 2014.
OWEN, T. Fundamentals of modern UV-Visible Spectroscopy. Agilent Technologies,
Santa Clara, 1996.
PAL, A.; GIN, KY.; LIN, AY.; REINHARD, M. Impacts of emerging organic
contaminants on freshwater resources: review of recent occurrences, sources, fate and
effects. Science of The Total Environment, v.408, n.24, pp. 6062-6062, 2010.
PENALVER, A.; POCURULL, E.; BORRULL, F.; MARCÉ, R.M. Method Based on
Solid-Phase Microextraction—High-Performance Liquid Chromatography with UV and
Electrochemical Detection to Determine Estrogenic Compounds in Water Samples,
Journal of Chromatography A, v.964, n.2, pp. 153-160, 2002.
PEREIRA, R.O.; DANIEL, L.A.; DE ALDA, M.L.; BARCELÓ, D. Remoção de
estrona e estradiol pelo cloro com elevado tempo de contato. In: Simpósio Luso-
Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 15, Belo Horizonte. Anais. Belo
Horizonte (MG), Brasil: Associação Portuguesa dos Recursos Hídricos, Associação
Portuguesa de Engenharia Sanitária e Ambiental, Associação Brasileira de Engenharia
Sanitária e Ambiental, 2012.
65
PEREIRA, R.O.; POSTIGO, C.; DE ALDA, M.L.; DANIEL, L.A.; BARCELÓ, D.
Removal of estrogens through water disinfection processes and formation of by-
products. Chemosphere, v. 82,n.6, pp. 789-799, 2011.
PINTO, L.H. Estudo das alterações promovidas pelos hormônios 17 α etinilestradiol e
17 β estradiol na atividade fotossintética e no comportamento das algas do gênero
Euglenas gracillis. [Dissertação]. Joinville, Universidade da Região de Joinville,
UNIVILLE, 2012.
PINTO, L.H. Estudo das alterações promovidas pelos hormônios 17 α etinilestradiol e
17 β estradiol na atividade fotossintética e no comportamento das algas do gênero
Euglenas gracillis. [Dissertação]. Joinville, Universidade da Região de Joinville,
UNIVILLE, 2012.
PIRES, J. Avaliação do processo oxidativo avançado H2O2 na remoção do hormônio
17-β-estradiol presente em efluente de produção de medicamentos hormonais de uso
veterinário. [Dissertação]. Universidade de Ribeirão Preto, 2009.
PLEKHANOV, S. E.; CHEMERIS, Y. K. Early effect of sodium pentachlorophenate on
photosynthetic activity of the alga Chlorella pyrenoidosaChick S-39. Plant Physiology,
v. 35, n.3, pp.248-254, 2008.
POMATI, F.; ORLANDI, C.; CLERICI, M.; LUCIANI, F.; ZUCCATO, E. Effects and
interactions in an environmentally relevant mixture of pharmaceuticals. Toxicological
Sciences, v.102, ed.1, pp.129-137, 2008.
PURDOM, C.E.; HARDIMAN, P.A.; BYE, V.J.; ENO, N.C.; TYLER, C. R.;
SUMPTER, J. P. Estrogenic effects of effluent from sewage treatment works.
Chemistry in Ecology, v. 8, ed.4, pp. 275-285, 1994.
66
QUINN, B.; GAGNÉ, F.; BLAISE, C. An investigation into the acute and chronic
toxicity of eleven pharmaceuticals found in wastewater effluent on the cnidarian, Hydra
attenuate. Science of The Total Environment, v.389, v.3, pp.306-314, 2008.
QUINTANA, J.B.; CARPINTEIRO, J.; RODRIGUEZ, I.; LORENZO, R.A.; CARRO,
A.M.; CELA, R. Determination of natural and synthetic estrogens in water by gas
chromatography with mass spectrometric detection. Journal of Chromatography A,
v.1024, n.1, pp.177-185, 2004.
REVIERS, B. de. Biologia e filogenia das algas. Porto Alegre:Artmed, 2006.
RIBEIRO, A.R.; CARVALHO, M.F.; AFONSO, C.M.M.; TIRITAN, M.E.; CASTRO,
P.M.L. Microbial degradation of 17-estradiol and 17-ethynylestradiol followed by a
validated HPLC-DAD method. Part B – Pesticides, food contaminants and agricultural
wastes. Journal of Environmental Science and Health, v. 5, n. 4, pp. 265-273, 2010.
RODRIGUEZ-MOZAZ, S.; ALDA, M.J.L de.; BARCELÓ, D. Picogram per liter level
determination of estrogens in natural waters and waterworks by a fully automated on-
line solid-phase extraction-liquid chromatography-electrospray tandem mass
spectrometry method. Analytical Chemistry, v.76, n.23, pp.6998-7006, 2004.
ROGERS, H.R. Sources, behavior and fate of organic contaminants during sewage
treatment and in sewage sludges. Science of the Total Environment, v. 185, n.3, pp. 3-
26, 1996.
SANTOS, L.H.M.L.M.; ARAÚJO, A.N.; FACHINI, A.; PENA, A.;
DELERUEMATOS, C.; MONTENEGRO, M.C.B.S.M. Ecotoxicological aspects
related to the presence of pharmaceuticals in the aquatic environment. Journal of
Hazardous Materials, v. 175, n.2, pp. 45-95, 2010.
67
SIPMA, J.; OSUNA, B.; COLLADO, N.; MONCLÚS, H.; FERRERO, G.; COMAS, J.;
RODRIGUEZ-RODA, I. Comparison of removal of pharmaceuticals in MBR and
activated sludge systems. Desalination, v. 250, n. 2, pp. 653-659, 2009.
SHAREEF, A.; ANGROVE, M.J.; WELLS, J.D. Optimization of silylation using N-
methyl-N-(trimethylsilyl)-trifluoroacetamide, N,O-bis-(trimethylsilyl)trifluoroacetamide
and N-(tert-butyldimethylsilyl)-N-methyltrifluoroacetamide for the determination of the
estrogens estrone and 17α-ethinylestradiol by gas chromatography–mass spectrometry.
Journal of Chromatography A, v.1108, n.1, pp.121-128, 2006.
SOARES, A.; GUIEYSSE, B.; JEFFERSON, E.; CARTMELL, E.; LESTER, J. N.
Nonylphenol in the environment: A critical review on occurrence, fate, toxicity and
treatment in wastewaters. Environment International, v. 34, n.7, pp. 1033-1049, 2008.
SOUZA, N.C. Avaliação de Micropoluentes Emergentes em Esgotos e Águas
Superficiais. 166 p. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Universidade Federal do
Ceará, Fortaleza, 2011.
STENSTROM, M.K.; CARDINAL, L.; LIBRA, J. Treatment of hazardous substances
in wastewater treatment plants. Environmental Progress, v. 8, n. 2, pp. 107-112, 1989.
STRAUCH, K.A. Invisible pollution the impact of pharmaceuticals in the water supply.
AAOHN Journal, v. 59, n.12, pp.525-532, 2011.
SUÁREZ-OROZCO, C.; SUÁREZ-OROZCO, M.M.; TODOROVA, I. Learning in a
new land: Immigrant students in American society. Cambridge, MA: The Belknap Press
of Harvard University Press, 2008.
SUMPTER, J. P.; JOHNSON, A.C. ; WILLIAMS, R.J. ; KORTENKAMP, A. ;
SCHOLZE, M. Modeling Effects of Mixtures of Endocrine Disrupting Chemicals at the
68
River Catchment Scale. Environmental Science & Technology, v.40, ed.17, pp. 5478-
5489, 2006.
SUMPTER, J.P. Endocrine disrupters in the aquatic environment: an overview. Acta
Hydrochimica et Hydrobiologica, v. 33, n.1, pp. 9-16, 2005.
SUMPTER, J.P. Xenoendocrine disruptors – environmental impacts. Toxicology
Letters, v. 102, ed.1, pp. 337-342, 1998.
SVENSON, A.; ALLARD, A.; EK, M. Removal of estrogenicity in Swedish municipal
sewage treatment plants. Water Research, v. 37, n. 18, pp. 4433-4443, 2003.
TAMBOSI, J.L. Remoção de fármacos e avaliação de seus produtos de degradação
através de tecnologias avançadas de tratamento. pp.141. Tese (Doutorado em
Engenharia Química), Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2008.
TAMBOSI, J.L.; YAMANAKA, L.Y.; JOSÉ, H.J.; MOREIRA, R.F.P.M. Recent
Research data on removal of pharmaceuticals from sewage treatment plants (STP).
Química Nova, v. 33, n.2, pp. 411-420, 2010.
TENG, C.; GOODWIN, B.; SHOCKLEY, K.; XIAM.; HUANG, R.; NORRIS, J.;
MERRICK, B.A.; JETTEN, A.M.; AUSTIN, C.P.; TICE, R.R. Bisphenol A affects
androgen receptor function via multiple mechanisms. Chemico-Biological Interactions,
v.203, n.3, pp.556-554, 2013.
TER LAAK, T.L.; DURJAVA, M.; STRUIJS, J.; HERMENS, J.L. Solid phase dosing
and sampling technique to determine partition coefficients of hydrophobic chemicals in
complex matrixes. Environmental Science & Technology, v. 39, n. 10, pp. 3736-3742,
2005.
69
TERNES, T.A.; BONERZ, M.; SCHMIDT, T. Determination of neutral
pharmaceuticals in wastewater and rivers by liquid chromatography–electrospray
tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, v.938, ed.1, pp.175-185,
2001.
TERNES, T.A.; JOSS, A.; SIEGRIST, H. Scrutinizing pharmaceuticals and personal
care products in wastewater treatment. Environmental Science Technology, v.38, n.20,
pp.392a–399a, 2004.
TERNES, T.A.; STÜBER, J.; HERRMANN, N.; MCDOWELL, D.; KAMPMANN,
M.; TEISER, B. Ozonation: a tool for removal of pharmaceuticals, contrast media and
musk fragrances from wastewater?Water Research, v.37, ed.8, pp.1976-1982, 2003.
TERNES, T.A.; STUMPF, U,M.; MUELLER, J.; HABERER, K.; WILKEN, R.-D.;
SERVOS, M. Behavior and occurrence of estrogens in municipal sewage treatment
plants-I. Investigations in Germany, Canada and Brazil. Science of the Total
Environment, v. 225, n.1, pp. 81-90, 1999.
VALCÁRCEL, Y.; GONZÁLEZ ALONSO, S.; RODRIGUEZ-GIL, J.L.; ROMO, R.;
GIL, A.; CATALÁ, M. Analysis of the presence of cardiovascular and analgesic/anti-
inflammatory/antipyretic drugs in fluvial and drinking water of the Madrid Region in
Spain. Chemosphere, v.82, n.7, pp.1062-1071, 2010.
VELOSO, R. A.; NERY, C.V.M. Geoprocessamento aplicado à caracterização do
Parque da Lapa Grande em Montes Claros/MG. Anais XV Simpósio Brasileiro de
Sensoriamento Remoto - SBSR, Curitiba, PR, Brasil, INPE pp.3711, 2011.
70
VANDERFORF, B.J.; PEARSON, R.A.; REXING, D.J.; SNYDER, S.A. Analysis of
endocrine disruptors, pharmaceuticals, and personal care products in water using liquid
chromatography/tandem mass spectrometry. Analytical Chemistry, v.75, n.22, pp.6265-
6274, 2003.
VERBINNEN, R.T. Avaliação da atividade estrogênica das águas do rio Itaperucu no
município de Bacabeira-MA. [Tese] Doutorado Programa de Pós-graduação em
Química do Instituto de Química de São Carlos, pp.1-99,2010.
VIDOTTI E, C.; ROLLEMBERG, M.C.E. Algas: da economia nos ambientes aquáticos
à bioremediação e à química analítica. Revista Química Nova, Vol. 27, N. 1, pp.139-
145, 2004.
VÍLCHEZ, J.L.; ZAFRA, A.; GONZALEZ-CASADO, A.; HONTORIA, E.; DEL-
OLMO, M.; Determination of trace amounts of bisphenol F, bisphenol A and their
diglycidyl ethers in wastewater by gas chromatography–mass spectrometry. Analytica
Chimica Acta, v.431, n.1, pp.31-40, 2001.
VIRKUTYTE, J.; VARMA, R.S.; JEGATHEESAN, V. Treatment of Micropollutants
in Water and Wastewater. International Water Association, (Eds.). London, pp.483,
2010.
VULLIET, E.; CREN-OLIVÉ. Screening of pharmaceuticals and hormones at the
regional scale, in surface and groundwaters intended to human consumption.
Environmental Pollution, v.159, ed.1, pp.2929-2934, 2011.
WANG, Y.Q.; HU, W.; CAO, Z.H.;. FU, X.Q.; ZHU, T. Occurrence of endocrine-
disrupting compounds in reclaimed water from Tianjin, China, Analytical and
Bioanalytical Chemistry, v.383, n.5, pp.857-863, 2005.
71
WATABE, Y.; HOSOYA, K.; TANAKA, N.; KONDO, T.; MORITA, M.; KUBO, T.
LC/MS determination of bisphenol A in river water using a surface-modified
molecularly-imprinted polymer as an on-line pretreatment device. Analytical and
Bioanalytical Chemistry, v. 381, n.6, pp.1193-1198, 2005.
WATABE, Y.; KONDO, T.; IMAI, H.; MORITA, M.; NOBUO, T.; HOSOVA, K.
Reducing Bisphenol A Contamination from Analytical Procedures To Determine
Ultralow Levels in Environmental Samples Using Automated HPLC Microanalysis.
Analytical Chemistry, v.76, n.1, pp.105-109, 2004.
WATABE, Y.; KONDO, T.; MORITA, M.; TANAKA, N.; HOSOYA, K.
Determination of bisphenol A in environmental water at ultra-low level by high-
performance liquid chromatography with an effective on-line pretreatment device.
Journal of Chromatography A, v.1032, n.2, pp.45-49, 2004a.
WEBB, S.; TERNES, T. GIBERT, M., OLEJNICZAK, K. Indirect human exposure to
pharmaceuticals via drinking water. Toxicology Letters, v.142, ed.3, pp.157-167, 2003.
WENK, J.; VON GUNTEN, U.; CANONICA, S. Effect of Dissolved Organic Matter
on the Transformation of Contaminants Induced by Excited Triplet States and the
Hydroxyl Radical. Environmental Science and Technology, v. 45, n.4, pp. 1334-1340,
2011.
WESTERHOFF, P.; YOON, Y.; SNYDER, S.; WERT, E. Fate of endocrine-disruptor,
pharmaceutical, and personal care product chemicals during simulated drinking water
treatment processes. Environmental Science & Technology, v. 39, n.17, pp. 6649-
6663, 2005.
72
WHEELER, J. R.; GIMENO, S. ; CRANE, M.; ENRIQUE, L.J. ; MORRITT, D.
Vitellogenin: A Review of Analytical Methods To Detect (Anti) Estrogenic Activity in
Fish. Toxicology Mechanisms and Methods, v.15, n.4, pp.293-306, 2005.
WILLIAMS, R.T. Human pharmaceuticals: assessing the impacts on aquatic systems.
Pensacola: Society of Environmental Toxicology and Chemistry, 2003.
YANG, L.H.; LUAN, T.G.; LAN, C.Y.; LAN, J. Solid-phase microextraction with on-
fiber silylation for simultaneous determinations of endocrine disrupting chemicals and
steroid hormones by gas chromatography–mass spectrometry. Journal of
Chromatography A, v. 1104, n.2, pp.23-32, 2006.
YING, G.G.; KOOKANA, R.S.; CHEN, Z. On-line solid-phase extraction and
fluorescence detection of selected endocrine disrupting chemicals in water by high-
performance liquid chromatography. Journal of Environmental Science and Health,
Part B, v.37, n.3, pp.225-234, 2002.
YING, G.G.; KOOKANA, R.S.; RU, Y.J. Occurrence and fate of hor-mone steroids in
the environment. Environment International ,v.28, ed.6, pp.545-551, 2008c.
ZAGATTO, P.A. Ecotoxicologia. In: Zagatto P A, Bertoletti E. (Editores.)
Ecotoxicologia aquática: princípios e aplicações. 2. ed. São Carlos: RIMA, 2008.
ZHANG, Z.; FENG, Y.; GAO, P.; WANG, C.; REN, N. Occurrence and removal
efficiencies of eight EDCs and estrogenicity in a STP. Journal of Environmental
Monitoring, v. 13, n. 5, pp. 1366-1373, 2011.
73
ZHANG, Y.; GEIBEN, S.U.; GAL, C. Carbamazepine and diclofenaco: Removal in
wastewater treatment plants and occurrence in water bodies. Chemosphere, v.73, n.8,
pp. 1151-1161, 2008.
ZHANG, F.; MARTELS, M.J.; BRODEUR, J.C.; MCCLYMONT, E.L.;
WOODBURN, K.B. Quantitation of 17alpha-ethinylestradiol in aquatic samples using
liquid-liquid phase extraction, dansyl derivatization, and liquid chromatography/positive
electrospray tandem mass spectrometry. Rapid Communications in Mass
Spectrometry, v. 18, n.22, pp.2739-2742, 2004.
ZUCCATO, E.; CASTIGLIONI, S.; FANELLI, R.; REITANO, G.; BAGNATI, R.;
CHIABRANDO, C.; POMATI, F.; ROSSETTI, C.; CALAMARI, D. Pharmaceuticals
in the environment in Italy: Causes, occurrence, effects and control. Environmental
Science and Pollution Research, v. 13, n. 1, pp. 15-21, 2006.