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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
FACULDADE DE CIÊNCIAS FARMACÊUTICAS
Programa de Pós-Graduação em Ciência dos Alimentos
Área de Bromatologia
Remoção de mercúrio e arsênio em cação-azul, Prionace glauca
Luciene Fagundes Lauer Macedo
Dissertação para obtenção de grau de
MESTRE
Orientador:
Prof. Dr. Alfredo Tenuta Filho
São Paulo
2010
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Luciene Fagundes Lauer Macedo
Remoção de mercúrio e arsênio em cação-azul, Prionace glauca
Comissão Julgadora
da
Dissertação para Obtenção do Grau de Mestre
Prof. Dr. Alfredo Tenuta Filho
orientador/presidente
___________________________________
1º. examinador
___________________________________
2º. examinador
São Paulo, _________________ de _______.
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Dedico este trabalho a Deus, autor da
vida e portador de todo saber, ao meu marido,
Luzenildo, pelo amor, apoio e cuidado, à
minha mãe, Maria Izabel, pelo esforço e
dedicação, e aos meus filhos, Sofia e
Henrique, pelos lindos sorrisos.
Agradecimentos
A Alfredo Tenuta Filho, professor e
chefe, pela paciente orientação.
À Faculdade de Ciências
Farmacêuticas da Universidade de São Paulo,
em especial ao Departamento de Alimentos e
Nutrição Experimental, pela oportunidade de
realização desse projeto.
Às professoras Deborah Ines Teixeira
Favaro e Elizabeth Sonoda Keiko Dantas, do
Instituto de Pesquisas Energéticas e
Nucleares, pela valiosa colaboração.
Aos funcionários da secretaria, Cleo,
Mônica e Edilson, e da Seção de Pós-
graduação, Jorge e Elaine, pelo atencioso
atendimento e instrução.
À minha família, Luzenildo, Sofia e
Henrique, por me proporcionarem felicidade e
paz para que eu pudesse me dedicar a esta
realização.
À minha mãe, por me colocar nesse
caminho.
Aos meus pais no coração, Joel e
Sandra, pela amizade inspiradora.
A todos os colegas do laboratório, pela
ajuda, incentivo e companhia.
Muito obrigada!
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Lista de Tabelas .................................................................................................................... iv
Lista de Figuras...................................................................................................................... v
Resumo.................................................................................................................................vi
Abstract ...............................................................................................................................vii
1. Introdução..........................................................................................................................1
2. Revisão da Literatura .........................................................................................................3
2.1. O Mercúrio......................................................................................................................3
2.1.1. Fontes de Mercúrio, Naturais e Antropogênicas............................................................3
2.1.2. Transformações do Mercúrio na Natureza ....................................................................4
2.1.3. O Mercúrio o Consumo Humano de Peixe....................................................................4
2.1.4. Efeitos Tóxicos do Mercúrio ........................................................................................6
2.1.5. Interação entre Mercúrio e Selênio ...............................................................................9
2.1.6. Limites de Tolerância e Conteúdo de Mercúrio Total e Metilmercúrio em Cação .......10
2.1.7. Ingestão Semanal Tolerável Provisional para Mercúrio ..............................................16
2.2. O Arsênio......................................................................................................................17
2.2.1. Fontes e Usos do Arsênio...........................................................................................17
2.2.2. Transformações do Arsênio no Ambiente Marinho..................................................... 18
2.2.3. Metabolismo e Toxicidade das Espécies Arsenicais....................................................19
2.2.4. Interação entre Arsênio e Selênio ...............................................................................23
2.2.5. Conteúdo de Arsênio em Peixes .................................................................................25
2.2.6. Limites de Tolerância e Ingestão de Arsênio............................................................... 29
2.3. Remoção de Mercúrio e Arsênio Total e Inorgânico de Cação.......................................30
2.3.1. O Cação ..................................................................................................................... 31
ii
2.3.2. Remoção com Cisteína............................................................................................... 32
2.3.3. Remoção com Borohidreto de Sódio...........................................................................34
2.3.4. Métodos de Cocção na Redução de Arsênio ............................................................... 36
3. Objetivos.......................................................................................................................... 39
3.1. Objetivo Geral...............................................................................................................39
3.2. Objetivos Específicos....................................................................................................39
4. Material e Métodos ..........................................................................................................40
4.1. Material......................................................................................................................... 40
4.1.1. Reagentes...................................................................................................................40
4.1.2. Amostras de Cação.....................................................................................................40
4.2. Métodos........................................................................................................................41
4.2.1. Remoção de Mercúrio com Cisteína...........................................................................41
4.2.2. Remoção de Mercúrio com Borohidreto de Sódio.......................................................44
4.2.3. Remoção de Arsênio por Procedimentos de Cocção ...................................................44
4.2.4. Quantificação do Mercúrio.........................................................................................45
4.2.5. Quantificação do Selênio e do Arsênio Total.............................................................. 46
4.2.6. Quantificação do Arsênio Inorgânico..........................................................................46
4.2.7. Teor de Umidade........................................................................................................46
4.2.8. Análises Estatísticas...................................................................................................47
5. Resultados e Discussão ....................................................................................................48
5.1. Remoção do Mercúrio de Cação com Cisteína...............................................................48
5.1.1. Eficiência do Tratamento sobre Diferentes Concentrações de Mercúrio......................48
5.1.2. Efeito da Concentração de Cisteína em Diferentes pHs...............................................52
5.1.3. Reutilização da Solução de Cisteína ...........................................................................54
iii
5.2. Conteúdo de Arsênio em Cação Azul............................................................................ 56
5.3. Remoção do Arsênio de Cação-Azul com Borohidreto de Sódio...................................58
5.4. Efeito dos Métodos de Cocção ......................................................................................59
6. Conclusões....................................................................................................................... 62
7. Referências Bibliográficas................................................................................................ 63
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Tabela 1 - Concentrações de mercúrio total em músculo de
cações da costa brasileira e do comércio em São Paulo/SP...................................................11
Tabela 2 – Concentrações de mercúrio total e metilmercúrio
em cações de vários locais, exceto Brasil .............................................................................12
Tabela 3 – Conteúdo de arsênio em músculo de cações........................................................26
Tabela 4 – Remoção de mercúrio com cisteína (0,5%) em
diferentes concentrações do metal........................................................................................49
Tabela 5 – Efeito da concentração de cisteína na remoção
de mercúrio de cação, em pH’s 2 e 5.................................................................................... 52
Tabela 6 – Potencial de reutilização da solução de cisteína
em relação à remoção de mercúrio .......................................................................................55
Tabela 7 – Conteúdo de arsênio total em cação-azul............................................................. 56
Tabela 8 – Conteúdo de arsênio total e inorgânico em cação-azul.........................................57
Tabela 9 – Conteúdo de arsênio, total e inorgânico, e selênio em
cação-azul, tratado (NaBH
4
3%) ou não (“pool”) com borohidreto
de sódio a 3%, e porcentagem de sua remoção .....................................................................58
Tabela 10 – Efeito dos métodos de cocção sobre o conteúdo de
arsênio total em cação-azul, usando sal (A), sal e limão (B) e sal,
limão e ácido ascórbico (C)..................................................................................................60
Tabela 11 – Efeito dos métodos de cocção sobre o conteúdo de
arsênio inorgânico em cação-azul, usando sal (A), sal e limão (B)
e sal, limão e ácido ascórbico (C).........................................................................................61
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Figura 1 – Redução e metilação do arsênio inorgânico ......................................................... 20
Figura 2 – Remoção de mercúrio do cação com cisteína.......................................................42
Figura 3 – Remoção modificada do mercúrio de cação com cisteína.....................................43
Figura 4 – Remoção aparente de mercúrio x mercúrio total inicial no cação......................... 49
Figura 5 – Conteúdo de arsênio total em cação-azul, “Box-Plot”..........................................57
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Remoção de mercúrio e arsênio em cação-azul, Prionace glauca
Os cações são importantes recursos pesqueiros que podem apresentar concentrações de
mercúrio (Hg) e arsênio (As) muitas vezes acima do limite de tolerância, o que os tornam
impróprios como alimento. No meio aquático estes contaminantes são convertidos em
espécies orgânicas, em especial metilmercúrio (MeHg) e arsenobetaína (AB),
respectivamente. O MeHg é neurotóxico, sendo o sistema nervoso em desenvolvimento o
mais susceptível. A AB é pouco tóxica, no entanto, o As inorgânico está envolvido em
processos de estresse oxidativo, mutagênese e principalmente carcinogênese. Neste trabalho,
foi avaliada a eficiência da cisteína na remoção de Hg, a ocorência de As total e inorgânico, e
a redução de sua concentração com o emprego de borohidreto de sódio e de preparos para o
consumo. A redução máxima de Hg, de 59,4%, com cisteína a 0,5% em pH 5,0, não foi
reproduzida quando pretendida a reutilização da solução do aminoácido, importante do ponto
de vista prático. O cação-azul continha elevados níveis de As total, 1,98 a 22,56 µg/g (base
úmida), que foram removidos com borohidreto de sódio em 99%, demonstrando a alta
potencialidade do método usado. O As inorgânico, presente na quantidade média de 0,0086
µg/g (base úmida), foi reduzido em 27,7%. O preparo para o consumo, por cozimento em
água, do cação-azul em cubos (1-2 cm
3
), resultou em maior remoção de As total, de 65,9 a
71,2%; no cação grelhado a redução foi de 55,4 a 60,2%. As amostras, grelhadas ou cozidas,
adicionadas de sal e limão enriquecido com ácido ascórbico, e as grelhadas contendo sal e sal
com limão, apresentaram redução na concentração de As inorgânico de 30,1 a 42,8%.
Palavras-chaves: Mercúrio. Arsênio total e inorgânico. Cação-azul. Prionace glauca. Cisteína.
Borohidreto de sódio. Métodos de Cocção. Ácido ascórbico.
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Mercury and arsenic removal in blue-shark, Prionace glauca
The shark are important fishery resources that may have concentrations of mercury (Hg) and
arsenic (As) often above the limit of tolerance, which makes them unsuitable as food. In the
aquatic environment these contaminants are converted to organic species, particularly
methylmercury (MeHg) and arsenobetaína (AB), respectively. The MeHg is neurotoxic, and
the developing nervous system more susceptible. AB is slightly toxic, however, the inorganic
As is involved in processes of oxidative stress, mutagenesis and carcinogenesis mainly. In this
study, we evaluated the efficiency of cysteine to remove mercury, the occurrence of the total
and inorganic As, and the reduction of their concentration with the use of sodium borohydride
and preparations for consumption. The maximum reduction of Hg, 59.4%, with 0.5% cysteine
at pH 5.0, was not reproduced when you want to reuse the solution of the amino acid,
important practical point of view. The blue-shark contained high levels of the total As, 1.98 to
22.56 µg/g (wet weight), which were removed with sodium borohydride in 99%,
demonstrating the high potential of the method used. The inorganic As, present in the average
amount of 0.0086 µg/g (wet weight) was reduced in 27.7%. Preparation for consumption by
baking in water, the blue-shark into cubes (1-2 cm
3
) resulted in greater removal of the total
As, 65.9 to 71.2%; in the grilled shark the reduction was 55,4 to 60.2%. The samples, grilled
or baked, added salt and lemon enriched with ascorbic acid, and the grilled containing salt and
salt with lemon, presented reduction in the concentrations of inorganic As from 30.1 to
42.8%.
Keywords: Mercury. Total and inorganic arsenic. Blue-shark. Prionace glauca. Cysteine.
Sodium borohydride. Cooking methods. Ascorbic Acid.
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O pescado é economicamente relevante por ter largo consumo em todo o mundo.
Segundo a FAO, em 2006, sua produção mundial foi de aproximadamente 144 milhões de
toneladas, sendo 110 milhões de toneladas para consumo humano, provendo emprego direto e
renda para 43,5 milhões de pessoas e trabalho em atividades secundárias na indústria
pesqueira para cerca de 170 milhões. Calculando-se o sustento de três dependentes por cada
uma dessas pessoas, estima-se que a atividade pesqueira mantenha 520 milhões de pessoas,
7,9% da população mundial em 2006.
O pescado é nutricionalmente muito importante. Os benefícios de seu consumo
devem-se ao seu conteúdo de proteína de alto valor nutricional e à sua expressiva
concentração de ácidos graxos polinsanturados ômega 3, principalmente os ácidos
eicosapentaenóico (EPA) e docosahexaenóico (DHA), essenciais e reconhecidamente
cardioprotetores. Os ácidos graxos ômega 3 previnem de doenças coronárias reduzindo
arritmias e tromboses e diminuindo o nível plasmático de triglicérides.
No entanto, o consumo humano do pescado pode ser um perigo à saúde pública, pois
são encontrados níveis de metais tóxicos, como mercúrio (Hg) e arsênio (As), acima dos
limites de tolerância estabelecidos de 1 g/g, comprometendo a sua ingestão segura.
O Hg acumula-se no pescado majoritariamente sob sua forma orgânica mais
neurotóxica, o metilmercúrio (MeHg), que é biomagnificado ao longo da cadeia trófica,
levando assim a elevadas concentrações principalmente em peixes predadores, que se
encontram no topo da cadeia alimentar, como o cação. Níveis de MeHg são suficientemente
altos na maioria desses peixes, podendo causar efeitos adversos em pessoas que os consomem
em quantidades significativas.
Em adultos, a neurotoxicidade aguda do MeHg apresenta-se por dano cerebral
localizado, através de sintomas que iniciam-se com parestesia progredindo a ataxia cerebelar,
disartria, neurestenia, constrição no campo de visão, perda de audição, distúrbios olfatórios e
gustativos, podendo chegar à paralisia e morte no caso de exposição grave. Pela exposição
materna através da dieta, há indícios da ocorrência de dano difuso em sistema nervoso em
desenvolvimento, pois o Hg é capaz de transpor a placenta e acumular-se no feto. Podem
ocorrer, então, atrasos no desenvolvimento neurocognitivo e psicomotor. A Organização
2
Mundial da Saúde está atenta ao problema, no sentido de que a ingestão do MeHg
(principalmente), não ultrapasse limites de segurança.
No caso do arsênio, as formas predominantes no pescado são também as orgânicas,
que, ao contrário do metilmercúrio, apresentam baixa toxicidade. Em organismos aquáticos, o
arsênio inorganico sofre metilações, gerando espécies arsenicais mono, di e trimetiladas, que
podem ser transformadas a compostos orgânicos mais complexos como arsenoaçúcares,
arsenocolina ou arsenobetaína. As espécies arsenicais inorgânicas, As(III) (arsenito) e As(V)
(arsenato) encontram-se em pequenas quantidades em pescado, porém, têm altíssima
toxicidade e podem gerar uma ampla gama de efeitos indesejados.
O mecanismo da toxicidade do As(V) está baseado na sua capacidade de substituir o
fosfato em muitas reações bioquímicas, resultando na inibição de enzimas, diminuição na
produção de ATP, etc. Mas a maior parte dos efeitos tóxicos deve-se ao As(III), que tem alta
afinidade por moléculas contendo tióis, como glutationa e cisteína, ou grupos funcionais
específicos de enzimas ou receptores de coenzimas, podendo assim inibir importantes
processos bioquímicos, levando à toxicidade. Ao causar estresse oxidativo por meio da
inibição da respiração mitocondrial e depleção de ATP, as formas trivalente mono e
dimetiladas, produtos do metabolismo do arsênio inorgânico em humanos, geram espécies de
oxigênio reativo altamente tóxicas, que exercem importante papel na morte celular via
apoptose ou necrose e na carcinogenicidade e mutagenicidade via dano ao DNA celular.
O selênio (Se) é um micronutriente essencial que, em níveis seguros de consumo,
pode antagonizar-se ao mercúrio e ao arsênio, protegendo o organismo de suas ações tóxicas.
Desse modo, uma alternativa de aproveitamento do pescado contaminado em excesso
pelo Hg e As, é a descontaminação prévia ao consumo. O ideal seria a remoção concomitante
do Hg e As contaminantes, por um mesmo procedimento, preservando os níveis de selênio.
Nisso foi baseado esse estudo.
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Emissões naturais de Hg ocorrem em áreas com progressiva atividade vulcânica e
geotérmica, e de solos com elevada concentração (>100 ppb) devido à mineralização
resultante de processo geológico passado. A maioria desses solos mercuríferos está
concentrada em amplas zonas que coincidem com os limites da maior placa tectônica. Uma
parte da composição das emissões dessas áreas é oriunda de re-emissão de Hg depositado da
atmosfera. Outra fonte natural de Hg atmosférico são solos e superfícies foliares com baixo
conteúdo (<100 ppb), sendo predominantemente re-emissões do Hg depositado, e proveniente
de fontes naturais e antropogênicas, e de queima de biomassa, chamadas emissões de fundo.
O Hg tem um elevado tempo de residência na atmosfera (cerca de um ano) e, portanto, um
alto potencial de transporte. Sua circulação global promove a distribuição do Hg atmosférico
às mais remotas regiões do planeta, sendo considerado um poluente global (CLARKSON,
2002; WILSON et al., 2006; GUSTIN, LINDBERG & WEISBERG, 2008; BJERREGAARD
& ANDERSEN, 2007; LOHMAN et al., 2008).
As maiores fontes antropogênicas de Hg são: combustão estacionária de combustível
fóssil (petróleo, óleo ou carvão), incluindo plantas de geração de energia e aquecimento
residencial (cerca de 25 %); fundição de metais não-ferrosos (purificação de Cu, Ni, Pb e Zn)
e fabricação de cimento, de ferro-gusa e aço, incluindo coque (cerca de 30%); produção de
soda cáustica (indústria de cloro-álcali); incineração de resíduos; extração de ouro e do
próprio mercúrio; e outras fontes, como manufatura de bateria primária, de instrumentos de
medição e controle, de lâmpadas elétricas, de dispositivos de rede elétrica e interruptores
elétricos (PACYNA A et al., 2006; WILSON et al., 2006).
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O destino e comportamento do Hg dependem de sua forma química. O Hg é lançado
no ambiente aquático proveniente de fontes naturais e antropogênicas, principalmente por
deposição atmosférica, mas também por arraste do solo e por lançamento de rejeitos líquidos.
Na água doce ou salgada e nos sedimentos, por processos aeróbios e anaeróbios, e
predominantemente onde o gradiente de oxigênio é maior, inicia-se o processo de metilação,
efetuado principalmente por bactérias sulfato-redutoras e metanogênicas. A taxa de metilação
depende de fatores como temperatura, material orgânico dissolvido, pH, biodisponibilidade de
Hg(II) e presença de complexantes. Nesse processo são formados tanto metilmercúrio
(MeHg), como dimetilmercúrio. O primeiro, geralmente sob a forma de cloreto (MeHg
+
Cl
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), é
mais estável em pH neutro e ácido. Em pH de aproximadamente 8,2, como é o caso de águas
doces e de oceanos, forma-se também dimetilmercúrio, que é completamente volátil e,
portanto, encontrado em maiores concentrações em águas mais profundas. No ar, onde cerca
de 95% do Hg está na forma de vapor de Hg (Hg
0
), o dimetilmercúrio degrada-se a MeHg e a
formas inorgânicas, sendo a provável fonte da pequena concentração de formas metiladas de
Hg na atmosfera. A concentração total de Hg em água do mar varia tipicamente de 1 a 5ng/L,
sendo que aproximadamente 1% está na forma de MeHg (CLARKSON, 1997; CLARKSON,
2002; AMLUND, LUNDEBYE & BERNTSSEN, 2007; BJERREGAARD & ANDERSEN,
2007).
Em ambiente aquático, o Hg(II) pode ser reduzido a Hg elementar (Hg
0
), por atividade
enzimática na parede celular de algas unicelulares e volatilizar-se, onde permanece na
atmosfera juntamente com o Hg
0
proveniente re-emissões ou emissões de fundo, até que seja
oxidado a Hg(II) por reação com ozônio, radicais OH e ação de luz solar, para retornar ao
solo, oceanos, rios ou lagos, ligado à material particulado ou dissolvido em água de chuva
(CLARKSON, 1997; CLARKSON, 2002; BJERREGAARD & ANDERSEN, 2007;
LOHMAN et al., 2008).
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Sob a forma de MeHg, o Hg bioacumula-se e biomagnifica-se em organismos ao
longo da cadeia trófica, levando assim a elevadas concentrações de Hg em peixes predadores
5
(RENZONI, ZINO & FRANCHI, 1998; AMLUND, LUNDEBYE & BERNTSSEN, 2007),
como o cação. O nível de mercúrio em peixes consumidos por humanos depende de fatores
como a espécie, idade, local de origem e posição na cadeia alimentar, sendo que a maior
fração de seu conteúdo (mais de 70%) encontra-se na forma de MeHg, forma mais tóxica que
o Hg(II) (CLARKSON, 1997; AMLUND, LUNDEBYE & BERNTSSEN, 2007). A
biomagnificação do Hg é demonstrada pelo fato de o nível de MeHg no topo da cadeia trófica
ser da ordem de 1 milhão de vezes maior que na água.
O consumo de peixe é a maior rota de exposição ao MeHg para o homem (BURGER
& GOCHFELD, 2007; CLIFTON, 2007). Níveis de MeHg são suficientemente altos em
muitos peixes para causar efeitos adversos em pessoas que consomem grandes quantidades
(BURGER & GOCHFELD, 2007).
Por volta de 95% do MeHg consumido é rapidamente absorvido pelo trato
gastrointestinal, transportando-se através das células vermelhas do sangue, e uma parte pode
ainda ser lentamente metabolizado a Hg inorgânico pela microflora do intestino. Tem alta
afinidade por sulfidrilas (–SH) e as reações de associação e dissociação a eles são rápidas,
bem como sua transferência de um grupo tiol a outro. Em tecidos, encontra-se ligado a
moléculas contendo grupamentos tióis, tanto proteínas como outras de menor peso molecular,
como L-cisteína e glutationa, facilitando seu transporte extracelular e tornando-o hábil para
ligar-se a proteínas intracelulares, atingindo enzimas sulfidrílicas. Está presente em
complexos hidrossolúveis, daí sua grande mobilidade, e não se distribui para regiões lipídicas
no corpo. Seus alvos preferenciais são o Sistema Nervoso Central e a placenta, locais onde se
concentra. Transpõe membranas de células endoteliais do sangue para a barreira cerebral
como um complexo com L-cisteína, mimetizando a L-metionina, através de canais específicos
para este aminoácido. No cérebro, o MeHg é transformado em Hg inorgânico, Hg(II), e
questiona-se se é essa forma ou a orgânica (MeHg), o agente tóxico principal para o dano
cerebral. Deixa as células como um complexo com a glutationa reduzida, que tem papel
fundamental na sua excreção (CLARKSON, 2002; WHO, 2003; BURGER & GOCHFELD,
2007; CLIFTON, 2007).
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Sistema Nervoso Central Adulto
O maior efeito tóxico do MeHg dá-se sobre o sistema nervoso central. Em adultos,
ocorre um período latente tanto para o MeHg como para o Hg metálico, cujo mecanismo não
é conhecido, entre a exposição e o aparecimento dos primeiros sintomas, que dura de algumas
semanas a vários meses, dependendo da dose e do período de exposição. O selênio é um
componente da dieta que afeta a disponibilidade e toxicidade do MeHg, retardando o
princípio de seus efeitos tóxicos pela formação de complexos insolúveis entre Hg(II) e selênio
e prolongando seu tempo de residência no cérebro. Ligado a proteínas retorna lentamente à
corrente sanguínea, o que explica o longo período de seus efeitos (STIER & GORDON, 1998;
CLARKSON, 2002; WHO, 2003; CLIFTON, 2007).
O envenenamento agudo por MeHg de pescado contaminado chama-se também
doença de Minamata, devido ao despejo de cloreto de MeHg, subproduto da fabricação de
acetaldeído, inicialmente na baía de Minamata e depois na foz do rio Minamata, Japão,
espalhando-se pela região, desde o início da década de 50 até 1968 (EKINO et al., 2007). Os
sintomas desse envenenamento iniciam-se com parestesia (insensibilidade na pele),
dormência ou sensação de formigamento, e podem progredir à ataxia cerebelar (falta de
controle muscular na marcha), disartria (dificuldade na articulação das palavras), neurastenia
(distúrbio de personalidade), constrição do campo de visão, perda de audição, distúrbio
olfatórios e gustativos e desordens somatosensoriais e psiquiátricas, causados pela perda de
células neuronais em regiões anatomicamente específicas do cérebro. Nos casos de exposição
grave, ocorre paralisia e morte (STIER & GORDON, 1998; WHO, 2003; CLARKSON, 2002;
BISINOTI & JARDIM, 2004; EKINO et al., 2007).
Casos de exposição crônica ao MeHg, com sintomas referentes ao sistema nervoso
central, foram estudados na costa do mar Shiranui, na baía onde deságua o rio Minamata,
local que não teve a pesca restringida. Dez anos depois de cessado o despejo de MeHg no
local e com os indicadores de níveis corpóreos de Hg já normalizados, verificava-se a
ocorrência de hipoestesia (sensibilidade reduzida à dor), ataxia, disartria, danos à audição e
alterações na visão (ZAHIR et al., 2005). Após 30 anos, os pacientes queixavam-se de
7
parestesia nas extremidades e ao redor dos lábios, induzida por dano difuso no córtex
somatosensorial (EKINO et al., 2007).
Exposição a baixas concentrações de Hg está relacionada, não isoladamente, à
ocorrência de doenças como mal de Parkinson, Alzheimer, Esclerose Lateral Amiotrófica,
Lúpus e Artrite Reumatóide. População adulta do ecossistema amazônico demonstrou
sensibilidade no contraste da visão próxima, destreza manual diminuída, tendência ao
aumento de fadiga muscular e força muscular diminuída em mulheres (dose dependente).
Déficits na atenção, função motora fina e memória verbal, foram encontrados em populações
consumidoras de pescado (ZAHIR et al., 2005).
Sistema Nervoso Central em Desenvolvimento
O MeHg cruza a placenta e concentra-se tanto nela como no feto. No envenenamento
fetal agudo por MeHg foram observados sérios distúrbios no desenvolvimento psicomotor,
com prejuízos significantes à mastigação e deglutição, fala, caminhada, coordenação e
movimento involuntário. Também foram relatados sintomas como incapacidade intelectual,
distúrbios de personalidade, convulsões epiléticas e sintomas neurológicos (CLARKSON,
2002; WHO, 2003; CLIFTON, 2007; EKINO et al., 2007).
Todos estes sintomas estão relacionados com dano difuso a todas as áreas do cérebro,
ao contrário das lesões ao cérebro adulto. Microcefalia também foi observada. Há indicações
de que todos os processos mais básicos no desenvolvimento cerebral, como divisão celular e
migração neuronal, podem ser afetados. Há uma relação dose-resposta à exposição do cérebro
em desenvolvimento ao MeHg (CLARKSON, 2002).
Atualmente, alguns estudos sugerem que exposição persistente a baixas doses de
vários contaminantes tóxicos ambientais, incluindo Hg, através da dieta materna durante a
gestação, durante um período critico do desenvolvimento neural, entre crianças geneticamente
susceptíveis, pode aumentar o risco de desordens do desenvolvimento, como o autismo
(PALMER, BLANCHARD & WOOD, 2008; DETH et al., 2008), mas não há unanimidade
sobre isso (MUTTER et al., 2005; ZAHIR et al., 2005; LEWANDOWSKI, 2006; PALMER,
2006). O cloreto de Hg(II) é um forte inibidor da tiróide peroxidase e a hipotiroxinemia
maternal e inibição das deiodinases fetais, causadas pelo efeito desse poluente, juntamente
com outros fatores de predisposição, podem levar ao autismo (ROMÁN, 2007). Por esse
8
mecanismo, o MeHg não é um risco para a ocorrência do autismo, uma vez que não é um
agente anti-tireoidiano. Alguns estudos não encontraram relação significativa entre exposição
a baixas doses de MeHg proveniente do consumo de peixe e atrasos na marcha e fala em
crianças (AXTELL et al., 1998; WILLIAMS et al., 2008).
Neonatais podem ser contaminados através do leite materno, causando prejuízos na
linguagem (fala tardia) e memória, déficit de atenção, autismo e marcha tardia (ZAHIR et al.,
2005). Consumo de peixe durante a gravidez e concentração de Hg no cordão umbilical,
mostram correlação significativa com atrasos no desenvolvimento neurocognitivo e
psicomotor em crianças com até 1 ano (JEDRYCHOWSKI et al., 2007; PERERA, et al.,
2006).
Outros Efeitos
O sintoma mais comum da inalação de Hg metálico é um tipo de febre de vapor de
metal (gosto metálico na boca, febre, calafrios e dispnéia), náusea, vômito, diarréia e tosse
junto com tensão no peito. Exposição a altas concentrações ao vapor de Hg pode causar
toxicidade ao sistema renal (necrose tubular e falência renal agudas) e pulmonar (bronquite
aguda necrotizante com subseqüente progressão a comprometimento respiratório completo e
morte). Baixas concentrações de Hg também podem induzir aumento no estresse oxidativo,
gengivite, estomatite, diminuição na fertilidade feminina e masculina e intensificação da
resposta auto-imune (ZAHIR et al., 2005; CLIFTON, 2007).
Sugere-se que a contaminação por Hg pode diminuir o efeito cardioprotetivo do
consumo de peixe devido a um aparente efeito antagônico entre ácidos graxos n-3 e o
desenvolvimento da homeostase cardiovascular em crianças nascidas abaixo do peso, que
apresentam pressão sanguínea sistólica e diastólica aumentada com o aumento da
concentração de Hg no cordão umbilical (ZAHIR et al., 2005). Ainda foram encontradas
correlações significativas entre doença cardiovascular e progresso acelerado de aterosclerose
da carótida, e o consumo de peixe e níveis de Hg em urina e cabelo em populações
finlandesas (CLARKSON, 2002; STERN, 2005; VIRTANEN, et al., 2007).
9
2
2
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5
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A interação Hg-Se não é ainda inteiramente entendida, a ponto de oferecer
fundamentos concretos para uma efetiva proteção anti-tóxica do Se em relação ao Hg
(CUVIN-ARALAR & FURNESS, 1991; GOYER, 1997). O Se é integrante da glutationa
peroxidase, enzima que junto com a catalase, superóxido dismutase e vitamina E, dão
proteção celular contra danos oxidativos, inclusive os provocados pelo Hg (GOYER, 1997).
Possíveis mecanismos explicariam em parte a ação protetora do Se: (a) formação de
complexos de Hg-Se inativos; (b) redistribuição do Hg no organismo (de órgãos mais
sensíveis para outros de menor sensibilidade); (c) competição entre Hg e Se por sítios de
ligação (alguns receptores localizados em tecidos); (d) conversão de compostos tóxicos de Hg
em outros de menor toxidez (demetilação do metilmercúrio); (e) diminuição do efeito
inibitório do metilmercúrio sobre a atividade da glutationa peroxidase; e, (f) por prevenção de
danos causados por radicais livres gerados pelo Hg na membrana celular (CUVIN-ARALAR
& FURNESS, 1991; GOYER, 1997).
A complexação Hg-Se e a redistribuição do Hg são considerados os mais importantes
entre os mecanismos apontados anteriormente. A formação de um complexo de Hg-Se-
proteína poderia explicar a relação 1:1 encontrada entre o Hg e Se, em fígado de mamíferos
marinhos, com decréscimo correspondente na toxicidade relativa ao Hg. Isto seria decorrente
do fato de o complexo Hg-Se ligado à proteína ser muito menos tóxico que o metilmercúrio.
A absorção do Hg não é diminuída pela presença de Se, tampouco este último aumenta a
eliminação do primeiro. O que há é uma redistribuição do Hg para tecidos menos sensíveis
(ex.: músculo), conferindo um certo grau de proteção (PEAKALL & BURGER, 2003).
Nenhuma correlação que fosse significativa entre o Hg e o Se muscular de peixes,
crustáceos e moluscos foi encontrada (PLESI, BERTELLI & MONZANI, 2001;
BARGHIGIANI et al.,1991), que pudesse ajudar no entendimento da interação entre estes
elementos. Uma maior concentração de Hg (P<0,05) foi encontrada em peixes
comparativamente a crustáceos e moluscos; por outro lado, não houve diferença (P>0,05) em
relação ao Se para os três tipos de pescado (PLESI, BERTELLI & MONZANI, 2001).
Como na maioria do pescado marinho o Se muscular está estequiometricamente em
excesso em relação ao Hg, tem sido cogitado que o consumo de peixes, crustáceos e moluscos
não expõe o consumidor aos efeitos tóxicos do Hg. A elucidação da interação entre Hg e Se é
10
necessária para melhor entendimento da ação protetora do Se na exposição do consumidor ao
Hg (RUITER, 1995).
2
2
.
.
1
1
.
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6
6
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No Brasil e também em vários países, o limite máximo de Hg em pescado predador é
de 1,0 g/g, e 0,5 g/g para peixes não-predadores (KNOWLES, FARRINGTON & KESTIN,
2003; BRASIL, 1998). Outros países, como o Canadá, estabelecem o limite de 0,5 g/g para
qualquer pescado, incluindo os predadores (FORSYTH et al., 2004). Foi constatado que 46,4
% dos cações tinham concentrações de Hg superiores a 1 g/g, e 73,9 % acima de 0,5 g/g
(TENUTA-FILHO & NASCIMENTO, 2007). Apesar de a legislação brasileira impedir, o
cação é comercializado sem fiscalização quanto ao conteúdo de Hg, não cumprindo sua
finalidade de proteção à saúde do consumidor.
As Tabelas 1 e 2 apresentam as concentrações de Hg e MeHg relatadas na literatura
consultada, em músculo de cações capturados na costa brasileira ou adquiridos no comércio
de São Paulo/SP, Brasil (Tabela 1), e provenientes de outras localidades do mundo (Tabela 2).
Várias espécies de cação da costa brasileira ou comercializados em São Paulo/SP (P.
glauca, C. signatus, S. magalops, S. mitisukuri, Sphyrna sp., Odontapsis sp. e machote)
apresentaram concentrações de Hg acima dos limites estabelecidos na legislação (1 g/g).
Dentre os estudos consultados, nenhum apresentou concentrações de MeHg (Tabela 1).
Entre outras localidades, exceto o Brasil, observou-se que todas as concentrações
médias de Hg total relatadas para os cações Carcharhinus obscurus (“Dusky shark”),
Halaeulurus bivius (“Narrowmouth catshark”), Scyliorhinus canícula (“Small-spotted
catshark”) e Sphyrna zyaena (“Smooth hammerhead”) encontraram-se acima de 1 g/g.
Dentre os resultados apresentados, 30 das 62 concentrações médias de Hg total apresentaram-
se acima desse limite (Tabela 2).
Em alguns desses estudos, o MeHg foi quantificado, sendo cerca de 86 ± 8 % da
quantidade de Hg total, podendo, em muitos casos, chegar a 100 % (BRANCO et al., 2007;
STORELLI, BUSCO & MARCOTRIGIANO, 2005; FORSYTH et al., 2004; STORELLI et
al., 2003; STORELLI, STUFFLER & MARCOTRIGIANO, 2002; STORELLI, STUFFLER
& MARCOTRIGIANO, 2001; VLIEG, MURRAY & BODY, 1993).
11
A maioria dos autores encontraram correlação positiva significativa entre a
concentração de Hg total e/ou MeHg com o comprimento ou peso dos peixes (BRANCO et
al., 2007; MÁRSICO et al., 2007; STORELLI, BUSCO & MARCOTRIGIANO, 2005;
PINHO et al., 2002; STORELLI, STUFFLER & MARCOTRIGIANO, 2002; LACERDA et.
al., 2000; TUROCZY et al., 2000; NOGEIRA, ORDÓÑEZ & MARTÍNEZ, 1998; VLIEG,
MURRAY & BODY, 1993; CASADEI e RODRIGUES, 1986; WATLING et al., 1982;
HALL, TEENY & GAUGLITZ, 1977; MENASVETA & SIRIYONG, 1977). Essa correlação
pode ter uso prático.
Tabela 1 – Concentrações de mercúrio total em músculo de cações da costa brasileira e do
comércio de São Paulo/SP
Espécie n Hg total (µg/g) Local Referência
Prionace glauca
Isurus oxyrhinchus
Sphyrna zugaena
30
4
5
0,40 ± 0,29 (0,01 a 1,15)
0,38 ± 0,25 (0,12 a 0,69)
0,44 ± 0,30 (0,02 a 0,70)
Costa do sul do Brasil
MÁRSICO et
al. (2007)
Carcharhinus signatus 38 1,74 (0,33 a 3,48)
Sudoeste do Oceano
Atlântico Equatorial
FERREIRA
et al. (2004)
Mustelus norrisi
Mustelus canis
Carcharhinus signatus
Squalus megalops
Squalus mitsukurii
13
79
6
21
33
0,36 ± 0,28
0,41 ± 0,35
1,77 ± 0,56
1,90 ± 0,58
2,22 ± 0,72
Costa do Brasil (alto-mar)
PINHO et al.
(2002)
Rhizoprionodon lalandii
Rhizoprionodon porosus
Mustelus higmani
45
23
12
0,075 (0,022 a 0,280)*
0,042 (0,008 a 0,091)*
0,055 (0,013 a 0,163)*
Sudeste do Brasil
LACERDA et
al. (2000)
Squantia argentina (Anjo **)
Prionace glauca (Azul **)
Sphyrna sp (Cambeva **)
Odontaspis sp (Caçoa **)
Machote **
Anequim **
6
5
6
5
3
1
0,33 ± 0,39 (0,04 a 0,95)
0,73 ± 0,41 (0,28 a 1,17)
2,45 ± 1,36 (1,04 a 4,71)
1,89 ± 0,92 (0,99 a 3,12)
1,35 ± 0,89 (0,50 a 2,27)
0,51
Comércio do sudeste de
São Paulo/SP
MORALES-
AIZPURÚA
et al. (1999)
Prionace glauca 15 0,79 ± 0,34 (0,21 a 1,50)
Comércio do sudeste de
São Paulo/SP
CHICOUREL
et al. (1995)
* Média ± Desvio Padrão, calculados em matéria úmida; * Base seca; ** Denominações comuns.
12
Tabela 2 – Concentrações de mercúrio total e metilmercúrio em cações de vários locais,
exceto Brasil.
Espécie n Hg total
(µg/g)
MeHg
(µg/g)
MeHg/
Hg (%)
Local Referência
Prionace glauca
“Blue shark”
37 0,22 a 1,30 0,18 a 1,20 84 ± 17 Oceano
Atlântico
(Açores)
BRANCO et al.
(2007)
Prionace glauca
“Blue shark”
27 0,68 a 2,50 0,65 a 1,95 96 ± 3 Oceano
Atlântico
(linha do
equador)
BRANCO et al.
(2007)
Scyliorhinus canicula
“small spotted shark”
12 1,10 ± 0,62
(0,26 a 2,06)
1,01 ± 0,58
(0,23 a 1,99)
78 a 100 Mar Adriático
STORELLI,
BUSCO &
MARCOTRI-
GIANO (2005)
Cações * 13
1,26
(0,09 a 2,73)
- - Comércio do
Canadá
DABEKA et al.
(2004)
Cações * 12 1,36 ± 0,70
(0,39 a 2,73)
0,85 ± 0,40
(0,28 a 1,54)
65 ± 14 Comércio do
Canadá
FORSYTH et
al. (2004)
Cações * 5
1,40
(1,01 a 2,20)
- - Comércio do
Reino Unido
KNOWLES,
FARRINGTON
& KESTIN
(2003)
Galeorhinus australis
“School Shark”
Squalus acanthias
“Spikey dogfish”
25
11
2,31
(0,28 a 4,60)
0,61
(0,30 a 1,12)
-
-
-
-
Comércio da
Nova Zelândia
LOVE RUSH
& McGRATH
(2003)
Sphyrna zygaena
“hammerhead shark”
4 12,2 ± 4,6
(8,55 a 21,07)
14,0 ± 4,4
(7,45 a 19,57)
86,8 Mar Jônico STORELLI et
al. (2003)
13
Tabela 2 – Continuação
Espécie n Hg total
(µg/g)
MeHg
(µg/g)
MeHg/Hg
(%)
Local Referência
Galeus melastomus
“Blackmouth dogfish”
Scyliorhinus canicula
“small spotted shark”
Dalatias licha
“Kitefin shark”
C. granulosus
“Gulper shark”
Squalus blainvillei
“Longnose spurdog”
Etmopterus spinax
“Velvet belly”
Heptranchias perlo
“Sharpnose sevengill”
Mustelus mustelus
“Smoothhound”
Sphyrna zygaena
“hammerhead shark”
819
.
70
. .
3
.
25
.
20
.2
120
.
8
. .2
15
. .2
1
.
1,66 ± 0,89
(0,25 a 5,47)
1,49 ± 0,61
(0,79 a 2,56)
4,38 ± 1,07
(3,58 a 6,00)
9,7 ± 0,7
(8,75 a 10,51)
4,53 ± 1,19
(3,90 a 7,44)
0,63 ± 0,29
(0,17 a 1,07)
1,27 ± 1,70
(1,13 a 1,41)
0,31 ± 0,06
(0,23 a 0,37)
18,29
. .
1,35 ± 0,61
(0,23 a 4,32)
1,23 ± 0,49
(0,68 a 2,00)
3,81 ± 0,69
(3,24 a 5,00)
9,09 ± 0,83
(7,90 a 10,0)
4,05 ± 1,29
(3,22 a 7,24)
0,58 ± 0,26
(0,17 a 0,97)
1,20 ± 0,17
(1,00 a 1,41)
0,23 ± 0,05
(0,18 a 0,28)
16,06
. .
84 ± 11
(57 a 100)
83 ± 5
(77 a 90)
88 ± 0,1
(78 a 95)
93 ± 3
(89 a 97)
92 ± 8
(81 a 98)
91 ± 5
(86 a 100)
91 ± 5
(86 a 100)
75 ± 0,1
(69 a 80)
88
. .
Mar
Jônico,
Adriático
e Egeu
STORELLI,
STUFFLER &
MARCOTRI-
GIANO (2002)
Squalus acanthias
“Piked dogfish”
Prionace glauca
“Blue shark”
15
.
17
.
6,5 ± 2,2
(3,90 a 10,44)
0,38 ± 0,19
(0,20 a 0,89).
6,1 ± 2,3
(3,22 a 10,24)
0,35 ± 0,13
(0,20 a 0,79).
92 ± 8
(81 a 98)
92 ± 7
(89 a 100)
Mar
Adriático
STORELLI,
STUFFLER &
MARCOTRI-
GIANO (2001)
D. dalcea
“Dog shark”
C. crepidator
“Dog shark”
C. owstonii
“Dog shark”
18
.
10
.
11
.
1,44 ± 0,46
.
0,86 ± 0,48
.
2,38 ± 0,22
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
Sudeste
da
Austrália
TUROCZY et al.
(2000)
Rhizoprionodon
terraenovae
21
0,74
(0,27 a 1,6)
- - Veracruz,
México
NOGEIRA,
ORDÓÑEZ &
MARTÍNEZ
(1998)
Galeus melastomus
“Blackmouth dogfish”
- 0,14 a 3,39 - - Mar
Adriático
STORELLI,
STUFFLER &
MARCOTRI-
GIANO (1998)
14
Tabela 2 – Continuação
Espécie n Hg total
(µg/g)
MeHg
(µg/g)
MeHg/
Hg (%)
Local Referência
P. squalo
0
0
Lamna nasus
“Smeriglio”
Alopias vulpinus
“Volpe”
Squalus acanthias
“Spinarolo”
Polombo 0 0
0
Gattucio 0 0
0
Notidano 0
6
0
2
0
3
0
49
0
290
0
2
0
1
2,3 ± 2,9
(0,49 a 8,00)
1,4 ± 0,2
(1,23 a 1,54)
0,44 ± 0,45
(0,15 a 0,97)
0,34 ± 0,24
(0,09 a 1,25)
0,29 ± 0,28
(0,05 a 4,02)
0,22 ± 0,07
(0,17 a 0,27)
0,18
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
Al_ria e
Marche,
Itália
HAQUET, GALARINI &
ROSCINI (1996)
Mustelus schimitii
Galeorhinus viaminicus
-
-
0,45 ± 0,30
0,34 ± 0,17
-
-
-
-
Buenos
Aires,
Argentina
SCARPINI, ANDRADE &
MARCOVECCHIO (1993)
apud LACERDA et AL.
(2000)
Isurus oxyrinchus
“Shortfin Mako shark”
Lamna nasus –
“Porbeagle shark”
-
.
-
.
1,58
..
0,68
. .
1,18
0 .
0,55
.
74,7
.
80,9
. .
Nova
Zelândia
VLIEG, MURRAY & BODY
(1993)
Mustelus schmitii
0 0
0
Halaeulurus bivius 0
0 0
Notorhynchus sp
570
.
73
.
14
0,77 ± 0,36
(0,03 a 3,26)
2,20 ± 0,58
(0,89 a 3,04)
2,99 ± 0,48
(0,95 a 3,43)
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
Baía
Branca,
Argentina
MARCOVECCHIO,
MORENO & PÉREZ (1991)
Squantia argentina
Mustelus schmitii
Halaeulurus bivius
-
-
-
0,48 ± 0,23
0,89 ± 0,29
2,51 ± 0,30
-
-
-
-
-
-
Baía
Branca,
Argentina
MARCOVECCHIO,
MORENO & PÉREZ (1988)
Mustelus schmitii - 0,85 ± 0,42 - - Baía
Branca,
Argentina
MARCOVECCHIO AL AL.
(1986)
15
Tabela 2 – Continuação
Espécie n Hg total
(µg/g)
MeHg
(µg/g)
MeHg/H
g (%)
Local Referência
Galeocerdo cuvieri
.
Carcharhinus
maculipennis
Cacharhinus
brevipennis
Sphyrna lewini
0
.
Mustelus punctatus .
Rhizoprionodon acutus
Carcharhinus milberti
Carcharhinus limbatus
.
Carcharhinus obscurus
.
Sphyrna makorran
Rhynchobatus
dseddewsis 0
3
0
2
00
5 0
0
4
00
1
1
1
6
0
3
.
1
2
0
1,41 ± 0,55
(0,78 a 1,76)
1,19 ± 0,23
(1,02 a 1,35)
1,43 ± 0,74
(0,73 a 2,59)
0,84 ± 0,64
(0,37 a 1,78)
0,51
1,48
0,69
0,75 ± 0,40
(0,37 a 1,29)
1,08 ± 0,46
(0,69 a 1,58)
0,60
0,45 ± 0,14
(0,35 a 0,55)
-
.
-
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-
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-
-
-
-
.
-
.
-
-
.
Canal de
Moçambique
CASADEI &
RODRIGUES (1986)
Isurus oxyrhinchus
“Mako shark”
Carcharhinus obscurus
“Dusty shark”
Carcharodon carcharias
“Great white shark”
26
.
32
.
14
.
2,6
.
2,74 ± 1,38
.
2,3
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
-
.
Costa de
Natal,
África do Sul
WATLING et al.
(1982)
Squalus acanthias
“Spiny dogfish”
127
0,92
(0,43 a 2,58)
- - Washington,
EUA
HALL, TEENY &
GAUGLITZ
(1977)
Isurus guntheii
“Great blue shark”
Bulamia ftallamzami
“Black tip shark”
Sphyrna tades
“Hammerhead shark”
Alopius sp.
“Longtail shark”
4
. 0
4
.
3
. 0
1
0,21 ± 0,19
(0,06 a 0,45)
0,31 ± 0,22
(0,14 a 0,41)
0,23 ± 0,21
(0,07 a 0,48)
0,22
.
-
.
-
.
-
.
-
-
.
-
.
-
.
-
Mar de
Andaman,
Índia
MENASVETA &
SIRIYONG, 1977
* Espécies sem identificação zoológica
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Em 2000, foi estabelecida a Ingestão Semanal Tolerável Provisional (ISTP) para
MeHg, de 3,3 g/Kg de peso corpóreo, não devendo ultrapassar 200 g por pessoa
(FAO/WHO, 2000). Incluía o consumo de Hg por mulheres grávidas e que amamentavam.
Em 2003, esse limite foi revisado visando a proteção desse grupo mais susceptível e a ISTP
então reduzida para 1,6 g/Kg (FAO/WHO, 2003). Em 2006, foi confirmada a essa redução,
mas apontou-se que outras faixas etárias, que não embrionária ou fetal, podem ser menos
sensíveis aos efeitos adversos do MeHg, considerando que a ingestão de até dobro da ISTP de
1,6 g/Kg não expõe a riscos de neurotoxicidade. No entanto, recomendou-se que mulheres
em idade de concepção não excedam o limite recomendado. Também se relatou que para
crianças e adolescentes (até 17 anos) que, apesar de certamente não serem mais susceptíveis
que embriões ou fetos, podem ser mais sensíveis que adultos, pois o desenvolvimento cerebral
continua significativamente ainda nessa faixa etária, portanto, a esse grupo recomenda-se não
ultrapassar essa ISTP (FAO/WHO, 2006).
A ISTP recomendada para Hg total é de 300 g por pessoa, não mais que 200 g
como MeHg, ou 5 g/Kg de peso corpóreo (FAO/WHO, 2000). O limite estabelecido para
MeHg é igual a 32 % desse valor. Sugere-se então que para o consumo de peixes predadores,
já que podem conter concentrações relativas de MeHg de até 100 % do Hg total, o ISTP de
Hg total possa ser considerado igual ao do MeHg, ou seja, 1,6 g/Kg de peso corpóreo de Hg
total ingeridos semanalmente. A Organização Mundial da Saúde já relatou o reconhecimento
da necessidade de a ISTP para o Hg total ser reavaliada (FAO,WHO, 2003), como aconteceu
para o MeHg. Contudo, a mudança nos níveis estabelecidos para MeHg não reduz a exposição
da população e deve-se prover métodos efetivos para reduzir o número de indivíduos o
consomem acima da ISTP, especialmente em populações às quais esse risco se apresenta com
maior intensidade.
A Com base na IPTS para MeHg, e considerando o pescado predador cuja proporção
de MeHg pode chegar a 100% do Hg total, para uma pessoa com 70 Kg, seria tolerável a
ingestão semanal de 112 g de MeHg (ou Hg total no caso de peixes predadores), ou seja,
aproximadamente 224 g de um peixe com 0,5 gHg/g, 112 g de um peixe contendo 1 gHg/g,
56 g de um peixe com 2 gHg/g, ou 37,3 g de um peixe contendo 3 gHg/g.
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O arsênio (As), distribuído na crosta terrestre, ocupa o 20º lugar em abundância
natural, 14º em água marinha e 12º no corpo humano. Está contido em mais de 245 minerais,
sendo a forma mais comum a arsenopirita. Apesar de sua maior incidência ser de fonte
geológica, muitas vezes vulcânica, a atividade humana também é causa de poluição por
arsênio (SHARMA & SOHN, 2009; PESHUT, MORRISON & BROOKS, 2008; FOWLER et
al., 2007; STORELLI & MARCOTRIGIANO, 2004). Concentrações elevadas desse mineral
no solo ocorrem somente em áreas localizadas, mas regiões industriais causam preocupação
ambiental (BHATTACHARYA et al., 2007).
O As é mais largamente utilizado em pesticidas, herbicidas, dessecantes de algodão e
conservantes de madeira. Mas o uso de compostos arsenicais em agricultura vem
gradualmente diminuindo desde a década de 60, devido ao maior entendimento de sua
toxicidade e a consciência concernente à segurança dos alimentos e contaminação ambiental
(BHATTACHARYA et al., 2007). É usado também na manufatura de vidro, na fabricação na
semicondutores, fotocélulas e em pesquisa espacial. O As elementar é usado como aditivo na
produção de ligas metálicas, para aumentar a dureza e resistência ao calor. Suas formas
inorgânicas são principalmente geradas na mineração, como subproduto da fundição de minas
de cobre, zinco, chumbo ou ouro e na queima de combustível fóssil (DENOBILE, 2007;
FOWLER et al., 2007; SLOTH, JULSHAMN & LUNDEBYE, 2005; PESHUT, MORRISON
& BROOKS, 2008).
Os compostos arsenicais são conhecidos como agentes terapêuticos desde 400 a.c. A
partir do século XIX, uma solução de arsenito de potássio, conhecida como solução de
Fowler, foi usada no tratamento de leucemia, psoríase e asma bronquial crônica. Com base em
estudos epidemiológicos, essa solução, já banida em muitos países, está associada ao
desenvolvimento de câncer (HUGHES, 2002; FOWLER et al., 2007). Compostos de arsênio
orgânico têm sido extensivamente usados no tratamento de doenças causadas por protozoários
e espiroquetas. O trióxido de arsênio foi reportado para o tratamento de leucemia
promielocítica aguda (NICOLIS et al., 2009; FOWLER et al., 2007).
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A mobilização do As no solo e subseqüente lixiviação em águas profundas ou de
superfície ou sua entrada na cadeia alimentar humana, devem ser consideradas um sério risco.
Essa mobilização em ecossistemas naturais é predominantemente dirigida por interações
biogeoquímicas mediadas microbiologicamente (BHATTACHARYA et al., 2007).
O arsênio está presente em todos os oceanos em concentrações de 1-2 µg/L
(SHARMA & SOHN, 2009; BORAK & HOSGOOD, 2007; SLOTH, JULSHAMN &
LUNDEBYE, 2005). Essas concentrações são mais constantes em águas mais profundas,
onde predomina o arsenato (As
V
), enquanto em águas superficiais essas concentrações sofrem
variações sazonais (FOWLER et al., 2007; BORAK & HOSGOOD, 2007; STYBLO, et al.,
2000). Redução e metilação ocorrem em zonas fóticas superficiais e os níveis de metilação
estão correlacionados com a atividade fotossintética. Águas superficiais contém, além de As
V
,
pequenas concentrações de arsenito (As
III
), resultante de processos microbiológicos de
detoxificação ou respiração, monometilarsonato (MMA) e dimetilarsinato (DMA) (BORAK
& HOSGOOD, 2007; BHATTACHARYA et al., 2007).
Os animais marinhos ingerem uma pequena quantidade de arsênio inorgânico através
de sua alimentação e o bioacumulam. Através da cadeia trófica, uma seqüência de
transformações metabólicas leva à bioacumulação de compostos arsenicais metilados
complexos em espécies de animais maiores, como a arsenobetaína, considerada o produto
metabólico final no ecossistema marinho. (BORAK & HOSGOOD, 2007; HANAOKA et al.,
1987a; HANAOKA et al., 1987b; DE-GIETER et al., 2002; STORELLI &
MARCOTRIGIANO, 2004).
Essa cadeia de transformações tem a participação fitoplâncton, que capta o As
V
, via
sistema de transporte trans-membrana para captação de fósforo, seguido de rápida
detoxificação por redução e metilação, resultando na formação de arsenoaçúcares, bem como
menores quantidades de DMA, MMA e outra formas metiladas (BORAK & HOSGOOD,
2007; DE-GIETER et al., 2002). Os níveis de As em algas é geralmente cerca de 1000 a
10000 vezes maior que a encontrada na água marinha (BORAK & HOSGOOD, 2007).
19
A arsenobetaína, forma trimetilada do As
V
, é o composto arsenical predominante em
animais marinhos, principalmente em peixes do topo da cadeia trófica, como o cação, comuns
na alimentação humana (SHARMA & SOHN, 2009; BORAK & HOSGOOD, 2007; CAVA-
MONTESINOS et al., 2005; SLOTH, JULSHAMN & LUNDEBYE, 2005; FOWLER et al.,
2007; DE-GIETER et al., 2002; HANAOKA et al., 1987a; HANAOKA et al., 1987b). A
arsenobetaína não é sintetizada diretamente do As
V
, mas provavelmente os arsenoaçúcares
liberados na água e sedimentos, pela morte e decomposição de algas, são transformados por
microorganismos ou por alguns animais marinhos em arsenobetaína ou seus precursores, os
quais são então ingeridos por outros animais marinhos (BORAK & HOSGOOD, 2007).
Outras formas orgânicas e inorgânicas do arsênio, além da arsenobetaína, são
encontradas em peixes e animais marinhos comuns na dieta humana. A proporção do arsênio
inorgânico nesses alimentos é geralmente muito baixa, menor que 1-4% do As total. Os
compostos metilados (MMA e DMA) e o óxido de trimetilarsina (TMAO), bem como
compostos orgânicos mais complexos, como arsenocolina e arsenoaçúcares, também estão
presentes em alimentos marinhos, em menores quantidades (BORAK & HOSGOOD, 2007).
O TMAO é formado por metilação por bactérias da flora intestinal dos peixes e também como
produto secundário da degradação microbiológica post-mortem da arsenobetaína contida em
animais marinhos, com subseqüente decomposição a DMA, MMA e finalmente às formas
inorgânicas (BORAK & HOSGOOD, 2007; DEVESA et al., 2005; HANAOKA et al., 1993;
HANAOKA et al., 1992; KAISE et al., 1987).
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O metabolismo do arsênio é de grande importância para o desencadeamento de seus
efeitos tóxicos. Muitas espécies mamíferas metilam o arsênio inorgânico. Esse processo dá-se
por ciclos de redução e metilação (Figura 1), iniciando-se pela redução do As
V
a As
III
, na
presença de um tiol como a glutationa, seguida de metilação enzimática oxidativa a formas
orgânicas pentavalentes (MMA
V
, DMA
V
e TMAO). O metabólito predominante do arsênio
inorgânico, o DMA, é rapidamente excretado pela maioria dos mamíferos. O TMAO é o
produto final desse processo, mas é encontrado em concentrações muito pequenas na urina
(HUGHES, 2002; FOWLER et al., 2007; STYBLO, et al., 2000). O MMA
III
e o DMA
III
,
antes considerados produtos intermediários do metabolismo do arsênio, já foram identificados
20
na urina de humanos expostos cronicamente ao arsênio através da ingestão de água
(APOSHIAN et al., 2000; DEL-RAZO et al., 2001).
Figura 1 – Redução e metilação do arsênio inorgânico
Fonte: PETRICK et al., 2000.
Geralmente as espécies inorgânicas do arsênio são mais tóxicas que as formas
orgânicas presentes em organismos vivos, inclusive humanos, e por isso, a metilação foi
considerada a principal via de detoxificação do arsênio inorgânico. Entretanto, estudos
recentes demonstraram que o DMA
III
e principalmente o MMA
III
, são mais citotóxicos e
genotóxicos que seus análogos pentavalentes e que o As
V
, por apresentarem maior reatividade
e afinidade por tióis, sugerindo que a metilação não é somente um mecanismo de
detoxificação, mas que os arsênicos metilados trivalentes são tão biologicamente ativos
quanto o As
III
(SHARMA & SOHN, 2009; HUGHES, 2002; STYBLO, et al., 2000,
PETRICK et al., 2000). Outro estudo apresentou que o dimetilmonotioarsênio (DMMTA) é
muito mais tóxico que outros compostos arsenicais pentavalentes não-tiolados
(NARANMANDURA, IBATA & SUZUKI, 2007; RAAB et al., 2007; RAML et al., 2007).
Propõe-se a seguinte ordem de toxicidade em vários tipos de células humanas: MMA
III
> As
III
21
= DMA
III
> As
V
> MMA
III
=/> DMA
V
(SHARMA & SOHN, 2009; STYBLO, et al., 2000,
PETRICK et al., 2000).
O mecanismo da toxicidade do arsenato, As
V
, está baseado na sua capacidade de
substituir o fosfato em muitas reações bioquímicas, devido à estrutura e propriedades
similares, resultando na inibição de enzimas, diminuição na produção de ATP, etc. Mas a
maior parte de seus efeitos tóxicos deve-se à sua redução a arsenito, As
III
, que tem alta
afinidade por moléculas contendo tióis, como glutationa e cisteína. Essas ligações a grupos
tióis ou sulfidrilas vicinais críticos, como grupos funcionais específicos de enzimas ou
receptores de coenzimas, podem inibir importantes processos bioquímicos, levando à
toxicidade. Por outro lado, a ligação do As
III
a locais não-essenciais em proteínas, pode ser
um mecanismo de detoxificação (HUGHES, 2002; STYBLO, et al., 2000). Ao causar estresse
oxidativo por meio da inibição da respiração mitocondrial e depleção de ATP, o MMA
III
e o
DMA
III
geram espécies de oxigênio reativo altamente tóxicas, que exercem importante papel
na morte celular via apoptose ou necrose, e na carcinogenicidade via dano ao DNA celular
(FOWLER et al., 2007).
É difícil propor um mecanismo de ação do arsênio no desenvolvimento do câncer por
muitas razões. Algumas delas incluem vários resultados negativos em bioensaios de
carcinogenicidade em animais padrão; a falta de evidência de que o arsênio é um mutagênico
pontual; os efeitos carcinogênicos e promotores do DMA
V
; os efeitos tóxicos das formas
trivalentes metiladas; e os inúmeros efeitos do arsênio na sinalização celular. Entretanto,
alguns mecanismos são propostos. Sugere-se que o arsênio não interage diretamente com o
DNA, mas ocorre através da alteração indireta da expressão gênica, bem como através da
perturbação do mecanismo de metilação do DNA e interferência nas vias de transdução de
sinal. A inibição do processo de reparo do DNA pode contribuir como um papel co-
carcinogênico do arsênio. Devido à sua interação com genes-alvo ser indireta e influenciada
pelo ambiente celular, o efeito carcinogênico do arsênio deve ser expresso quando esgotarem-
se os mecanismos protetores e adaptativos (SCHOEN et al., 2004; HUGHES, 2002; BASU et
al., 2001).
A toxicidade aguda do arsênio está relacionada à forma química e ao estado de
oxidação. A toxicidade do As
III
é quase três vezes maior que a do As
V
, em animais e em
células humanas, sendo sua dose letal de 1-3 mg/Kg de peso corpóreo, para exposição
humana via oral (SHARMA & SOHN, 2009; FOWLER et al., 2007; HUGHES, 2002;
22
STYBLO, et al., 2000). A intoxicação aguda ou sub-aguda envolve muitos órgãos e sistemas,
incluindo dano gastrointestinal, dérmico, nervoso, renal, hepático, hematológico,
cardiovascular, respiratório e oftálmico, podendo chegar a choque, convulsões, coma e morte
(FOWLER et al., 2007; HUGHES, 2002).
Os efeitos crônicos do arsênio inorgânico também afetam sistemas multi-órgãos. Uma
característica distinta dessa exposição são as lesões cutâneas, caracterizadas por
hiperpigmentação, hiperqueratose palmoplantar e hipopigmentação, edema facial e
descamação (FOWLER et al., 2007; HUGHES, 2002). Em Taiwan, a doença do pé-preto, um
distúrbio vaso-oclusivo que leva à gangrena das extremidades, foi observada em indivíduos
cronicamente expostos ao arsênio através da ingestão de água (TSENG, 2002). Outros efeitos
cardiovasculares incluem anormalidades eletromiográficas, doenças arteriais periféricas,
coronarianas e cerebrais, aterosclerose da carótida, hipertensão e microcirculação anormal.
Efeitos não cardiovasculares observados foram neuropatia periférica, encefalopatia,
hematomegalia, anemias, cirrose, heme-metabolismo alterado, depressão da medula óssea,
diabetes mellitus e distúrbios renais, como degeneração do túbulo proximal e necrose papilar
e cortical (TSENG, 2004; FOWLER et al., 2007; HUGHES, 2002; MUÑOZ et al., 2000).
Baseadas em estudos epidemiológicos, a Agência Internacional de Pesquisa em
Câncer (IARC, 1987 apud HUGHES, 2002; IARC, 1980 apud HUGHES, 2002) e a Agência
de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA, 1988 apud HUGHES, 2002), reconhecem o
arsênio inorgânico como carcinogênico humano do grupo 1. Tumores desenvolvidos após
inalação de arsênio são primeiramente observados no pulmão, enquanto após exposição oral
são constatados inicialmente na pele. Contudo, câncer em órgãos internos, como bexiga,
fígado e rins, ocorrem em indivíduos cronicamente expostos à água contaminada (TSENG,
2004; HUGHES, 2002).
Adicionalmente, porque a toxicidade pelo arsênio pode ser modificada pelo estado
nutricional, as respostas tóxicas podem variar significativamente entre populações com dietas
diferentes, particularmente com respeito à ingestão de nutrientes ricos em compostos
doadores de metila (como colina e metionina), selênio e antioxidantes.
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O selênio (Se) ocupa o 147º lugar em toxicidade e sua forma inorgânica, Se
IV
, reage
com a glutationa inserindo-se no ciclo redox, causando estresse oxidativo e apoptose (ROSEN
& LIU, 2009; ROSSMAN & UDDIN, 2004). Mas, em contraste ao arsênio, é um
micronutriente essencial, anticancerígeno, que oferece proteção contra a toxicidade de metais
como mercúrio e arsênio. Em humanos, há mais de 25 selenoproteínas, responsáveis por
regulação redox, antioxidação e detoxificação (HUANG et al., 2009). Estudos envolvendo a
exposição simultânea ao arsênio e selênio, em vários animais, apresentaram uma interação
antagonista entre eles, e muitas pesquisas sugerem que o mesmo aconteça em humanos. Essa
interação pode ocorrer direta ou indiretamente, dependendo as forma química e dose de cada
um (ZENG, UTHUS & COMBS, 2005; ROSSMAN & UDDIN, 2004).
Foi verificado que o selênio aumenta a excreção biliar de arsênio e vice-versa
(GAILER, 2007). Embora esse aumento na secreção biliar de selênio provavelmente seja o
principal mecanismo pelo qual o arsênio interage com o selênio, os seus sais inorgânicos
podem antagonizar-se pela formação de precipitados e pela inibição mútua da formação de
metabólitos metilados (ZENG, UTHUS & COMBS, 2005). Em ratos, essa interação causou
aumento da excreção fecal destes dois metalóides e a formação de um precipitado de
arsenoselenito nos lisossomos renais (GAILER, 2007). Altos níveis de selênio na urina de
habitantes da Bacia de Lanyang, Taiwan, expostos a altas concentrações de arsênio através da
água (HSUEH et al., 2003), e de mulheres grávidas (CHRISTIAN et al., 2006) estão
relacionados com maior excreção urinária de arsênio, com um aumento na % DMA e
diminuição na % de As inorgânico, indicando alteração no metabolismo do arsênio.
HOLMBERG & FERM (1969) observaram que o selenito diminui a teratogenicidade do
As(V) quando os dois compostos são administrados simultaneamente por via intravenosa a
“hamsters” prenhas.
A modulação da expressão de selenoproteínas pela exposição ao arsênio inorgânico
pode destacar o mecanismo molecular para sua toxicidade. HUANG et al. (2009) constataram
que a exposição a essas espécies arsenicais não somente modulam positivamente a expressão
de algumas selenoproteínas antioxidantes (em ratos), como também suprimem a expressão de
24
selenoproteínas do retículo endoplasmático e aumentam o estresse oxidativo. Essa situação
reverte-se pela suplementação de selênio.
Uma primeira indicação de que o antagonismo entre Se e As, e a ocorrência de câncer,
foi fornecida através de um estudo de intervenção alimentar em ratos, que demonstraram que
o As(III) abole a anticarcinogenicidade do Se(IV) (GAILER, 2007). GAILER (2009)
estudaram a formação e a secreção biliar do íon seleno-bis-(S-glutationil)-arsínio “in vivo” e
constataram seu envolvimento na toxicidade crônica e carcinogenicidade do As(III). MENO
et al. (2009) relataram que a exposição ao As(III) leva à redução das concentrações
musculares de selênio e que o MMA
III
altera a expressão de selenoproteínas em um modelo
primário de células humanas de fígado, com base na indução seletiva da tioredoxina redutase
1, numa série de eventos moleculares cumulativos que levam à redução significativa na
habilidade celular de defesa contra estresse oxidativo, que conseqüentemente pode gerar
espécies reativas de oxigênio e mutagênese (ROSSMAN & UDDIN, 2004). Os autores
indicaram a necessidade de estudos posteriores para examinar se essa série de eventos é
também a base para a carcinogenicidade potencial do arsênio em animais modelo.
Estudos epidemiológicos indicam que baixa concentração de selênio em plasma e
sangue está significativamente relacionada à ocorrência de lesões na pele de população
cronicamente exposta ao arsênio através da água (HUANG et al., 2008; CHEN et al., 2009).
A acumulação do arsênio inorgânico, e a inibição da sua metilação, ocorreram em humanos,
devido à exposição crônica a baixos níveis de selênio (HUANG et al.,2008; GAILER, 2007).
Foi sugerido que a suplementação com selênio pode reverter algumas mudanças na expressão
gênica em indivíduos com lesões pré-malignas na pele, presumidamente induzidas por
exposição crônica ao arsênio (KIBRIYA et al., 2007; CHEN et al., 2009). CHEN et al. (2009)
têm um estudo de cinco anos em andamento, que avalia se a suplementação com selênio ou
vitamina E pode prevenir a ocorrência de câncer em pacientes com lesões na pele.
Opostamente, STEPNIK et al. (2009) observaram que o efeito carcinogênico do arsênio não
foi significativamente modulado pelo estado de suplementação com selênio, indicando a
necessidade de estudos que esclareçam a interação entre os dois metalóides. ROSSMAN &
UDDIN (2004) também observaram que o selênio inorgânico não foi fortemente protetor
contra a toxicidade do arsênio, mas suas formas orgânicas protegeram contra a mutagênese
induzida por baixas doses de arsênio.
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A Tabela 3 apresenta concentrações musculares de arsênio total e inorgânico em várias
espécies de cações.
STORELLI, BUSCO & MARCOTRIGIANO (2005) relataram que 92,3 a 99,1% das
concentrações de As total (Tabela 3) em small “spotted shark” (Scyliorhinus canícula),
encontravam-se em formas orgânicas. Também observaram correlação positiva significativa
entre essas concentrações de arsênio total e o peso do peixe, indicando bioacumulação no
músculo similar a que ocorre no caso do Hg. O mesmo foi relatado para a correlação entre a
fração orgânica e o peso do espécime, confirmando que as formas arsenicais orgânicas mais
complexas, como a arsenobetaína, acumulam-se eficientemente no tecido de animais
marinhos e não é facilmente excretado como acontece para humanos e outros mamíferos. Essa
correlação positiva não foi verificada para as formas inorgânicas.
STORELLI & MARCOTRIGIANO (2004) analisaram concentrações de As total em
músculo de 10 espécies de eslamobrânquios (Tabela 3) e relataram que o cação azul, “blue-
shark”, uma espécie essencialmente teutívora, ou seja, que mais de 40% de sua dieta é
composta por lula (ESSINGTON, BEAUDREAU & WIEDENMANN, 2006), apresentou
menores concentrações de arsênio, em comparação com os demais, mas ainda muito acima do
limite legal (1 µg/g). Nenhuma relação entre conteúdo de arsênio no músculo e comprimento
do peixe foi observada para os cações analisados, com exceção do “blackmouth dogfish”.
Esse estudo indica que essa relação pode ser espécie-dependente, ou que o teor de arsênio no
tecido de elasmobrânquios é regulado, e uma excreção ativa ocorre. O metabolismo do
arsênio no fígado de peixes ocorre via metilação do arsênio inorgânico, um processo que
resulta em formas orgânicas mono e dimetiladas, de excreção mais rápida. Assim, pode-se
supor que os elasmobrânquios, particularmente aqueles de maior tamanho, são muitos
eficientes na metilação do arsênio inorgânico e têm maior capacidade de detoxificação
(STORELLI & MARCOTRIGIANO, 2004). DE-GIETER et al. (2002) também não
encontraram correlação significativa entre bioacumulação e tamanho do peixe, o que foi
atribuído à faixa limitada de comprimentos dos peixes estudados, devido à pesca de um
tamanho específico para fins de consumo alimentar. Discutiram que a bioacumulação não é
função somente da exposição ao longo do tempo, mas também do nível de contaminação de
26
sua fonte alimentícia e que mudanças na dieta levam a variações na exposição e taxa de
crescimento, o que poderia causar diluição pelo crescimento.
Tabela 3 – Conteúdo de arsênio em músculo de cações.
Espécie n
As total
(µg/g)
A
As Inorgânico
(µg/g)
B
B/A
(%)
Local Referência
Sem identificação 51
8,3
(2,1 a 33,5)
0,026
(0,001 a 0,19)
0,02 a 1,9
Comércio de
São Paulo
DENOBILE (2007)
Somniosus
microcephalus
Somniosus
pacificus
24
.
14
.
9,82 ± 0,70
.
5,36 ± 0,15
.
-
.
-
.
-
.
-
.
“Cumberland
Sound” (Ártico)
“Prince Willian
Sound” (Ártico)
McMEANS _L _L.
(2007)
Sem identificação 9 0,62 a 9,54 - - Comércio de
São Paulo
ALMEIDA (2005)
Scyliorhinus
canicula
12
7,88 ± 2,92
(4,46 a 14,27)
0,26 ± 0,13
(0,08 a 0,49)
0,9 a 7,7 Mar
Mediterrâneo
STORELLI, BUSCO
& MARCO-
TRIGIANO (2005)
“Blackmouth
dogfish“ .
“Blackmouth
dogfish“ .
“Blackmouth
dogfish“ .
“Blackmouth
dogfish“ .
“Small spotted
shark” .
“Kitefin shark”
. .
“Gulper shark”
. .
“Longnose
spurdog” .
“Velvet belly”
. .
“Smooth hound”
. .
“Blue-shark”
. .
“Sharpnose
sovengill” .
“Ghost shark”
. .
164
.
164
.
273
.
218
.
218
.
4
.
25
.
137
.
120
.
120
.
23
.
8
. .
160
.
7,81 ± 1,83
(5,05 a 10,59)
7,11 ± 2,75
(2,38 a 11,54)
5,57 ± 2,50
(2,53 a 11,76)
13,07± 4,93
(6,80 a 28,18)
13,60 ± 3,57
(9,17 a 20,64)
16,58 ± 4,81
(10,49 a 22,19)
18,92 ± 6,43
(12,21 a 25,02)
12,68 ± 4,79
(4,92 a 20,05)
19,19 ± 1,30
(17,66 a 20,80)
15,40 ± 13,89
(6,46 a 31,39)
7,20 ± 3,05
(3,27 a 11,25)
10,88 ± 2,52
(7,23 a 13,25)
52,41 ± 23,83
(20,71 a 79,27)
-
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-
.
-
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.
-
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-
.
-
.
Mar
Mediterrâneo
STORELLI &
MARCO-TRIGIANO
(2004)
27
Tabela 3 – Continuação
Espécie n
As total
(µg/g)
A
As Inorgânico
(µg/g)
B
B/A
(%)
Local Referência
Sphyrna zygaena 4
18,0 ± 8,6
(15,7 a 20,2)
- - Mar Jônico STORELLI et al.
(2003)
Scyliorhinus canícula 20 21,3 a 64,0 0,046 a 0,60* < 2
Mar do Norte
e Canal Inglês
DE-
GIETER et al.
(2002)
Centroscymnus crepidater
Deania calcea
4
2
~3,9
~5,6
> 1,0
>1,0
-
-
Victoria,
Austrália
ALLINSON,
NISHIKAWA &
LAURENSON
(2002)
Carcharhinus limbatus
Rhizoprionodon acutus
Sphyrna lewini
1286
270
82
0,08 a 16,6
0,1 a 7,9
0,3 a 9,3
-
-
-
-
-
-
Costa da
Ilha de
Bougainville
POWELL &
POWELL (2001)
Centroscymnus crepidater
Centroscymnus owstonii
Deania calcea
10
11
18
17 ± 3
29 ± 5
15 ± 8
-
-
-
-
-
-
Victoria,
Australia
TUROCZY et al.
(2000)
Isurus oxyrinchus
Lamna nasus
10
12
0,44
0,23
-
-
-
-
Nova
Zelândia
VLIEG,
MURRAY &
BODY (1993)
Galeorhinus australis
Mustelus antarcticus
12
12
14 ± 5 (5 a 23)
17 ± 6 (7 a 30)
-
-
-
-
Victoria,
Australia
GLOVER (1979)
Hexanchus griseus
Squalus acanthias
15
17
4,1 (0,4 a 5,9)
2,9 (1,5 a 5,6)
-
-
-
-
Costa Pacífica
do Canadá
LEBLANK &
JACKSON (1973)
* Base úmida; * Arsênio tóxico = arsênio inorgânico + MMA + DMA
STORELLI et al. (2003) e TUROCSY et al. (2000) encontraram altas concentrações
de As total em “hammerhead shark” e “dog shark” (Tabela 3) e as explicam parcialmente pelo
hábito alimentar misto dessas espécies, cuja dieta é mais rica em cefalópodes e crustáceos,
que têm maior capacidade de reter arsênio que peixes (STORELLI et al., 2003; DE-GIETER
et al., 2002). Por outro lado, McMEANS et al. (2007) e DE-GIETER et al (2002) também
encontraram alto conteúdo de arsênio em cações (“Greenland shark”/”pacific sleeper shark” e
“dogfish” (Tabela 3), provavelmente proveniente da dieta, mas como não há evidências da
ocorrência de biomagnificação, essas concentrações se justificam por variações regionais na
biodisponibilidade, causadas por diferenças geográficas, sazonais ou ambientais.
28
POWELL & POWELL (2001) ao avaliarem a variação temporal do arsênio em uma
área contaminada com resíduos de mineração na costa de Papua Nova Guiné, não
encontraram evidência de biomagnificação ao longo de um período de 10 anos em
“hammerhead shark”.
DE-GIETER et al. (2002) apresentaram relação linear significativa entre o arsênio
total e tóxico (inorgânico + MMA + DMA) quando somadas as concentrações no fígado e no
músculo de “dogfish”. Apontaram também que a fração tóxica do arsênio é constante para
uma mesma espécie, sugerindo que, para cada espécie, a partir de certa concentração, próxima
de 1% do arsênio total no caso do “dogfish”, um sistema de detoxificação é iniciado.
TUZEN (2009) relatou concentração de arsênio em várias espécies de peixes do Mar
Negro, Turquia, variando de 0,11 mg/Kg em salmonete (Mullus barbatus) a 0,32 mg/Kg em
“mackerel” (Scomber scombrus). TOPPE et al. (2007) analisando várias espécies de peixes da
Noruega, apresentaram concentrações de arsênio em peixes “gordos” (“blue fish”), com
média de 2,0 ± 1,1 mg/Kg (base seca desengordurada), com valor máximo de 3,8 mg/Kg em
“big herring” (Clupea harengus), contra o teor médio de 0,3 ± 0,3 mg/Kg em peixes
“magros”. JUREŠA & BLANUŠA (2003) encontraram concentrações de arsênio mais altas
em “hake” (Merluccius merluccius), 23,3 ± 3,6 mg/Kg, semelhantes às apresentadas para
cações (Tabela 3). Os mesmos autores relataram concentrações mais baixas em “mackerel”,
0,56 ± 0,11 mg/Kg.
USYDUS et al. (2008) estudaram peixes enlatados disponíveis no mercado polonês e
encontraram arsênio total mínimo de 0,47 ± 0,12 mg/Kg em “paprykars” (peixe com arroz) e
máximo de 1,93 ± 0,85 mg/Kg em sardinha em óleo. Valores similares observaram
MANTOVANI & ANGELUCCI (1992) ao analisarem amostras de sardinha e atum, “in
natura” e enlatados, da cidade de Campinas/SP (Brasil). O arsênio (mg/g) variou de 0,85 a
1,58 mg/Kg em amostras “in natura”, 0,78 a 1,78 em sardinha em óleo comestível, 0,80 a 2,06
em sardinha em molho de tomate e 0,44 a 1,26 em atum em óleo comestível. MUÑOZ et al.
(2000) relataram concentrações de 0,60 a 8,12 mg/Kg para arsênio total e de 0,008 a 0,196
mg/Kg para arsênio inorgânico, em peixe enlatado. Também apresentaram conteúdos de 1,17
a 3,01 mg/Kg para arsênio total e 0,010 a 0,055 mg/Kg para arsênio inorgânico, em “cod”
salgado.
29
Para peixes da Samoa americana, PESHUT, MORRISON & BROOKS (2008)
apresentaram resultados de arsênio total entre 0,235 e 98,2 mg/Kg (n=383) em 117
composições (“pools”). A fração inorgânica foi abaixo do limite de detecção em 80 dessas
117 composições. Nas demais foram observados valores entre 0,0096 e 0,2438 mg/Kg, que
compreendem 0,01 a 37 % do arsênio total, sendo até 6,7 em 31 das 37 composições restantes
e menor que 1% para 22 delas. Os valores altos de até 37% foram relatados para “mullet”
inteiro.
MUÑOZ et al. (2000) apresentaram conteúdos de arsênio total e inorgânico para
várias espécies de peixes. As maiores concentrações, em base seca, relatadas para peixes
"magros” (“white fish”, que têm menos de 1% de lípides) foram para “meagrim”: arsênio total
de 3,08 a 53,57 mg/Kg (mediana = 21,25 mg/Kg, n=12) e arsênio inorgânico de 0,010 a 0,116
mg/Kg (mediana = 0,034 mg/Kg). Para peixes “gordos” (“blue fish”, com mais de 1% de
lípides), os maiores conteúdos foram encontrados na anchova e sardinha, 2,73 a 36,87 mg/Kg
(mediana = 12,79 mg/Kg, n=12) e 3,39 a 27,62 mg/Kg (mediana = 12,79 mg/Kg, n=11),
respectivamente, para arsênio total. Para arsênio inorgânico foram relatadas as quantidades de
0,042 a 0,408 mg/Kg (mediana = 0,113 mg/Kg) e 0,172 a 0,366 mg/Kg (mediana = 0,218
mg/Kg), para anchova e sardinha, respectivamente.
STORELLI & MARCOTRIGIANO (2000) publicaram conteúdos de arsênio total em
espécies de raias que variaram de 14,4 a 61,5 mg/Kg. O maior valor médio foi observado em
amostras de “long nose skates”, 48,8 mg/Kg. Para arsênio inorgânico, as maiores
concentrações foram relatadas para “blue whiting”, com teores na faixa de 0,17 a 1,19 mg/Kg
(média de 0,50 mg/Kg).
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O arsênio é um sério contaminante em pescado e apresenta-se em níveis muito acima
dos limites estabelecidos (Tabela 3). Devido à falta de normas formais consensuais para
concentração de arsênio em pescado, é muito difícil julgar o risco humano potencial em
relação ao consumo. Limites legais variam entre 0,1 mg/Kg (Venezuela) e 10 mg/Kg (Hong
Kong). Em muitos países esses limites são adotados em relação à concentração total de
30
arsênio, enquanto em outros países se expressam como a fração inorgânica do arsênio (DE-
GIETER et al., 2002). Por ser este a espécie mais tóxica, seu nível máximo deve ser
regulamentado na legislação para arsênio. A introdução na legislação de níveis para arsênio
total não garante a segurança do produto (MUÑOZ et al., 2000).
O limite estabelecido na legislação brasileira para As total é de 1 mg/Kg (BRASIL,
1998). No entanto, o governo não fiscaliza a comercialização do cação quanto à sua
concentração de arsênio, não cumprindo sua finalidade de proteção à saúde do consumidor, tal
como ocorre no caso do Hg.
A Ingestão Semanal Tolerável Provisional (ISTP) indicado pela FAO/WHO é de 25
µg/Kg de peso corpóreo para arsênio total (WHO, 1996 apud JUREŠA & BLANUŠA, 2003),
e para o arsênio inorgânico, é de 15 µg/Kg de peso corpóreo (WHO, 1989). Anteriormente, a
ingestão máxima tolerável diária para arsênio inorgânico era de 2 µg/Kg de peso corpóreo. O
NOAEL (maior nível no qual não se observa nenhum efeito) calculado para o arsênio é de 0,8
µg/Kg/dia e o LOAEL (menor nível no qual se observa um efeito adverso) é de 14 µg/Kg/dia.
Usando-se um fator de incerteza de 3, a partir do NOAEL estima-se o nível de 0,3 µg/Kg/dia
para a exposição diária sem risco apreciável de efeitos deletérios (DENOBILE, 2007).
A água é uma importante via de exposição oral ao arsênio, que, em muitos locais,
ocorre naturalmente em altas concentrações. A partir de 2001 foi estabelecido pela Agência
de Proteção Ambiental dos Estados Unidos, o limite de 10 µg/L em água potável (WHO,
2001). Mas em pescado (peixes, moluscos, crustáceos e algas comestíveis) encontram-se os
maiores níveis de arsênio, sendo estimado que cerca de 90% da exposição humana a esse
mineral, por ingestão de alimentos, seja através do consumo de produtos de pesca (FDA,
1993). No entanto, geralmente mais de 80% do arsênio encontrado em peixes é arsenobetaína,
uma forma com toxicidade muito baixa.
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Na pesca do cação, a técnica usada não permite a seleção de tamanho ou peso
compatível. Então, o pescado capturado de grande porte e alto teor de As e Hg muscular, não
31
sobrevivendo até à despesca, poderia servir de matéria-prima para os processos de
descontaminação que a literatura sugere.
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Dentre os peixes predadores, o cação é um valioso recurso marinho, que sustenta a
pesca em vários países, com altos números de produção (exploração). A captura total de
cações, incluindo raias (“rays” e “skates”), quimeras e esqualos, variou aproximadamente de
839,1 a 869,5 mil toneladas ao ano, entre 2000 e 2003. No Brasil, no mesmo período,
produziu-se cerca de 12,8 a 21,7 mil toneladas ao ano (LACK & SANT, 2006). O cação é
uma importante fonte de proteínas para populações costeiras dependentes da pesca de
subsistência e tem bom aproveitamento industrial, pois, além das várias formas de
processamento de sua carne (congelada, salgada seca, salmourada e defumada), também as
barbatanas, para a fabricação de sopa, tem alto valor agregado. Também são usados a pele
para a fabricação de couro e lixa, os dentes em bijuteria e o óleo de fígado com fins
farmacêuticos. Além da utilização da cartilagem em indústria de cosméticos, há relatos do uso
de sulfato de condroitina dela extraído, para tratamento de osteoartrite, osteoporose e câncer
(TENUTA-FILHO, 2006; NOMURA, 2004; SATO et al., 2004; VANNUCCINI, 1999).
O cação pertence à classe Chondrichthyes, cuja característica é de peixes com
esqueleto cartilaginoso e não ósseo, e à sub-classe Elasmobranchii, onde são divididos em 35
famílias e aproximadamente 465 espécies com características muito variadas. Os cações são
os principais predadores de sua comunidade. Há diferenças enormes entre os cações e outros
peixes, como seu esqueleto cartilaginoso e a manutenção de seu equilíbrio osmótico com
auxílio da presença de uréia e óxido de trimetilamina em seu sangue e tecidos. Não têm o
trato urinário usual, então a uréia presente no sangue, subproduto não tóxico do metabolismo,
é excretada através da pele, e após a captura pode ser eliminada através da sangria. Após a
pesca, a uréia é transformada por bactérias em amônia, tóxica, e por isso a validade do
produto fresco é bem pequena. Manuseio impróprio pode levar a odor e gosto forte de amônia
(VANNUCCINI, 1999). A trimetilamina formada por deterioração bacteriana ou enzimática
do óxido de trimetilamina também é um bom indicador da qualidade do cação e um
importante fator de comprometimento sensorial (TENUTA-FILHO, 2006).
32
Estudos demonstraram que os Elasmobranchii podem acumular altas concentrações de
compostos potencialmente tóxicos. O cação, por exemplo, o cação-azul (Prionace glauca),
devido ao grande tamanho e eficiência predatória e por sua alta posição na cadeia trófica,
pode conter concentrações de arsênio muscular impróprias para a alimentação humana
(STORELLI et al., 2003; TENUTA-FILHO & NASCIMENTO, 2007).
Os cações podem ser classificados em duas categorias, de acordo com seu habitat:
demersais e pelágicos. Os demersais, em contraste com os pelágicos, alimentam-se não
somente de animais de níveis altos da cadeia trófica, mas também de animais dos níveis mais
baixos, os quais provavelmente contêm alguns compostos arsenicais diferentes da
arsenobetaína, Por isso, cações demersais poderiam conter alguns precursores da
arsenobetaína no tecido e/ou órgãos. No entanto, constata-se que o músculo e fígado de
cações, como por exemplo, o cação-azul, contém majoritariamente a arsenobetaína,
independente de seus hábitos alimentares, indicando a ocorrência de bioconversão
(HANAOKA et al., 1987).
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Várias metodologias de espectrofotometria de absorção atômica com geração de
hidretos, usadas para quantificação de As e Hg, usam com alta eficiência a cisteína para
reduzir suas espécies para a subseqüente formação do hidreto correspondente. Na intoxicação
humana aguda ou crônica por Hg, moléculas contendo grupos tióis ou ditióis são o tratamento
de escolha e agem como agentes quelantes que competem com ligantes biológicos,
removendo-os dos tecidos (GUZZI & LA PORTA, 2008; ROONEY, 2007). KOSTYNIAK et
al. (1983) relataram a remoção de MeHg de eritrócitos, com tióis em concentração
aproximada à da glutationa presente na célula. Sendo assim, a cisteína em concentrações
adequadas é um agente complexante com grande potencial de uso na remoção do mercúrio de
músculo de pescado. Alem disso, tem baixa toxicidade e fácil inclusão no processo produtivo.
LIPRE (1980) tratando filés de bacalhau com solução de cisteína a 0,1 e 1% e
YANNAI & SALTZMAN (1973) em postas de atum (3 cm) pré-cozidas, com solução de
cisteína a 0,33%, chegaram à redução na concentração de Hg de 40 e 44% (1,36 µg/g inicial,
matéria seca), e 54 a 79% (0,37-0,53 µg/g inicial, matéria úmida), respectivamente, em
33
temperatura de refrigeração, por 24h. Resultados similares, de remoção de 51 a 57% do Hg
contaminante (0,67-0,99 µg/g, matéria úmida), foram obtidos em larga escala por SCHAB,
SACHS & YANNAI (1978) ao tratarem postas pré-cozidas (de 2 a 3cm) de atum
(“yellowtuna”) em solução de cisteína a 0,5%, com agitações periódicas durante 3 horas, a 20-
25°C e pH 0,5, com posterior neutralização com NaHCO
3
(bicarbonato de sódio) e
enlatamento do produto.
TEENY, HALL & GAUGLITZ (1974) removeram 50% do Hg inicial (1µg/g, matéria
úmida) de postas de Anoplopoma fimbria, “sablefish”, tratadas por 4 horas e pedaços, tratados
por 72 horas com solução de cisteína a 1%, em pH 7, posteriormente lavadas com água
corrente por 1 hora e imersos em NaCl (cloreto de sódio) 0,1M também por 1 hora. No
mesmo estudo, o músculo do peixe triturado foi agitado com a mesma solução de cisteína por
15 minutos, centrifugado e re-suspendido em água ou NaCl 0,1M e re-centrifugado, levando a
60 a 80% de remoção do Hg. Em “swordfish” (1,27 µg/g de Hg total, matéria seca) e
“yellowfin tuna” (6,37 µg/g de Hg total, matéria seca), também triturados, tratados com
cisteína durante 15 minutos, em pH 2, e lavados 3 vezes com água, SUZUKI (1974) alcançou
eficiência de 90% com solução de cisteína, a 0,5 ou 1%, em “yellowfin tuna”, e de 56 e 70%
em “swordfish” com solução de cisteína, a 0,5 e 1%, respectivamente. Ainda em músculo
triturado, SPINELLI et al. (1973) conseguiram 45% de eficiência na remoção do Hg de
“Pacific halibut” (Hippoglossus stenolepis) inicialmente com 6 µgHg/g (matéria seca), ao
utilizarem solução de cisteína a 0,5% em NaCl 0,1M com leve agitação por 15 minutos e
posterior lavagem com a solução salina.
OHTA et al. (1982) extraíram Hg de músculo triturado de “conger eel” (Conger
myriaster), “grouper” (Malakichthys griseus) e “skipjack” (Katsuwonus pelamis), contendo
originalmente 0,53 a 8,75 µg/g de Hg total (matéria seca), através de agitação por 15 minutos
com solução de cisteína a 0,5%. Obtiveram cerca de 50% de remoção do Hg quando
aplicaram esse tratamento em pH 5 a amostras cruas, e 70% quando em pH 1,4 à amostras
pré-cozidas, com a desvantagem, nesse último caso, da perda de proteína por solubilização.
O músculo de cação-azul (“blue shark”) triturado, aquecido (a 100°C por 15 minutos)
ou não, foi submetido por OKAZAKI et al. (1984) por duas vezes à ação da cisteína a 0,5%,
por 15 minutos sob agitação, em pH 3 a 7, seguida de lavagem com água, levando à remoção
de cerca de 65% do Hg inicialmente contido na amostra (5,79 µg/g, matéria seca).
FERNÁNDEZ-SOLIS et al. (1976) submeteram músculo pré-cozido de bonito listrado
(Katsumonus pelanis), contendo 0,70 µgHg/g (matéria úmida), ao tratamento com cisteína
34
(0,1 e 0,5%), em NaCl 0,1 M ou em água, durante 30 minutos, a 17 e 37°C, antes do
enlatamento (ao natural e em óleo). A remoção do metal foi baixa, de 5,7 a 14,3%, verificada
nos produtos processados. Também MORALES-AIZPURÚA et al. (1997), ao estudarem a
remoção do Hg em postas de cação-azul contendo (Prionace glauca) pela adição de cisteína
(0,5%), sob agitação, em pH 2,0 a 2,5, a 5°C, por 24 horas, seguida de duas lavagens com
NaCl a 5%, por 1 hora, sob agitação, a 20-22°C, obtiveram resultados muito baixos. Nesse
mesmo estudo, ao músculo triturado de cação-azul (Prionace glauca) contendo 6,39 µg/g
(matéria seca) de Hg, foi aplicado tratamento com cisteína a 0,5% em pH 7, de acordo com os
procedimentos apontados por SUZUKI (1974) e OKAZAKI et al. (1984), com remoção de
cerca de 40% do Hg, e por SPINELLI et al. (1973), com remoção insatisfatória (3,8%).
Para uma alta remoção do Hg do músculo do pescado, a concentração de cisteína
adicionada deve ser maior que a que compõe a proteína, para que tenha condições de competir
pela interação com o Hg, mas diferentes fatores envolvidos no processo podem afetar a
eficiência dessa remoção (TENUTA-FILHO, 2006; SCHAB, SACHS & YANNAI, 1978;
YANNAI & SALTZMAN, 1973).
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COHEN & SCHRIER (1975) propuseram uma metodologia para remoção de Hg de
um concentrado protéico de peixe (CPP) usando o borohidreto de sódio (NaBH
4
), por
redução, que pode ser até total se em excesso do reagente, das formas químicas presentes de
Hg a Hg²
+
e em seqüência a Hg
0
(elementar) volátil. Essa redução potencialmente se
estenderia também a outros minerais tóxicos, como o chumbo.
O CPP preparado pelos autores anteriormente citados, foi preparado com C. carpio
(carpa) e A. probatophefalus (“sheepshead”), peixes teleósteos, segundo SPINELLI et al.
(1971), pelo método “aqueous phosphate”, que compreende separação mecânica do músculo,
adição de água (1:1) e ácido sulfúrico até pH 5,7 e aquecimento a 70-80°C, para inativação de
proteases, seguido de adição de hexametafosfato de sódio e ácido sulfúrico até pH 3,8-4,0.
Depois disso, através de centrifugações, lavagem com água, extração com álcool isopropílico
e secagem a vácuo, é obtido o CPP desengordurado e seco. Antes da secagem, porém,
COHEN & SCHRIER (1975) introduziram o tratamento com adição de soluções de NaBH
4
de 1 a 5%, por 20-30 minutos, em temperatura ambiente (21 a 25°C).
35
Ocorre, com a adição do NaBH
4
, uma reação de oxi-redução, na qual as formas
químicas de Hg são reduzidas a Hg
0
e os hidretos (H
-
) são oxidados a gás hidrogênio (H
2
),
que auxiliam no arraste do Hg volátil formado, processo no qual uma agitação efetiva é
fundamental. Simultaneamente, o excedente de íons BH
4
-
é hidrolisado a íons BO
2
-
(metaborato), que formam com a água um ácido fraco (NaBO
2
) e pouco ionizado, liberando
íons hidróxido (HO
-
) que elevam o pH do meio de reação, inicialmente entre 5,8 e 6,8 para 9 a
10.
Ao final do tempo de reação, foi adicionado HCl até pH 4,5, aproximadamente o
ponto isoelétrico da proteína. Além disso, a adição do ácido remove os íons hidróxido do
meio, levando a um deslocamento do equilíbrio da hidrólise dos íons BH
4
-
no sentido da
formação do ácido metabórico (HBO
2
), sendo então que todo o boro presente no meio fica
nessa forma e a reação é cessada pela extinção do agente redutor, NaBH
4
. O HB0
2
foi
removido por lavagem do sólido obtido com água.
TENUTA-FILHO (2006) aplicou o procedimento proposto por COHEN & SCHRIER
(1975) em cação. Nesse estudo, o NaBH
4
, nas concentrações de 1, 3 e 5% foi adicionado a
uma suspensão do músculo de cação triturado sem tecido conjuntivo e água (1:10,
peso:volume) e o tratamento teve prosseguimento conforme o método exposto. O boro
residual foi eliminado até níveis seguros para o consumo, através de lavagens com água.
Os dois estudos (COHEN & SCHRIER, 1975; TENUTA-FILHO, 2006) apresentaram
redução de até cerca de 85% na concentração de Hg inicial dos peixes, com 5% de NaBH
4
por
20 minutos. COHEN & SCHRIER (1975) relataram remoção de quase 100% para MeHg e
Hg total, em alguns experimentos.
COHEN & SCHRIER (1975) indicaram também a possibilidade de remoção de outros
elementos tóxicos, além do Hg, como o selênio (Se), cádmio (Cd), chumbo (Pb) e arsênio
(As), através do mesmo mecanismo de redução ao estado elementar. Porém esta hipótese não
foi experimentalmente comprovada. Entretanto, a redução química destes elementos tóxicos
pelo NaBH
4
somente é quantitativa nos casos do Hg e do Pb (SULLIVAN, 1995).
No caso do Se, que pode ser nutriente ou tóxico, dependendo da quantidade presente
no alimento, TENUTA-FILHO (2006) relatou que o produto obtido de cação através do
tratamento com NaBH4 conservou aproximadamente 63% do nutriente inicialmente presente
na amostra. Para outros minerais tóxicos, ainda há necessidade de estudos a fim de confirmar
experimentalmente a possibilidade de remoção e quantificá-la.
36
O NaBH
4
utilizado para a descontaminação do produto proposto por TENUTA-
FILHO (2006) pode alterar a toxicidade do As. A redução incompleta de suas formas
orgânicas (principalmente arsenobetaína), menos tóxicas e predominantes em pescado, pode
levar ao aumento das espécies mais tóxicas, as formas arsenicais inorgânicas (As
3+
e As
5+
), o
que inviabilizaria o tratamento para descontaminação de Hg. Por outro lado, as formas
inorgânicas poderiam ser reduzidas a As elementar e eliminado do pescado, aumentando o
potencial descontaminante do referido tratamento com NaBH
4
.
Segundo COHEN & SCHRIER (1975), o tratamento usado não alterou o valor
biológico da proteína, quando ensaiado em aves em crescimento (a partir de 1 dia de idade),
pelo período de 3 semanas. O produto obtido de cação proposto por TENUTA-FILHO (2006)
demonstrou ter características específicas, como insolubilidade e incapacidade de formar
emulsão, porém bastante hidratável, com capacidade de reestruturar-se (texturiozação) com o
congelamento e estabilidade química (MACEDO et al., 2004; KOROSSUE et al., 2002). A
digestibilidade enzimática também foi alta e igual à da matéria-prima. O comportamento
eletroforético da proteína desse produto apresentou sutis diferenças da proteína do cação sem
tratamento, mas o estudo não avançou em análise toxicológica, porém não se verificou
diferença entre o perfil de aminoácidos das amostras tratadas com borohidreto de sódio e não-
tratadas (TENUTA-FILHO, 2006; MACEDO & TENUTA-FILHO, 2003). A lisina disponível
teve redução de 24,4% em relação ao cação não tratado com NaBH
4
, sugerindo alguma
importante alteração na proteína, não avaliada no referido estudo.
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O estabelecimento do risco envolvendo o consumo de pescado tem sido baseado no
conteúdo de arsênio em peixes crus, não levando em consideração as variações que o preparo
para o consumo, principalmente os que envolvem o aquecimento, pode ocasionar. Já foi
relatada a formação de espécies mais tóxicas que as mono ou dimetiladas pentavalentes, como
o íon tetrametilarsônio (TMA
+
), a partir da descarboxilação da arsenobetaína. Em menor
escala, também pode ser gerado o arsênio inorgânico (HANAOKA et al., 2001).
Dois fatores podem alterar a concentração de arsênio presentes em pescado cru, como
resultado da cocção. Um deles é o aumento na concentração do metalóide devido à perda de
massa, resultante do decréscimo no teor de água, voláteis e, em menor grau, de outros
37
constituintes da amostra bruta (lípides, carboidratos e proteínas); o outro, é que pode haver
perda da espécie arsenical por solubilização ou volatilização. Conseqüentemente, dependendo
do fator que tem um efeito mais forte, aumento ou diminuição em sua concentração pode ser
observado após a cocção (DEVESA et al., 2001a; DEVESA et al., 2005). É possível também
a transformação química de uma espécie em outra, como resultado do aquecimento aplicado
(DEVESA et al., 2001a; DEVESA et al., 2001b).
Muitos trabalhos informam que ocorre aumento na concentração do arsênio total (base
úmida) após o tratamento térmico. Isso foi confirmado por PERELLÓ et al. (2008), ao fritar e
grelhar amostras de sardinha, merluza e atum, ou ao assar e cozinhar em água amostras de
merluza, sendo o ato de grelhar o que causou maior aumento na concentração de arsênio em
relação às amostras cruas. ERSOY et al. (2006) relataram que as concentrações de arsênio
total, em robalo (Dicentrarchus labrax Linne, 1785), não se alteraram em relação às
concentrações originais, quando foram assadas em formo convencional ou grelhadas. Um
aumento significativo, de 3,8 a 7,1 vezes as concentração das amostras cruas, foi observado
para amostras cozidas em microondas ou fritas.
Ao aplicarem os métodos de cocção domésticos mais comuns no País Basco, a várias
espécies de pescado, a fim de estudar seu efeito sobre o conteúdo total e inorgânico do
arsênio, DEVESA et al. (2001a) concluíram que o efeito da cocção sobre a concentração do
arsênio, total e inorgânico, depende do tipo de pescado considerado (nesse caso foram
analisados 10 tipos de pescado, sendo eles: bivalves, crustáceos e 8 espécies de peixes). Para a
maioria das amostras não houve variação significativa nas concentrações do arsênio, total e
inorgânico, após a cocção, com exceção de “salted cod” e bivalves que apresentaram aumento
no arsênio total, e bivalves e lula, que tiveram seu conteúdo de arsênio inorgânico aumentado.
Utilizando um planejamento similar para avaliar as espécies orgânicas do arsênio,
DEVESA et al. (2005) apresentaram que a arsenobetaína era a espécie majoritária também em
pescado tratado por cocção, seguido por DMA e TMA+. Arsenocolina (AC) e MMA também
foram encontrados em concentrações menores. Também foi constatado a formação de TMA+
em “meagrim”, “atlantic horse mackerel” e sardinha, em níveis de 0,008 a 0,262 µg/g (base
úmida). Para amostras de anchova, foram relatadas concentrações de 0,010 a 0,039 µg/g no
peixe cru e de 0,020 a 0,571 µg/g após tratamento térmico de “grilling” e “roasting”.
Relataram ainda o aumento na concentração de AB, DMA, TMA+ e MMA na maioria dos
peixes ensaiados, após a cocção. Em outro estudo, concluiu-se que vários fatores afetam a
38
quantidade de TMA+ formado durante a cocção: o tipo de peixe, o tempo empregado, o tipo
de tratamento de cocção e a concentração original de AB (DEVESA et al., 2001b).
HANAOKA et al. (2001) constataram conversão da arsenobetaína ao TMA
+
, de 56%
e 41%, quando o cação (M. manzano) foi excessivamente grelhado (“roasting”) (com perda de
68 % de massa) ou em panela (com perda de 74% de massa), respectivamente. No mesmo
estudo, foi relatada a formação de 0,6% de TMA
+
em músculo de P. longipes femoristriga
assado normalmente em grelha (15% de perda de massa).
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Aproveitamento de pescado excessivamente contaminado pelo mercúrio e arsênio
como alimento.
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Reavaliação do tratamento com cisteína para remoção de mercúrio em cação, com
vista ao seu emprego também na descontaminação de arsênio;
Ocorrência de arsênio (total e inorgânico) em cação-azul;
Avaliação do tratamento com borohidreto de sódio, em cação-azul, considerando o
efeito sobre o arsênio (total e inorgânico); e,
Efeito do preparo para o consumo sobre o arsênio (total e inorgânico) em cação-
azul.
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Foi utilizada para a remoção do Hg e do As, a L-cisteína (Ajinomoto) e o borohidreto
de sódio (Vetec). Para a medida da exatidão e recuperação dos métodos de quantificação dos
contaminantes, foi usado o padrão de referência para mercúrio, arsênio, selênio e outros
minerais-traço, DORM-2, “Dogfish muscle” (NRCC – National Research Council Canada).
Os demais reagentes usados foram de grau analítico ou conforme o especificado em cada
metodologia.
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As espécies de cação (sem espécie definida) e de pescada branca usadas para o
tratamento com cisteína foram adquiridas comercialmente nos municípios de São Paulo ou
Santos, SP. Para os demais experimentos foram usadas amostras de cação-azul (Prionace
glauca) adquiridas no mercado municipal de São Paulo. Todas as amostras foram inicialmente
trituradas em moedor de carne (crivo de 10 mm) e homogeneizadas, ainda congeladas.
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Foi utilizada uma amostra de cação, com posta medindo aproximadamente 30 cm de
diâmetro, pressupostamente indicando alta concentração de mercúrio acumulado, misturada
com amostra de um peixe de pequeno porte e não-predador (pescada branca), possivelmente
com baixa concentração do contaminante nas proporções de 1:0, 1:1 e 1:4 (cação:pescada). O
ideal seria que fossem usados cações da mesma espécie, com tamanhos diferentes, e que
proporcionassem diferentes quantidades de Hg. Mas isso se tornou inviável, pois as amostras
foram adquiridas no comércio local, sem a possibilidade de identificação de espécie e de
quantificação individual até que se tivesse um gradiente de concentrações de Hg.
Foi utilizado o procedimento conforme exposto na Figura 2.
42
Figura 2 – Remoção de mercúrio do cação com cisteína
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Nessa etapa do trabalho, foram incluídas modificações no tratamento indicado na
Figura 2, visando o aumento na eficiência da remoção de Hg, conforme a Figura 3. As
modificações que geraram o fluxograma apresentado na Figura 3 foram as seguintes:
Diminuição na granulação da amostra que, segundo a Figura 2, havia sido triturada
com crivo de 10 mm. Foi usado o liquidificador para desintegrar a amostra,
adicionalmente à trituração em moedor de carne. Isso permitiria que a cisteína
pudesse ter maior chance de interação com o mercúrio ligado à proteína;
A proporção entre as massas de peixe e os volumes de cisteína, foi aumentada de
1:2 para 1:5 (massa:volume), a fim de melhorar a homogeneidade e possibilidade
de contato maior entre o reagente e a amostra;
PREPARAÇÃO DA AMOSTRA
REMOÇÃO DE MERCÚRIO
REMOÇÃO DO EXCESSO DE CISTEÍNA
PROCESSAMENTO FINAL
1.
Remoção do músculo escuro
2. Trituração em moedor de
carne (amostra congelada)
3.
Homogeneização
4. Armazenamento a -18°C
7. Peneiramento
(tela de 1mm)
8. Prensagem em tecido
(manual)
5. 200g de amostra + 400mL de
L-cisteína 0,5% (1:2)
6. Agitação em mesa rotatória
(150 ± 5 rpm, 10 minutos)
11. Peneiramento (tela de
1mm)
12. Prensagem em tecido
(mecânica, com macaco hidráulico)
9. Homogeneização
com
400mL de água
10. Agitação em mesa rotatória
(150 ± 5 rpm, 10 minutos)
PRODUTO FINAL
15. Liofilização
16. Trituração, e armazenamento
sob congelamento (-18°C)
13. Trituração em processador de
alimentos e homogeneização
14. Congelamento a -18°C
43
Filtração à vácuo sobre tecido no lugar de prensagem, sem peneiramento prévio, ao
final do tempo de contato entre a solução de cisteína e o peixe, para que
proporcionasse menor perda de sólidos.
Figura 3 - Remoção modificada do mercúrio de cação com cisteína
Em duas diferentes amostras de cação, foi utilizado o procedimento indicado na Figura
3. No momento da ressuspensão com água (para retirada do excesso de cisteína), nas amostras
tratadas em pH 2, foi adicionado bicarbonato de sódio (300 mg por amostra), conforme
proposto por SCHAB, SACHS & YANNAI (1978). Isto favoreceu muito a filtração posterior,
diminuiu o grau de hidratação do produto final, elevou o pH para próximo de 6 e aumentou o
rendimento.
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O ensaio consistiu em utilizar uma mesma solução de cisteína, a 0,5%, para tratar
cinco amostras de cação, ou seja, a solução foi reutilizada por quatro vezes. Um mesmo
espécime de cação foi empregado para isso. Entre um tratamento e o seguinte, ajustou-se foi
ajustada a concentração da cisteína para que permanecesse em 0,5%. O procedimento foi
Ressuspensão
do resíduo
em 500 mL de água
100 g de cação moído + 400 mL de água
100 mL de
solução de cisteína
(concentração final de 0,1, 0,3 ou 0,5%)
HCl 6M
ou NaOH 6M até pH 2 ou 5
Homogeneização, congelamento e liofilização
Liquidificador
(30s
,
velocidade média
)
Agitação
(
70 rpm, 30 min)
Filtração à vácuo
sob tecido
0
Filtração à vácuo
sob tecido
0
44
aplicado em quatro replicatas e de acordo com o protocolo descrito na Figura 3. A mistura
entre a cisteína e a amostra proporcionou um pH próximo de 5. Foi usada centrifugação no
lugar da filtração à vácuo sobre tecido, por apresentar os mesmos resultados e ser um
processo mais prático e rápido, com menor perda de sólidos.
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Foi utilizado o método desenvolvido por TENUTA-FILHO (2006) para remoção de
mercúrio de cação, utilizando borohidreto de sódio, baseado na proposta de COHEN &
SCHRIER (1975), originalmente aplicada em relação a um concentrado protéico de pescado
(CPP). Nele, o cação (50g) triturado e peneirado ( 1 mm²), isento de tecido conectivo, foi
processado por 20 minutos efetivos em liquidificador (Walita, modelo 1774, velocidade
média) com 3% de borohidreto de sódio (peso:peso), em água na proporção de 1:10
(peso:volume). Esse processamento foi realizado pela aplicação de 20 ciclos de 1 minuto de
agitação cada (liquidificador) seguido de 2 minutos de repouso, para evitar o aquecimento
excessivo da amostra. Em seguida houve a eliminação do NaBH
4
residual e a precipitação da
proteína, com adição de ácido clorídrico 6M até pH de aproximadamente 4,7 sob leve
agitação, precedida de adição 80 ppm de antiespumante simeticona (30%) (Dow Corning
Medical Antifoam C Emulsion). Ao final, o boro residual foi eliminado com 2 lavagens
consecutivas com água e uma terceira com solução de bicarbonato de sódio (pH 6,8 a 7,0),
intercaladas por centrifugações (12000 x g). O produto foi então centrifugado, congelado e
analisado após liofilização.
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3
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Para a redução do conteúdo de arsênio em cação foi utilizado um “pool” de amostras.
Dez amostras com massas iguais, cortadas em cubos de aproximadamente 1 cm
3
, foram
misturadas para obter uma composição homogênea.
Foram empregados três tipos de tratamentos. Cada um deles foi aplicado em 500 g do
“pool” de amostras:
45
a) Tratamento controle (A): a amostra (“pool”) foi marinada por 30 minutos em 70
mL de solução aquosa contendo 2,5 g de cloreto de sódio, correspondente a 0,5%
de sal de cozinha sugerido em preparações culinárias;
b) Tratamento com limão (B): a amostra (“pool”) foi marinada por 30 minutos em 70
mL de suco de limão (aproximadamente dois limões, o que corresponde a
aproximadamente 50 ppm de ácido ascórbico) contendo 2,5 g de cloreto de sódio.
O limão tem sido normalmente utilizado em preparações culinárias envolvendo
pescado;
c) Tratamento com limão enriquecido (C): a amostra (“pool”) foi marinada por 30
minutos em 70 mL de suco de limão contendo 250 mg de ácido ascórbico
(perfazendo o total de 550 ppm de ácido ascórbico) e 2,5 g de cloreto de sódio.
Cada tratamento foi aplicado em duas amostras, das quais uma foi cozida em 200 mL
de água fervente, por 10 minutos, e outra foi grelhada em frigideira antiaderente, sem adição
de óleo, por 5 minutos. Após cocção, a água de cozimento foi drenada, e as amostras cozidas
e grelhadas foram trituradas em processador de alimentos.
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O Hg total foi determinado usando a técnica de espectrofotometria de absorção
atômica com geração de vapor frio no equipamento FIMS100 (sistema para mercúrio por
injeção de fluxo), Perkin Elmer, em laboratório do Centro Nacional de Energia Nuclear do
Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares (IPEN/CNEN). A matéria orgânica de 200 a
500mg do músculo de peixe liofilizado foi digerida com uma mistura de 4 mL de HNO
3
e 2
mL de H
2
SO
4
concentrados, em frascos de teflon, num bloco de alumínio a 90°C, por 3 horas.
Após resfriamento em temperatura ambiente, o volume final foi ajustado para 50 mL com
água Milli-Q. O procedimento analítico usado (digestão) foi o de HORVAT (1996),
modificado por FARIAS et al. (2005). A vidraria usada foi antes deixada por 24h em contato
com o detergente Extran, lavada, enxaguada com água destilada e deionizada, imersa em
solução (30 %) de ácido nítrico, por 24 horas, enxaguada em água destilada e deionizada, e
seca em estufa.
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A determinação de selênio e arsênio totais seguiu a metodologia proposta por
KRYNITSKY (1987). As amostras foram mineralizadas, por via úmida, com ácido nítrico
concentrado e peróxido de hidrogênio (5:3), e diluídas em ácido clorídrico 6M. Uma curva de
calibração para cada um dos minerais foi construída para a realização dos cálculos. O Se total
foi determinado por espectrofotometria de absorção atômica por injeção de fluxo com geração
de hidretos (FI-HG-AAS). O As total foi quantificado por espectrofotometria de absorção
atômica em forno de grafite (GF-AAS), em laboratório do Centro de Química e Meio
Ambiente do Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares (IPEN/CQMA) (assim como o
arsênio inorgânico).
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Conforme MUÑOZ, VÉLEZ & MONTORO (1999), foi realizada uma extração de
arsênio inorgânico anterior à mineralização. A extração foi iniciada com a hidrólise da
amostra com ácido clorídrico 9,8M, por 12 horas. Em seguida foi adicionado sulfato de
hidrazina a 1,5% e ácido bromídrico concentrado, para posteriores extrações com
clorofórmio. Dessa fase orgânica é extraído o As inorgânico, por extrações com HCl 1M. A
fase aquosa é então mineralizada e determinada como descrito no método para determinação
de Se e As total (item 4.2.5) e determinada por espectrofotometria de absorção atômica em
forno de grafite (GF-AAS), em laboratório do Centro de Química e Meio Ambiente do
Instituto de Pesquisas Energéticas e Nucleares (IPEN/CQMA).
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O teor de umidade foi determinado gravimetricamente, por secagem em estufa a
105°C, segundo BRASIL (2005).
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Os dados experimentais foram analisados estatisticamente utilizando o Programa
Microsoft Office Excel 2003 e o programa Statistica 7.1 (Stat Soft, Inc.), por análise de
variância (ANOVA) com 95% de confiança ( = 0,05).
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Foram realizados três tratamentos para cada mistura de cação + pescada e as análises
realizadas nas amostras tratadas em relação às não-tratadas, conforme o procedimento
apresentado na Figura 2. Independente da concentração de Hg (0,53 a 2,7 g/g, base úmida), a
eficiência obtida na remoção do metal foi de 25 a 28 %, aproximadamente. O resultado foi
considerado não ideal para atender à descontaminação desejada (Tabela 4).
Foi verificada a existência de correlação entre a concentração do Hg inicialmente
contido na amostra e a sua remoção pelo tratamento com a cisteína. Com esse fim, a
eficiência da remoção foi expressa como aparente (em base seca), ou seja, a fração do total
removida – (Hg total inicial – Hg total após o tratamento) / Hg total inicial x 100. Essa
correlação foi estudada a partir da construção de um gráfico com aproximação linear (Figura
4) e verificação da qualidade estatística desse modelo matemático. Para viabilizar a realização
desses cálculos, as proporções entre cação e pescada apresentadas, 1:4, 1:1 e 1:0 (4.2.1.3.),
foram transformadas em % de cação na amostra, ou seja, 20, 50 e 100%, respectivamente.
Os coeficientes dessa regressão foram significativos (p<0,05), porém o coeficiente de
determinação (r
²
) representa que apenas 47,2% dos resultados de remoção de Hg do cação se
expliquem pelas quantidades desse contaminante no pescado. Através da análise de variância,
não foi verificada a existência de diferença estatisticamente significativa (p>0,05) entre os
valores encontrados para a remoção nas diferentes concentrações iniciais de Hg (Tabela 4).
49
Tabela 4 – Remoção de mercúrio com cisteína (0,5%) em diferentes concentrações do metal.
Amostra
Umidade
(g/100g)
Rendimento
(g/100g, BS)
Hg total
(
g/g, BU)
Hg total
(
g/g, BS)
Remoção de Hg
(%, BS)
MP
79,05 ± 0,30
b
(0,38)
-
0,53 ± 0,01
a
(1,95)
2,51 ± 0,05
a
(1,95)
-
1:4
A
61,20 ± 0,99
a
(1,62)
73,26 ± 0,12
a
(0,16)
0,71 ± 0,00
a
(2,13)
1,82 ± 0,04
a
(2,13)
27,66 ± 1,54
a
(5,57)
MP
77,72 ± 0,21
b
(0,28)
-
1,20 ± 0,08
ab
(6,45)
5,38 ± 0,35
c
(6,45)
-
1:1
A
62,24 ± 0,55
a
(0,89)
63,80 ± 0,79
a
(1,24)
1,48 ± 0,03
ab
(1,19)
3,92 ± 0,05
b
(1,19)
27,17 ± 0,87
a
(3,20)
MP
76,82 ± 0,65
b
(0,85)
-
2,47 ± 0,05
b
(2,13)
10,64 ± 0,23
e
(2,13)
-
1:0
A
70,32 ± 7,99
ab
(11,37)
60,48 ± 3,05
a
(5,04)
2,43 ± 0,91
b
(10,47)
8,02 ± 0,84
d
(10,47)
24,65 ± 7,89
a
(32,00)
BS = base seca; BU = base úmida; MP = matéria-prima; A = amostra tratada com cisteína; Média (n=3) ±
Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %); Letras sobrescritas diferentes nas colunas indicam diferenças
estatisticamente significativas (p<0,05).
Figura 4 – Remoção aparente de mercúrio x mercúrio total inicial no cação.
y = 0,0842x + 21,761
R
2
= 0,4717
15
20
25
30
35
10 30 50 70 90 110
Cação (%)
Remoção de Hg (%)
50
O Hg encontra-se predominantemente ligado aos grupos sulfidrila da fração
miofibrilar da proteína do pescado, que não é solúvel (TEENY, HALL & GAUGLITZ, 1974).
Se a fração protéica sarcoplasmática (solúvel, 15-25% da proteína muscular total), não foi
recuperada no processo, poderá resultar em redução no rendimento e, conseqüentemente,
aumento na concentração de Hg no produto final em relação à matéria total, podendo
mascarar ou diminuir o efeito do tratamento utilizado para a descontaminação. O mesmo é
válido para a proteína miofibrilar, caso se solubilize nas condições usadas na remoção do Hg.
No entanto, o pH final observado no experimento realizado era cerca de 4,8, não favorável à
solubilização protéica.
Nesta proposta para o tratamento com cisteína, foi usada solução com concentração de
0,5%, a mesma empregada por OKAZAKI et al. (1984), OHTA et al. (1982) e SUZUKI
(1974). OHTA et al. (1982) alcançou de 25,0 a 72,0% de remoção de Hg em diferentes pH’s,
a partir de “conger eel” (Conger myriaster), “skipjack” (Katsuwonus pelamis) e “crouper”
(Malakichthys griseus), SUZUKI (1974), usando também amostras trituradas e previamente
congeladas, até 90% em “yellowfin tuna”, e até 70%, em “swordfish”, enquanto OKAZAKI et
al. (1984), utilizando pasta de cação-azul termocoagulada, conseguiu até 70%.
Foi proposto o uso de amostra triturada por considerar-se que nessa forma seria mais
propícia à remoção do mercúrio ligado à sua proteína. MORALES-AIZPURÚA et al. (1997)
conseguiu 40-45% de remoção em amostras de cação azul triturado enquanto, para a amostra
em pedaços de aproximadamente 3 cm³, não verificou redução alguma. TEENY, HALL &
GAUGLITZ (1974) trabalharam com amostras de “sablefish” (Anoplopoma fimbria) triturado
(“comminuted”), em pedaços (“slices”) e em postas (“chunks”). Com amostra triturada,
verificaram redução de 55% do Hg no período de 2 minutos, mas em amostras em pedaços ou
postas, foram necessárias 4 horas ou 3 dias, respectivamente, até remoção de 50%. No mesmo
trabalho, os autores mantiveram fixa a massa de cisteína (0,2g para 100g de “sablefish”
triturado) e variaram o volume no qual a cisteína era dissolvida, de 50 a 500mL (1:0,5 a 1:5,
massa de peixe : volume de solução de cisteína). Os resultados mostraram que a cisteína era
mais efetiva em solução mais concentrada, ou seja, 0,2g de cisteína em 50mL para 100 g de
peixe.
Visando melhor dispersão do pescado, para se ter uma agitação eficiente, foi usada, no
presente trabalho, proporção de 1:2, como a maioria dos autores (MORALES-AIZPURÚA et
al., 1997; LIPRE, 1980; OKAZAKI et al., 1984; SPINELLI et al., 1973; TEENY, HALL &
GAUGLITZ, 1974).
51
SPINELLI et al. (1973) não verificaram aumento na remoção do mercúrio de “Pacific
halibut” (Hipoglossus stenolepis) triturado, quando o tempo variou de 5 a 120 minutos, tal
como TEENY, HALL & GAUGLITZ (1974), quando submeteu “sablefish” triturado à
extração por 2 a 60 minutos. Estes resultados sugerem um rápido deslocamento do mercúrio
do músculo para a solução de cisteína. SCHAB, SACHS & YANNAI (1978), ao submeterem
postas de atum (“yellow tuna”) pré-cozidas à extração com cisteína, variando o tempo de 30 a
150 minutos, obtiveram remoção gradativa de 21 a 56% em até 90 minutos, sendo que após
este tempo não houve maior remoção. Alguns autores aplicaram 30 minutos de extração,
como o usado no presente trabalho (MORALES-AIZPURÚA et al., 1997; FERNÁNDEZ-
SOLÍS et al., 1976), e outros, 15 minutos (OHTA et al., 1982; OKAZAKI et al., 1984;
SUZUKI, 1974), para remoção de mercúrio com cisteína de peixe triturado.
Quando é longo o tempo de extração, por exemplo, no caso de remoção de mercúrio
de postas ou filés de pescado, dá-se preferência ao uso de temperatura de refrigeração, ou
seja, entre 2 e 5°C (MORALES-AIZPURÚA et al., 1997; LIPRE, 1980). Em poucos casos foi
usada baixa temperatura para extração rápida (OHTA et al., 1982). Vários autores realizaram
o tratamento em temperatura ambiente, de 20 a 25°C, e em todos esses casos, o tempo total de
extração não passou de 1 hora (MORALES-AIZPURÚA et al., 1997; FERNÁNDEZ-SOLÍS
et al., 1976; OKAZAKI et al., 1984; SCHAB, SACHS & YANNAI, 1978; SUZUKI, 1974).
TEENY, HALL & GAUGLITZ (1974) ensaiaram a remoção do mercúrio de “sablefish”
triturado, em várias concentrações de cisteína, a 2 e a 20°C. O estudo mostrou que a 20°C foi
alcançada maior redução dos níveis de Hg e maior perda de massa total devido à alta
diminuição no conteúdo de lípides (a amostra apresentava 57% de lípides em peso seco).
SPINELLI et al. (1973) não verificaram diferença na extração do mercúrio quando os
tratamentos foram realizados à temperatura ambiente ou a 3°C.
Na literatura consultada, os tratamentos para remoção de Hg de pescado, foram
aplicados em amostras com concentrações relativamente baixas (de 0,23 a 1,67 gHg/g, base
úmida) e não existiam estudos explorando a interferência dessa variação do Hg na amostra em
relação à eficiência da remoção.
Os resultados de eficiência na remoção do Hg apresentados na Tabela 4, (24,65 a
27,66%), não são suficientes com vista à descontaminação, conforme apontado, e sugerem
melhoria. A variação nas concentrações de Hg nas amostras (0,53 a 2,47 gHg/g, base
úmida), não interferiram na eficiência da cisteína a 0,5% em pH 4,8, para a remoção deste
contaminante.
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s
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Foi avaliado o efeito da concentração de cisteína na remoção do mercúrio de cação,
em pH 2 (fortemente ácido) e 5 (menos ácido e próximo ao ponto isoelétrico da proteína). Os
resultados encontram-se na Tabela 5.
A concentração do Hg nas amostras tratadas com 0,5 % de cisteína em pH 5 e com 0,3
% de cisteína em pH 2, foram significativamente menores que o controle e as outras amostras.
A remoção de Hg para essas amostras foi de 59,4 e 42,0%, respectivamente. O teor de Hg na
matéria-prima, de 4,90 g/g, em base seca, corresponde a 0,92 g/g, em base úmida, valor
muito próximo ao limite brasileiro de 1 g/g, para peixes predadores (BRASIL, 1998). Após
o tratamento com a cisteína, as quantidades de mercúrio residual foram de 2,31 a 4,24 g/g,
em base seca, correspondendo a 0,19 a 0,40 g/g, respectivamente, de mercúrio total, em base
úmida.
Tabela 5 – Efeito da concentração de cisteína na remoção de mercúrio de cação, em pH 2 e 5.
Cisteína (%)
e pH
Umidade
(g/100g)
Rendimento *
(g/100g)
Hg total *
(
g/g)
Remoção Hg *
(%)
pH 2
87,50 ± 7,88
a
(9,00)
51,14 ± 3,91
a
(7,65)
3,03 ± 0,64
a,b
(21,30)
37,33 ± 18,98
a
(50,86)
0,1%
pH 5
90,20 ± 0,63
a
(0,70)
48,12 ± 6,36
a
(13,21)
3,44 ± 0,48
a,b
(14,05)
29,09 ± 16,44
a
(56,52)
pH 2
93,61 ± 2,07
a
(2,22)
57,83 ± 9,17
a
(15,86)
2,86 ± 0,75
a
(26,08)
42,00 ± 9,85
a
(23,46)
0,3%
pH 5
90,67 ± 3,93
a
(4,34)
51,54 ± 6,45
a
(12,51)
3,05 ± 0,15
a,b
(4,99)
37,38 ± 8,92
a
(23,87)
pH 2
90,51 ± 0,74
a
(0,82)
42,74 ± 0,17
a
(0,40)
3,03 ± 0,26
a,b
(8,49)
37,61 ± 11,05
a
(29,37)
0,5%
pH 5
90,73 ± 0,57
a
(0,62)
44,32 ± 3,37
a
(7,60)
2,00 ± 0,33
a
(16,52)
59,37 ± 2,96
a
(4,99)
MP
80,98 ± 5,77
a
(7,13)
- 4,90 ± 0,46
b
(9,29)
-
Média (n = 2) ± Desvio-padrão (Ccoeficiente de variação, %); MP = matéria-prima (cação); * Base seca; Letras
sobrescritas iguais, nas colunas, indicam diferenças estatisticamente não-significativas (p>0,05).
53
Nesse ensaio (Tabela 5), não foi observado efeito significante do pH sobre a eficiência
da cisteína na remoção do Hg contaminante. São controversos os resultados apresentados na
literatura, mostrando que o efeito do pH sobre a remoção de Hg com cisteína sofre
interferências ainda não identificadas. Os planejamentos desses estudos são variados,
tornando-se difícil a comparação. SPINELLI et al. (1973) relataram remoção de mercúrio de
15-20% em pHs 4,5 a 5,5, utilizando solução de cisteína a 0,2%. Houve aumento, para 50%
de remoção, quando o pH foi elevado até 7. SUZUKI (1974) realizou o tratamento com
solução de cisteína a 0,5%, em pHs 2 a 8, e, ao contrário do observado por TEENY, HALL &
GAUGLITZ (1974) e por SPINELLI et al. (1973), que encontraram maiores remoções de Hg
em pH 7, relatou resultado por volta de 80% em pHs entre 5 e 6, 60% em pHs 3 e 7, 40% em
pH 8 e 20% em pH 2. OKAZAKI et al. (1984) não observaram variação na remoção de
mercúrio usando o pH de 3 a 7, sendo maior o resultado em pHs 1 e 2, pelos motivos já
apresentados. Foi relatado que os tratamentos realizados em meio fortemente ácido (pH ≤ 3)
têm maior eficiência na remoção do Hg, devido à hidrólise (parcial) da proteína (SCHAB,
SACHS & YANNAI, 1978; TEENY, HALL & GAUGLITZ, 1974; SPINELLI et al., 1973;
YANNAI e SALTZMAN, 1973). A recuperação dos sólidos em tratamentos nesses pHs fica
prejudicada, pois ocorre solubilização (por hidrólise) da proteína, tornando impraticáveis os
processos de separação, como a filtração, o que leva ao baixo rendimento (TEENY, HALL &
GAUGLITZ, 1974). Em conseqüência da perda de massa, pode haver aumento da
concentração do mineral contaminante no produto, diminuindo a porcentagem de sua
remoção.
O tratamento mais eficiente, selecionado a partir dos resultados da Tabela 5, foi o que
utiliza solução de cisteína a 0,5% em pH 5. Esse resultado concorda com a maioria dos
estudos apresentados na literatura, nos quais foram feitas comparações entre a eficiência da
cisteína em concentrações que variavam de 0,1 a 0,5%, sendo que, com as concentrações mais
altas, havia melhor remoção de Hg (MORALES-AIZPURÚA et al., 1997; OKAZAKI et al.,
1984; LIPRE, 1980; OHTA et al., 1982; SCHAB, SACHS & YANNAI, 1978; SUZUKI,
1974; TEENY, HALL & GAUGLITZ, 1974; SPINELLI et al., 1973).
Apesar de que os resultados encontrados neste trabalho, para as amostras tratadas com
cisteína a 0,3%, em pH 2, também tenham sido positivos em relação à descontaminação, esse
tratamento foi considerado menos atrativo devido a dificuldade prática encontrada em pH
baixo, qual seja, a necessidade da adição de bicarbonato de sódio para causar agregamento
54
das partículas e possibilitando uma centrifugação efetiva, o que representa uma operação
adicional que pode ocasionar outras variações que não foram controladas.
Não foi observada diferença estatisticamente significativa entre os resultados de
umidade para as amostras tratadas e a controle (matéria-prima), indicando pouca interferência
do procedimento de descontaminação. O rendimento também foi estatisticamente igual,
mostrando que as diferentes concentrações de cisteína e níveis de acidez do meio, não
provocaram grandes alterações na solubilidade protéica e perda de sólidos entre os vários
tratamentos aplicados. Contudo, o rendimento médio foi de 49,3%, ou seja, mais de metade
da amostra bruta seca foi perdida no processo, podendo-se considerar entre as perdas,
compostos solúveis, inclusive proteína, matéria particulada leve que não sedimentou na
centrifugação, lípides e minerais.
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3
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a
a
Foi avaliada a possibilidade de reutilização da solução de cisteína (Tabela 6) para a
remoção do mercúrio de cação. Sendo a cisteína em solução (0,5%) muito mais concentrada
em relação àquela presente na proteína muscular e suficiente para teoricamente complexar o
mercúrio ligado a esta proteína, existe a possibilidade de reutilização da referida solução.
Segundo os resultados obtidos (Tabela 6), foi possível a reutilização da mesma
solução de cisteína a 0,5%, para a remoção do Hg de 5 amostras. A eficiência na remoção do
Hg foi similar à obtida na Tabela 4, mas não reproduziu o resultado apresentado na Tabela 5,
para as mesmas condições. Verificou-se que o rendimento das amostras tratadas com cisteína
reutilizada foi significativamente maior e que ocorreu diminuição no teor de umidade do
produto a cada reutilização da solução. Isso sugere que a proteína e outros compostos
dissolvidos na solução de cisteína já utilizada interferem na solubilidade e capacidade de
hidratação da próxima amostra.
55
Tabela 6 – Potencial de reutilização da solução de cisteína, em relação à remoção de
mercúrio.
Solução de Cisteína a
0,5%
Umidade *
(g/100g)
Rendimento *
(g/100g)
Hg total *
(µg/g)
Remoção de Hg *
(%)
*Não-reutilizada
96,14 ± 0,38
a
(0,004)
46,40 ± 1,82
a
(3,93)
3,36 ± 0,71
a
(21,2)
24,2 ± 16,1
a
(66,3)
1ª reutilização
88,87 ± 1,07
b
(0,012)
53,79 ± 1,84
b
(3,42)
3,60 ± 0,57
a
(15,9)
18,8 ± 12,9
a
(68,7)
2ª reutilização
87,43 ± 0,30
c
(0,003)
53,30 ± 1,60
b
(3,00)
3,53 ± 0,67
a
(18,9)
20,4 ± 15,1
a
(74,0)
3ª reutilização
86,50 ± 0,32
c,d
(0,004)
52,88 ± 1,62
b
(3,07)
3,18 ± 0,64
a
(20,2)
28,2 ± 14,5
a
(51,3)
4ª reutilização
85,57 ± 0,35
d
(0,004)
52,96 ± 0,89
b
(1,68)
3,11 ± 0,56
a
(17,9)
29,9 ± 12,5
a
(41,9)
Matéria-prima
84,89 ± 0,64
(0,75)
-
4,44 ± 0,23
(5,2)
-
* Média (n = 4) ± Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %), calculados em base seca; Letras sobrescritas
diferentes, nas colunas, indicam diferenças estatisticamente significativas (p<0,05).
SCHAB, SACHS & YANNAI (1978) chegaram a remover Hg com a mesma
eficiência de 11 amostras com a mesma solução de cisteína a 0,5%. Estes autores propuzeram,
inclusive, uma metodologia para remover o Hg da solução de cisteína usada nas extrações e
conservação dela por vários dias, em pH baixo (0,5).
A possível reutilização da solução de cisteína conforme observado na Tabela 6 é
interessante, considerando o aspecto econômico de um eventual sistema de remoção de Hg de
pescado em escala industrial, assim como favorece a questão da disposição ambiental desse
efluente, que obviamente deverá receber o tratamento adequado.
Os resultados mencionados nas Tabelas 4, 5 e 6, indicam que a remoção do Hg com
cisteína foi baixa e inconsistente, podendo inclusive variar na dependência das condições
experimentais, sendo, portanto, insuficientes para atender à descontaminação desejável
referente ao cação. A possibilidade de estudo e aplicação na descontaminação de As foi então
descartada, já que o objetivo era a remoção concomitante de As e Hg. Isso implica na
continuidade e na procura de métodos que satisfaçam essa proposta de pesquisa.
56
5
5
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2
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C
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Foi quantificado o As total presente em dez amostras de cação-azul e os resultados
apresentados na Tabela 7.
Tabela 7 – Conteúdo de arsênio total em cação-azul.
Amostra Base Seca (µg/g) Base Úmida (µg/g)
Cação 1
92,42 ± 1,73 (1,88)
c
17,35 ± 0,33 (1,88)
c
Cação 2
16,60 ± 0,56 (3,39)
a
2,97 ± 0,10 (3,39)
a
Cação 3
17,39 ± 1,19 (6,86)
a
1,98 ± 0,14 (6,86)
a
Cação 4
17,64 ± 0,59 (3,34)
a
3,05 ± 0,10 (3,34)
a
Cação 5
17,30 ± 1,15 (6,62)
a
2,98 ± 0,20 (6,62)
a
Cação 6
67,09 ± 7,35 (10,96)
b
10,65 ± 1,17 (10,96)
b
Cação 7
13,97 ± 1,57 (11,27)
a
2,64 ± 0,30 (11,27)
a
Cação 8
17,66 ± 1,63 (9,24)
a
3,09 ± 0,29 (9,24)
a
Cação 9
121,89 ± 11,49 (9,43)
d
22,56 ± 2,13 (9,43)
d
Cação 10
54,41 ± 2,19 (4,03)
b
10,32 ± 0,42 (4,03)
b
* Média (n = 3) ± Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %), em base úmida.
Os valores em base úmida, de 1,98 a 22,56 µg/g de As (Tabela 7, Figura 5),
proporcionaram teor médio de 7,76 µg/g e a mediana de 3,08 µg/g. Estes resultados são de 2 a
mais de 20 vezes acima do limite legal brasileiro de 1 µg/g (BRASIL, 1998), ao mesmo
tempo que concordam com o que relata a literatura com referência a cação (DENOBILE,
2007; McMEANS et al., 2007; ALMEIDA, 2005; STORELLI, BUSCO &
MARCOTRIGIANO, 2005; STORELLI & MARCOTRIGIANO, 2004; STORELLI et al.,
2003; DE-GIETER et al., 2002; ALLINSON, NISHIKAWA & LAURENSON, 2002;
POWELL & POWELL, 2001; TUROCZY et al., 2000; GLOVER, 1979; LEBLANK &
JACKSON, 1973).
57
Figura 5 – Conteúdo de arsênio total em cação-azul – “Box-Plot”
Em duas composições (“pool”) contendo quantidades iguais de 10 espécimes de
cação-azul cada, foram quantificados o As inorgânico e o total, e calculada a razão entre
ambos. Os resultados encontram-se na Tabela 8.
Tabela 8 – Conteúdo de arsênio total e inorgânico em cação-azul.
Amostra Arsênio Total* (µg/g) Arsênio Inorgânico*(µg/g) As Inorg./As Total* (%)
“Pool” 1
7,99 ± 0,70 (8,8) 0,0086 ± 0,0002 (2,5) 0,107
“Pool” 2
12,25 ± 0,11 (0,9) 0,0153 ± 0,0004 (2,8) 0,125
* Média (n = 3) ± Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %), calculados em base úmida.
As concentrações de arsênio inorgânico e a razão entre elas e os teores de arsênio total,
encontrados neste trabalho, são compatíveis com o apresentado na literatura para cação.
DENOBILE (2007) e STORELLI, BUSCO & MARCOTRIGIANO (2005) relataram teores
de arsênio inorgânico de 0,001 a 0,190 e 0,08 a 0,49 µg/g, correspondentes a 0,02 a 1,9 e 0,9 a
As (µg/g)
Amostras
58
7,7% do arsênio total, respectivamente. DE-GIETER et al. (2002) apresentaram valores entre
0,046 e 0,60 µg/g de arsênio tóxico, que inclui as formas inorgânicas, MMA (ácido
monometilarsênico) e DMA (ácido dimetilarsênico), menos que 2% do arsênio total.
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Foram quantificados o As total e inorgânico e o selênio (Se) na composição de cações
(“pool”), tratada ou não, com borohidreto de sódio a 3%. Também foi calculada a taxa de
remoção do arsênio. Os resultados encontram-se na Tabela 9.
A descontaminação alcançada pelo procedimento com borohidreto de sódio foi muito
satisfatória, chegando a 99%, e reduzindo o arsênio ao nível seguro de 0,48 µg/g,
correspondente a 0,034 µg/g em matéria úmida, quase 30 vezes menor que seu limite de
tolerância (1 µg/g, BRASIL, 1998).
Tabela 9 – Conteúdos de arsênio, total e inorgânico, e selênio em cação-azul, tratado ou não
(“pool”) com borohidreto de sódio (NaBH
4
3%), e porcentagem de sua remoção.
* Média (n = 3) ± Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %), calculados em base seca.
Quanto ao arsênio inorgânico, o teor quantificado na amostra tratada, de 0,024 µg/g
em base úmida, é bem baixo em relação aos relatados na literatura consultada (DENOBILE,
2007; STORELLI, BUSCO & MARCOTRIGIANO, 2005; DE-GIETER et al., 2002). O
tratamento promoveu a remoção de arsênio inorgânico em 27% calculado em matéria seca, ou
72% em termos de base úmida, (produto final com 93% de umidade). Com o uso do cação
Amostra As Total* (µg/g) As Inorgânico* (µg/g) Se Total* (µg/g)
“Pool”
43,68 ± 3,83 (8,8) 0,0471 ± 0,0012 (2,5) 0,512 ± 0,004 (0,8)
NaBH
4
3%
0,48 ± 0,05 (10,0) 0,034 ± 0,002 (5,4) 0,74 ± 0,07 (9,1)
Remoção (%)
98,92 ± 0,23 (0,2) 27,40 ± 0,57 (2,1) -
59
descontaminado (hidratado) na formulação de um produto alimentício, a transferência de
arsênio inorgânico seria favoravelmente muito baixa. A descontaminação completa em
relação a essa forma química do arsênio é difícil na prática devido à baixa concentração
inicial do contaminante no pescado, nesse caso, de 0,0086 µg/g, em base úmida.
O tratamento com borohidreto de sódio poderia alterar o teor de selênio presente no
cação. Ocorreu um aumento nessa concentração de 69 ± 6 µg/g. Como explicado
anteriormente, essa elevação se explica pela perda de massa durante o tratamento. A retenção
do Se é de grande interesse, uma vez que esse mineral essencial é um agente protetor contra a
toxicidade do arsênio e do mercúrio.
No mesmo laboratório em que o presente estudo foi realizado, o mesmo tratamento
com borohidreto de sódio possibilitou resultados expressivos na remoção de Hg de cação
(TENUTA-FILHO, 2006). Portanto, o referido tratamento é uma poderosa alternativa para a
descontaminação de arsênio e mercúrio. O produto tem grande potencial de aplicação na
indústria alimentícia, por suas características nutricionais, sensoriais e tecológicas.
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Os conteúdos de arsênio total e inorgânico dos produtos do tratamento por cocção de
uma composição de 10 cações-azul (“pool”) foi analisado. Amostras iguais da composição
foram cozidas em água ou grelhadas com a adição somente de sal (A – tratamento controle),
com sal e limão, contendo cerca de 50 ppm de ácido ascórbico (RONCADA, WILSON &
SUGUIMOTO, 1977) (B – tratamento com limão) ou com sal, limão e ácido ascórbico,
somando 550 ppm de ácido ascórbico (C - tratamento com limão enriquecido). Os resultados
encontram-se nas Tabelas 10 e 11.
60
Tabela 10 – Efeito dos métodos de cocção sobre o conteúdo de arsênio total em cação-azul,
usando sal (A), sal e limão (B) e sal, limão e ácido ascórbico (C).
Tratamento
Arsênio Total* (µg/g)
(base seca)
Arsênio Total* (µg/g)
(base úmida)
Remoção Aparente* (%)
(base seca)
Não tratado
68,85 ± 0,60 (0,9)
a
12,25 ± 0,11 (0,9)
a
-
Grelhado A
30,69 ± 1,40 (4,6)
a
9,92 ± 0,45 (4,6)
b
55,42
Grelhado B
29,72 ± 0,09 (0,3)
b
9,62 ± 0,03 (0,3)
b
56,84
Grelhado C
27,42 ± 1,67 (6,1)
b,c
9,24 ± 0,56 (6,1)
b
60,18
Cozido A
23,47 ± 0,85 (3,6)
c
5,77 ± 0,21 (3,6)
c
65,92
Cozido B
21,53 ± 1,73 (8,0)
c,d
5,90 ± 0,47 (8,0)
c
68,73
Cozido C
19,81 ± 0,17 (0,9)
d
5,63 ± 0,05 (0,9)
c
71,22
* Média (n = 2) ± Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %); Letras sobrescritas diferentes, nas colunas,
indicam diferenças estatisticamente significativas (p<0,05).
O “pool” das 10 amostras de cação apresentou quantidade de arsênio total de 12,25
µg/g, em matéria úmida, valor próximo a alguns encontrados entre os cações analisados
(Tabela 7), e bastante acima do limite estabelecido de 1 µg/g (BRASIL, 1998). A
descontaminação através dos métodos de cocção foi considerável e significativa, chegando a
mais de 70% (Tabela 10). Como os teores de arsênio em cação são muito altos, a
descontaminação obtida foi insuficiente, em promover resultados menores que 1 µg/g (limite
aceito legamelmente).
Foi observado que as amostras cozidas resultaram em remoção de As total cerca de
12% maior que a observada para as amostras grelhadas. A adição de ácido ascórbico
provocou uma diminuição ligeiramente maior (por volta de 5%) na concentração do As total
original, ao contrário do ocorrido no caso do grelhado.
O enriquecimento do limão com ácido ascórbico (redutor) não resultou no efeito
adicional esperado, sugerindo que a suplementação usada não tenha se justificado.
O limão, como ingrediente culinário, reúne potencial envolvendo a remoção de As em
pescado, eventualmente pela presença de ácido cítrico (sequestrante e redutor), além do ácido
ascórbico.
61
A remoção do As inorgânico (Tabela 11), todavia, foi menor que a observada para o
As total (Tabela 10).
Tabela 11 – Efeito dos métodos de cocção sobre o conteúdo de arsênio inorgânico em cação-
azul, usando sal (A), sal e limão (B) e sal, limão e ácido ascórbico (C).
Tratamento
As Inorgânico* (µg/g)
(base seca)
As Inorgânico* (µg/g)
(base úmida)
Remoção Aparente* (%)
(base seca)
Não-tratado
0,086 ± 0,002 (2,8)
a
0,0153 ± 0,0004 (2,8)
a
-
Grelhado A
0,056 ± 0,007 (13,0)
a
0,0195 ± 0,0001 (0,5)
a,b
7,25
Grelhado B
0,060 ± 0,006 (10,8)
a,b
0,018 ± 0,002 (13,0)
b
10,97
Grelhado C
0,050 ± 0,005 (9,1)
b
0,019 ± 0,002 (10,8)
a
42,78
Cozido A
0,080 ± 0,000 (0,5)
b
0,017 ± 0,002 (9,1)
a,b
34,19
Cozido B
0,076 ± 0,009 (12,0)
b
0,022 ± 0,003 (12,0)
a,b
30,10
Cozido C
0,049 ± 0,007 (13,6)
b
0,013 ± 0,002 (13,6)
a,b
42,11
* Média (n = 2) ± Desvio-padrão (Coeficiente de variação, %); Letras sobrescritas diferentes, nas colunas,
indicam diferenças estatisticamente significativas (p<0,05).
62
6
6
.
.
C
C
O
O
N
N
C
C
L
L
U
U
S
S
Õ
Õ
E
E
S
S
A remoção do Hg observada em cação com o uso da cisteína foi insuficiente para
atender à descontaminação de pescado excessivamente contaminado.
A ocorrência de arsênio total em cação-azul ultrapassou muitas vezes o limite legal
de tolerância, o que não ocorreu com sua forma inorgânica.
A descontaminação do cação-azul alcançada pelo uso do borohidreto de sódio foi
quase total, o que não ocorreu da mesma proporção em relação ao arsênio
inorgânico.
O preparo do cação-azul para o consumo promoveu eliminação considerável e
significativa nos teores de arsênio total, sem, contudo, reduzi-lo abaixo do limite
legal de tolerância. Quanto ao arsênio inorgânico, a remoção foi menor.
63
7
7
.
.
R
R
E
E
F
F
E
E
R
R
Ê
Ê
N
N
C
C
I
I
A
A
S
S
B
B
I
I
B
B
L
L
I
I
O
O
G
G
R
R
Á
Á
F
F
I
I
C
C
A
A
S
S
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