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CONTAMINANTES EMERGENTES

A temática dos contaminantes emergentes ganhou destaque na década passada e vem sendo abordada em diferentes aspectos por pesquisadores do mundo todo. Tratam-se de centenas de compostos que têm sido detectados nos diferentes compartimentos ambientais (solo, água e ar), sendo eles tanto de origem antrópica (presentes em efluentes domésticos, industriais, hospitalares e aqueles provenientes das atividades agrícola e pecuária), quanto de ocorrência natural (presentes em diferentes espécies de plantas, por exemplo). Estes compostos podem apresentar algum risco ao ecossistema e eles nao estao incluídos nos programas de monitoramento de rotina, ou seja, nao sao legislados. Assim, serao candidatos a uma futura regulamentaçao dependendo dos resultados obtidos em estudos de ecotoxicidade, efeitos à saúde humana, potencial de bioacumulaçao, transporte e destino nos diferentes compartimentos ambientais, além da quantidade em que sao lançados e, portanto, da concentraçao no ambiente. Tratam-se de estudos que envolvem diferentes áreas da ciência e que têm sido considerados fundamentais para o esclarecimento dos novos paradigmas relacionados ao estilo de vida moderno. Conhecer os riscos associados à exposiçao por centenas de novos compostos que ainda nao estao contemplados nas legislaçoes vigentes permite antecipar e mitigar sérios danos para as geraçoes futuras.

Muitos dos efeitos sao atribuídos à exposiçao crônica a esses compostos que ocorrem em concentraçoes extremamente baixas, principalmente em matrizes aquáticas, na ordem de nanograma a picograma por litro, o que torna ainda mais complexa a análise de avaliaçao de risco, seja considerando a preservaçao da vida aquática, dessedentaçao de animais, recreaçao ou à saúde humana.

Diversas substâncias têm sido consideradas contaminantes emergentes, tais como: fármacos, compostos usados em produtos de higiene pessoal (ex: protetores solares), hormônios, alquilfenóis e seus derivados, drogas ilícitas, sucralose e outros adoçantes artificiais, pesticidas; subprodutos provenientes de processos de desinfecçao de águas (DPB, do inglês, Desinfect by Products); retardantes de chama bromados; compostos perfluorados; siloxanos; benzotriazóis; ácidos naftênicos; percloratos; dioxinas; nanomateriais; líquidos iônicos e microplásticos. Além desses, alguns microorganismos e toxinas de algas também sao considerados contaminantes emergentes.¹

CONTAMINANTES EMERGENTES NO BRASIL

No Brasil, as pesquisas relacionadas a esses compostos iniciaram-se em 1995 com os trabalhos de Lanchote e colaboradores determinando pesticidas da classe das triazinas no Córrego Espraiado localizado na regiao de Ribeirao Preto (SP),² e Stumpf e colaboradores ao estudarem a presença de 60 pesticidas na Lagoa de Juturnaíba, na regiao dos Grandes Lagos no Rio de Janeiro e de sub-produtos de processo de desinfeçao de águas na água distribuída à populaçao oriunda da mesma lagoa.³ No ano seguinte, Stumpf e colaboradores também estudaram a remoçao de fármacos e hormônios em Estaçoes de Tratamento de Esgoto (ETE) e a presença em águas superficiais da bacia do rio Paraíba do Sul no Estado do Rio de Janeiro.^4,5 Desde entao, diversos outros grupos de pesquisa começaram a estudar a presença de contaminantes emergentes nas diferentes matrizes aquáticas (esgoto, águas superficiais e subterrâneas, águas tratada e envasada para consumo humano) do Brasil.

O Brasil apresenta uma ampla área territorial onde se observam cenários conflitantes, tanto socioeconômicos quanto ambientais. De um lado, o Brasil está entre as dez maiores economias do mundo, de acordo com o Fundo Monetário Internacional, com elevado grau de consumo, o que reflete em problemas ambientais que outros países de economias mais desenvolvidas também enfrentam, como a presença de inúmeras novas substancias no ambiente. Por outro lado, ainda existe um sério problema de saneamento básico em diversas regioes do país, o que faz com que o Brasil também apresente problemas ambientais típicos de países menos desenvolvidos, como as epidemias de dengue e outras doenças de veiculaçao hídrica, por exemplo. Somado a isso, trata-se do maior consumidor de pesticidas do mundo com uma extensa área cultivada e cerca de 500.000 toneladas de ingredientes ativos comercializados anualmente, de acordo com o Ministério do Meio Ambiente.

Com isso, é de se esperar que as características regionais de cada Estado, como o uso e ocupaçao dos solos e o tipo de economia, demandem atençoes para classes específicas de contaminantes, o que torna ainda mais complexo um processo de priorizaçao a nível nacional, como o que é feito pela Agência de Proteçao Ambiental Americana (USEPA, do inglês, United States Environmental Protection Agency) nos Estados Unidos, por exemplo.

Para se obter um panorama brasileiro do que tem sido estudado sobre a presença dos contaminantes de preocupaçao emergentes nas matrizes aquáticas, foi feita uma revisao na literatura em revistas indexadas, de acordo com as bases de dados (a) Science Direct - www.sciencedirect.com; (b) SciELO - www.scielo.br; e (c) Scopus - http://www.scopus.com; utilizando as palavras-chave: Brasil, ocorrência, esgoto, água superficial, água subterrânea, água tratada, água envasada, cafeína, fármacos, hormônios, drogas, contaminantes emergentes, compostos interferentes endócrinos e pesticidas, tanto em português quanto em inglês publicados até o ano de 2016. Dentro destes critérios, foram considerados nesta revisao 58 artigos publicados, sendo o primeiro em 1997. Na Tabela 1 está apresentado um resumo das concentraçoes encontradas para as diferentes classes de contaminantes determinadas em cada matriz, sendo que a matriz esgoto foi contemplada em 10 destes 58 trabalhos, a matriz água de abastecimento foi investigada em 16 trabalhos, a matriz água superficial em 44 trabalhos, a matriz água subterrânea em 9 trabalhos e, por fim, houve 1 publicaçao envolvendo água envasada. No material suplementar estao compilados os resultados dos estudos, incluindo a faixa de concentraçao dos compostos determinados em cada matriz, além do ano e o Estado onde a amostragem foi realizada e a técnica analítica empregada na quantificaçao dos contaminantes com os respectivos limites de detecçao e quantificaçao (Tabela 1S). Cada um destes aspectos será abordado com detalhes ao longo desta revisao.

A Figura 1 mostra o número de trabalhos publicados em revistas indexadas por classes de compostos nas principais matrizes ambientais estudadas no Brasil: esgoto, água de abastecimento público e águas superficiais. Os hormônios, seguidos pelos fármacos e produtos de higiene pessoal (PPCP, do inglês, Pharmaceuticals and Personal Care Products), compostos industriais e os pesticidas foram as classes mais estudadas. No caso dos pesticidas, as escolhas dos compostos de interesse seguiram o padrao de consumo de cada regiao considerando os princípios ativos mais usados nas culturas locais. Para as outras classes, a escolha dos contaminantes seguiram a tendência mundial e acompanharam os compostos considerados prioritários por agências ambientais americana e europeia.

Figura 1. Distribuiçao das classes dos compostos estudadas nas matrizes aquáticas brasileiras: esgoto*, água tratada e águas superficiais, de acordo com os dados apresentados na Tabela 1S, em que n representa o total de trabalhos publicados em revistas indexadas por matriz ambiental, dentro dos critérios estabelecidos. *Matriz esgoto: está indicando os trabalhos publicados sobre esgotos bruto e tratado e sobre efluentes hospitalares do Brasil

Neste trabalho de revisao nao foram considerados os trabalhos de dissertaçao e tese devido à dificuldade de se obter um levantamento de dados completo a nível nacional, bem como os trabalhos publicados em revistas nao indexadas, a fim de se obter um padrao para que os dados apresentados possam ser usados como uma referência do cenário brasileiro atual. No entanto, devido ao crescimento das pesquisas no Brasil que vem ocorrendo nos últimos anos envolvendo esta temática, é de se esperar que os dados de ocorrência que nao estao sendo contemplados nesta revisao, se incluídos, poderiam mostrar um cenário de contaminaçao um pouco diferente do que está apresentado, principalmente com relaçao as amostras de esgoto, onde o maior interesse da comunidade científica internacional está na eficiência de processos de tratamento complementares aos convencionais e na busca por novas alternativas de tratamentos, o que ainda é pouco estudado no Brasil, visto que 99% das ETE do país operam com tratamento convencional, o qual vem sendo estudado em diversos trabalhos de dissertaçoes e teses.

Em uma visao geográfica sobre o cenário dos contaminantes emergentes no Brasil, foram encontrados dados de ocorrência de diferentes classes de compostos em diferentes matrizes ambientais em 11 dos 26 estados brasileiros e no Distrito Federal. Na Figura 2 estao apresentadas as regioes em que os trabalhos foram realizados e as respectivas matrizes aquáticas estudadas. A regiao sudeste é a que apresenta o maior número de estudos considerando todas as matrizes com 62% dos trabalhos publicados, seguida pelas regioes sul (16%), centro oeste (13%), nordeste (7%) e norte (2%). É possível observar que o foco das pesquisas está nas regioes mais densamente urbanizadas e com elevado índice de industrializaçao, ou seja, um dos cenários mais críticos quando se considera os impactos da atividade antrópica ao ambiente e, consequentemente, a contaminaçao pelos compostos de preocupaçao emergentes. Por outro lado, na regiao centro oeste, onde o agronegócio é predominante, o estado do Mato Grosso foi o que apresentou a maior quantidade de trabalhos sobre a presença de pesticidas em águas subterrâneas (5 de um total de 7 trabalhos publicados sobre essa matriz), fato que corrobora com o entendimento do uso e ocupaçao das bacias e a elucidaçao dos cenários mais preocupantes, uma vez que estamos nos referindo a uma classe de contaminantes que inclui milhares de substâncias que precisam ser priorizadas para entao serem estudadas.

Figura 2. Mapa do Brasil com destaque para as regioes em cinza escuro onde foram estudadas a presença de pelo menos uma classe de contaminantes emergentes nas matrizes: (♦) esgoto, (▲) água superficial, (●) água subterrânea, e () água tratada

Além dos estudos realizados com amostras coletadas localmente nos Estados destacados na Figura 2, houve um trabalho com coleta nacional realizado pelo Instituto Nacional de Ciências e Tecnologias Analíticas Avançadas (INCTAA) que fez uma amostragem ampla sobre a presença de cafeína em amostras de água tratada de 21 capitais estaduais e no Distrito Federal, onde foram coletadas 100 amostras em 61 pontos amostrais. O critério de escolha dos pontos de coleta de água tratada considerou o número de habitantes servidos e o tipo de processo convencional usado no tratamento da água.^6,7

Matriz: esgotos bruto e tratado

Sobre o comportamento e o destino dos contaminantes emergentes em estaçoes de tratamento de esgoto do Brasil foram encontrados 10 trabalhos em revistas indexadas que avaliaram a presença e/ou a remoçao de hormônios,^5,8-12 fármacos,^4,12-14 bisfenol A,^8,9,12,13 alquilfenois⁸ e drogas ilícitas,¹⁵ em cinco estados (Rio de Janeiro,^4,5,8 Sao Paulo,⁹ Minas Gerais,^12,13 Rio Grande do Sul¹⁴ e Ceará^10,11) e no Distrito Federal.¹⁵ Os trabalhos buscaram avaliar as eficiências dos tratamentos, as quais variaram entre as diferentes classes de compostos e os diferentes tipos de tratamento convencional. As concentraçoes dos contaminantes no esgoto bruto variaram quatro ordens de grandeza, entre 0,56 e 9717 ng L^-1, refletindo o padrao de consumo de cada regiao.^4,5,10-13,15 No esgoto tratado as concentraçoes variaram entre 0,09 e 2080 ng L^-1 para os hormônios,^8,10,11 e entre 680 e 78250 ng L^-1 para os fármacos⁴ e compostos de origem industrial.⁸ A presença destas substâncias nos diversos efluentes é preocupante, pois eles podem ser considerados a maior fonte de contaminaçao para o ambiente.

A Figura 3 apresenta as concentraçoes máximas de cada contaminante quando determinadas nas amostras de esgoto doméstico bruto e tratado acima dos limites de quantificaçao dos métodos analíticos de acordo com os dados descritos na Tabela 1S. Dentre os 21 compostos estudados nesta matriz, os hormônios foram os mais frequentemente investigados, sendo incluídos em 60% dos trabalhos brasileiros.

Figura 3. Concentraçao máxima dos contaminantes emergentes determinados nos esgotos domésticos bruto e tratado no Brasil de acordo com os dados apresentados na Tabela 1S

O sistema de saneamento básico no Brasil atende a populaçao usando predominantemente o tratamento convencional tanto para tratar o esgoto quanto para a água que será servida à populaçao. Nas ETE convencionais, as principais etapas de remoçao de contaminantes envolvem a eliminaçao de sólidos grosseiros; a adsorçao em sólidos suspensos, sedimentaçao ou coagulaçao; biodegradaçao aeróbica, por meio de lodo ativado ou filtro biológico, e/ou biodegradaçao anaeróbica, por meio de reator anaeróbio de fluxo ascendente, RAFA (ou UASB, do inglês Upflow Anaerobic Sludge Blanket); degradaçao química por processos de hidrólise ou nitrificaçao e, por fim, a desinfecçao. Essas plantas sao eficientes para a descontaminaçao microbiológica e remoçao de quantidades elevadas de nutrientes, os maiores responsáveis pelos processos de eutrofizaçao de um corpo d'água. Porém, algumas substâncias nao sao efetivamente removidas do esgoto após o tratamento, devido a suas propriedades físico-químicas (por exemplo, alta solubilidade) e, assim, permanecem no efluente final.^11,16,17 Após o tratamento, o efluente líquido é descartado em sistemas de águas naturais, enquanto que o material sólido pode ser utilizado para fertilizaçao e/ou condicionamento de solos agricultáveis, neste caso, os contaminantes presentes no lodo de esgoto aplicado ao solo podem atingir águas naturais por meio do escoamento superficial.

Em 1997, Ternes e colaboradores avaliaram a eficiência de remoçao de três estrógenos (estrona (E1), 17β-estradiol (E2) e 17a-etinilestradiol (EE2)) na ETE do município de Penha, no Estado do Rio de Janeiro. Como tratamento utilizou-se clarificaçao preliminar, tanque aerador ou filtro biológico e uma clarificaçao final. As concentraçoes de estrógenos detectados no esgoto bruto foram, em média, 30 ng L^-1. Os autores reportaram uma eficiência de remoçao destes estrógenos entre 64%, obtida para o EE2 e no efluente do filtro biológico, e 99%, obtida para o E2 no efluente final, após o lodo ativado). O melhor tratamento foi atribuído ao sistema de lodo ativado.⁵

A ETE da Penha e a ETE de Ilha do Governador no Estado do Rio de Janeiro as quais operam no modo convencional (com biofiltros e/ou sistema de lodos ativados) também foram estudadas em 2010. Ferreira avaliou a remoçao de E2, EE2, bisfenol A e alquilfenóis. As concentraçoes iniciais de E2 foram de 0,56 para a ETE da Penha e 1,24 ng L^-1 para a ETE da Ilha do Governador. Após o tratamento, as concentraçoes foram determinadas entre 0,09 e 0,34 ng L^-1, respectivamente, ou seja, neste caso nao houve remoçao significativa dos estrógenos. As concentraçoes de bisfenol A e dos alquilfenois no esgoto bruto e tratado variaram entre 270 e 78250 ng L^-1, sendo reportadas remoçoes de aproximadamente 80%.⁸

Queiroz e colaboradores avaliaram a eficiência de remoçao de hormônios (E2 e EE2), bisfenol A e fármacos (miconazol, sulfametoxazol, trimetoprima, diclofenaco e bezafibrato) em uma ETE da cidade de Belo Horizonte (MG), a qual empregou reatores UASB. Apesar dos autores considerarem que esse tipo de tratamento seja favorecido pelo baixo custo e pelas condiçoes de temperatura e clima tropical, nao foi considerado eficiente na remoçao destes contaminantes, cujas as concentraçoes no esgoto bruto variaram entre um mínimo de 13 ng L^-1, obtido para o sulfametoxazol, e um máximo de 300 ng L^-1, obtido para o bisfenol A, com diferenças significativas nas frequências de detecçao de cada um dos compostos.^12,13

Pessoa e colaboradores avaliaram a remoçao de quatro hormônios (E1, E2, acetato de 17β-estradiol e EE2) presentes em concentraçoes de micrograma por litro em cinco ETE no Ceará. As menores eficiências de remoçao foram observadas nas plantas que operavam com lagoas de estabilizaçao (44% de remoçao global) e as maiores remoçoes (~95%) foram observadas nas plantas que empregavam sistemas de lodo ativado ou UASB com uma etapa de cloraçao no final do tratamento.¹¹

As concentraçoes para esgoto bruto e tratado bem como as eficiências de remoçao de fármacos e produtos de uso industrial determinadas em plantas de ETE convencionais do Brasil estao coerentes com o que apresentaram Luo e colaboradores em um trabalho de revisao sobre a remoçao destes compostos por plantas de tratamento semelhantes de países da Europa, Asia e dos Estados Unidos.¹⁷ Há uma grande variaçao nas faixas de concentraçao descritas pelos diferentes autores em diferentes países, o que reforça a complexidade dos estudos envolvendo essa matriz, bem como o padrao de consumo de cada populaçao. No entanto, no que diz respeito aos hormônios, enquanto a variaçao das concentraçoes no Brasil foi de até três ordens de grandeza, Luo e colaboradores apresentaram, em seu trabalho de revisao, valores que variaram no máximo uma ordem de grandeza em níveis de poucos nanogramas por litro. Para o EE2, por exemplo, as concentraçoes em esgoto bruto e tratado determinadas em ETE da China, França, Alemanha, Itália, Suécia e Estados Unidos variaram entre 1 e 3 ng L^-1,¹⁷ enquanto que no Brasil, há trabalhos que determinaram concentraçoes entre 0,56 e 3180 ng L^-1.^5,10-12

Com relaçao às drogas ilícitas, a cocaína e o seu metabólito principal, a benzoilecgonina, foram determinadas em concentraçoes entre 174 e 9717 ng L^-1 no esgoto bruto de Brasília no ano de 2010. O estudo, aplicado à epidemiologia forense, também revelou uma fonte bastante significativa destes contaminantes para os corpos d'água.¹⁵

Os efluentes hospitalares também foram alvo de estudos em dois dos 10 trabalhos apresentados na Tabela 1S. Martins e colaboradores determinaram concentraçoes média de ciprofloxacina no efluente bruto do Hospital da Universidade Federal de Santa Maria (RS) da ordem de 54 µg L^-1, sendo consideradas até 20000 vezes maiores que aquelas previamente descritas na literatura. Bergamasco e colaboradores determinaram concentraçoes entre 3 e 162 ng L^-1 de bisfenol A, estrona, E2 e EE2 no efluente do Hospital das Clínicas da Universidade Estadual de Campinas (SP).

Matriz: água de abastecimento público

Em amostras de água tratada do Brasil foram investigados 124 contaminantes de diferentes classes incluindo subprodutos de processos de desinfecçao,³ hormônios,^7,18-23 fármacos,²⁴ cafeína,^7,19,23,24 produtos de higiene pessoal,^7,19,24,25 drogas ilícitas,²⁶ compostos de uso industrial^{7,19,20,22,23,27,28} e pesticidas^{7,19,24,29-31} (Figura 1). Deste total de compostos, aproximadamente 45% foram quantificados em pelo menos uma amostra em concentraçoes acima dos limites de quantificaçao dos métodos analíticos empregados. A Figura 4 apresenta as concentraçoes máximas de compostos quantificadas nas amostras de água de abastecimento público do Brasil, com exceçao para os 15 compostos oriundos dos processos de desinfecçao de águas cujas concentraçoes foram determinadas na ordem de microgramas por litro e, na Figura 4, foram representados por DBP.

Figura 4. Concentraçoes máximas dos contaminantes emergentes determinados em águas de abastecimento público no Brasil de acordo com os dados apresentados na Tabela 1S. A linha vermelha destaca a concentraçao de 100 ng L^-1, a partir da qual pode haver risco ao ser humano³²

A Cromatografia Líquida acoplada à Espectrometria de Massas sequencial (LC-MS/MS) empregada a partir de 2010 para análises de águas tratadas no Brasil foi usada em 10 dos 16 trabalhos incluídos nesta revisao. Esta tem sido considerada a ferramenta analítica mais adequada para análise de traços em amostras de água tratada devido a elevada detectabilidade e exatidao das medidas. Foram 92 compostos determinados por essa técnica cuja as concentraçoes variaram entre 0,2 e 652 ng L^-1 para os 27 contaminantes quantificados e, entre 1,8 e 5800 ng L^-1 para a cafeína.^7,19,24 Os estudos envolvendo esta matriz sao os mais recentes dentre as matrizes aquáticas e foram impulsionados com os avanços das tecnologias analíticas desde o preparo de amostras até a parte instrumental.

Além destes trabalhos, Delmonico e colaboradores determinaram glifosato e ácido aminometilfosfônico (AMPA) em concentraçoes entre 2100 e 3300 ng L^-1 empregando Cromatografia Líquida de Alta Eficiência acoplada ao detector de ultravioleta (HPLC-UV) em amostras de água tratada oriundas do Rio Pirapó em Maringá (PR).³¹ Silva e colaboradores determinaram cinco compostos orgânicos usados em protetores solares dentre os quais, quantificaram benzofenona-3 (18 - 115 ng L^-1) e metoxicinamato de etilhexila (57 - 75 ng L^-1) em amostras de água tratada coletadas em cidades do interior do estado de Sao Paulo empregando Cromatografia Gasosa acoplada à Espectrometria de Massas sequencial (GC-MS/MS).²⁵ Rissato e colaboradores determinaram 6 pesticidas organoclorados (BHC, aldrim, dieldrin, DDT, endossulfan e heptaclor) em amostras de água tratada da cidade de Bauru (SP) em concentraçoes que variaram entre 8 e 33 ng L^-1 utilizando cromatografia gasosa de alta resoluçao com detector de captura de elétrons (HRGC-ECD), o qual apresenta detectabilidade adequada à análise de resíduos de compostos voláteis ou semi-voláteis, como sao esses analitos de interesse.³⁰ E, finalmente, Stumpf e colaboradores, em seu trabalho pioneiro para o Brasil, determinaram 15 DBP incluindo compostos neutros e ácidos em concentraçoes entre 100 e 41000 ng L^-1 empregando GC-ECD, e determinou EDTA em concentraçoes de 2000 ng L^-1 empregando cromatografia gasosa com detector de nitrogênio-fósforo (GC-NPD) em amostras de água tratada oriunda da Lagoa de Juturnaíba na Regiao dos Lagos (RJ).³

Dos 16 trabalhos descritos na literatura para água tratada no Brasil, 10 sao provenientes do Estado de Sao Paulo,^{18-21,23,25-27,29,30} 2 sao do Rio Grande do Sul,^24,28 1 do Paraná,³¹ 1 do Rio de Janeiro³ e 1 do Maranhao,²² (Figura 2) além do trabalho de Machado e colaboradores que fez uma amostragem em 21 capitais estaduais e no Distrito Federal.⁷ Neste trabalho, a cafeína foi detectada em 93% das amostras e as concentraçoes variaram entre 1,8 e 2769 ng L^-1. Para as capitais onde se encontrou a maior concentraçao de cafeína (Sao Paulo, Porto Alegre e Belo Horizonte), os mananciais também foram amostrados e as concentraçoes de cafeína variaram entre 40 e 19000 ng L^-1, nas quais também foram detectados o herbicida atrazina e o bisfenol A. Outros compostos de preocupaçao emergentes foram investigados nestas amostras de águas tratadas sendo, fenolftaleína, triclosan e atrazina detectados em pelo menos uma amostra. A atrazina foi determinada em todo o território nacional, com uma frequência de detecçao de 75% e concentraçao média nas capitais que variou de 2 a 15 ng L^-1, cerca de 1000 vezes menor que o Valor Máximo Permitido (VMP) pela Portaria do Ministério da Saúde 2914/2011, que trata sobre a potabilidade.⁷ Apesar de regulamentada, a atrazina está incluída dentre os contaminantes de preocupaçao emergentes devido ao seu potencial estrogênico, o qual tem sido melhor elucidado nesta última década e, portanto, nao foi contemplado nos cálculos dos VMP vigentes atualmente.

O Institute of Environment and Health (IEH) da Cranfield University no Reino Unido publicou uma revisao dos dados mais recentes sobre as implicaçoes da presença de compostos interferentes endócrinos em água tratada (Final Report DWI:70/2/266). Para tal, tiveram como base 509 artigos e 325 diferentes compostos que foram priorizados, o que gerou uma lista com 159 substancias, para as quais os riscos foram avaliados usando dados de ocorrência ou modelos matemáticos capazes de prever as concentraçoes após o tratamento considerando as características físico-químicas dos compostos e o tipo de tratamento empregado nas estaçoes de tratamento de água (ETA). Os perfis de perigo foram desenvolvidos para caracterizar a natureza de qualquer risco para a saúde humana relacionado ao consumo de água potável para as substâncias determinadas em concentraçoes maiores que 100 ng L^-1, considerada pelos autores como o pior cenário.³² A Figura 4 mostra que houve compostos interferentes endócrinos quantificados acima desta concentraçao nas amostras de água tratada do Brasil. A temática dos interferentes endócrinos será discutida mais adiante nesta revisao.

Nas ETA o tratamento convencional utiliza processos físico-químicos para tornar a água potável, ou seja, para o Brasil, a água que está sendo servida à populaçao deve estar em conformidade com os parâmetros descritos na Portaria do Ministério da Saúde MS 2.914/2011. A etapa de clarificaçao é feita com floculadores, decantadores e filtros; a desinfecçao é feita usando cloradores e aminoadores a depender do processo que está sendo aplicado na planta e as características do manancial e, finalmente o polimento que consiste no ajuste de pH, correçao do cloro residual e a fluoretaçao (que é um aditivo usado no Brasil para evitar a incidência de cáries na populaçao). Um panorama do sistema de abastecimento de água em diversas capitais do país é descrito por INCTAA.⁶

Assim como nas ETE, os processos convencionais de tratamento nas ETA nao sao eficientes para a eliminaçao de inúmeros contaminantes orgânicos, devido principalmente a natureza polar de muitos deles.^33-35 Alguns trabalhos evidenciam que a remoçao de interferentes endócrinos nas ETA e ETE também depende tanto das características intrínsecas de cada composto, quanto dos métodos de tratamento.^17,34,36,37 O caráter hidrofóbico de alguns contaminantes favorece reaçoes de adsorçao ao material particulado em suspensao e, portanto, as técnicas de separaçao mecânicas como a sedimentaçao ou a floculaçao, sao capazes de removê-los da água, enriquecendo assim, o lodo. Porém, muitos contaminantes emergentes ainda estao presentes nos efluentes finais que sao lançados nos corpos d'água pelas ETE operando com pouca eficiência de tratamento, bem como na água tratada distribuída a populaçao a qual é oriunda de mananciais já comprometidos.³⁷

Westerhoff e colaboradores demonstraram que métodos convencionais de tratamento promovem a remoçao de menos de 25% da concentraçao da maioria dos interferentes endócrinos e, a presença de uma etapa de cloraçao, muito comum para desinfecçao de águas no Brasil, promove uma reduçao de 20 a 90% nos níveis de concentraçao, dependendo das características de cada composto.³⁶ No entanto, o problema da cloraçao é a potencializaçao da formaçao de inúmeros subprodutos que podem ser consideravelmente mais tóxicos que as moléculas originais.^1,3,38

Processos de tratamento terciários como ozonizaçao, processos oxidativos avançados (UV, UV/H₂O₂, fotocatálise homogênea e heterogênea, etc.), adsorçao em carvao ativado, filtraçao em membranas (microfiltraçao, ultrafiltraçao e nanofiltraçao) e osmose reversa têm sido aplicados em ETA e ETE como métodos complementares de remoçao de contaminantes em inúmeros países.^17,36 De maneira geral, cada tipo de tratamento possui vantagens e desvantagens que devem ser consideradas pelas estaçoes no momento de se implementar um tratamento terciário na planta. É importante projetar custos, espaço físico, além de se conhecer o tipo de efluente que se deseja tratar, seja esgoto bruto, efluente industrial ou manancial, para que os resultados atendam aos objetivos de cada tratamento.

O reuso indireto de água se tornou comum nos grandes centros urbanos, onde uma cidade capta água de um manancial superficial e lança seu efluente à jusante do corpo hídrico e, após alguns quilômetros, outra cidade utiliza o mesmo corpo receptor para abastecimento público e assim sucessivamente, deteriorando a qualidade do manancial ao longo do seu curso. Tal prática é realizada no Brasil sem qualquer planejamento urbano, o que é ainda mais agravado com o aporte de grandes quantidades de esgoto bruto nos mananciais, dificultando ainda mais o tratamento da água que é distribuída à populaçao. Um sistema de saneamento básico adequado, com tratamento de esgoto empregando inclusive técnicas terciárias, capazes de gerar um efluente cada vez mais inócuo para o ambiente, permitiria que a prática do reuso indireto de água fosse usada de forma complementar ao reuso direto da água (onde o esgoto tratado pode ser utilizado para irrigaçao, recreaçao ou abastecimento público) garantindo nao só a oferta, mas a qualidade das águas e, consequentemente a saúde da biota aquática e do homem, principalmente nas grandes regioes metropolitanas do país.³⁹

Matriz: água superficial

A água superficial foi a matriz mais estudada com um total de 44 trabalhos publicados, visto a sua importância para a garantia dos usos múltiplos da água em um país onde as condiçoes de saneamento básico nao favorecem a preservaçao destes recursos e, como resultado, inúmeras substancias já foram quantificadas em rios de 9 dos 26 estados brasileiros onde as pesquisas foram realizadas (Figura 2). Essa tendência também pode ser explicada do ponto de vista analítico, uma vez que as águas superficiais sao, na maioria das vezes, matrizes menos complexas que o esgoto, por exemplo. Outro fator é que as concentraçoes de contaminantes nas águas superficiais sao, em geral, maiores que nas águas tratadas, conseguindo ser determinadas por equipamentos com detectores menos sofisticados. Uma discussao mais detalhada com relaçao às técnicas analíticas será apresentada mais adiante.

A revisao da literatura apresentou 44 artigos publicados em revistas indexadas sobre a presença de contaminantes emergentes em águas superficiais do Brasil, que totalizaram 193 compostos de diferentes classes em aproximadamente 75 corpos d'água de 9 dos 26 estados brasileiros (Tabela 1, Tabela 1S e Figura 2). Do total de compostos estudados, 62% (98 compostos) foram quantificados em pelo menos uma amostra incluindo fármacos,^4,24,40-46 produtos de higiene pessoal,^{7,24,25,40,41,46,47} cafeína,^{7,24,40-42,46-50} hormônios,^{7,9,18,20-22,40-42,46,51-54} drogas ilícitas,^26,45,46 compostos de uso industrial^{7,9,20,22,42,44,46,51-53,55} e pesticidas.^{2,3,7,24,29-31,46,55-68} As concentraçoes variaram cerca seis ordens de grandeza, com valores entre 0,3 e 753,500 ng L^-1 (Tabela 1).

O estágio de contaminaçao dos corpos d'água reflete o uso e ocupaçao do solo de cada regiao, logo, está diretamente relacionado com o grau de saneamento básico, bem como a densidade populacional e o tipo de economia dos diferentes estados brasileiros.

Os pesticidas foi a classe de compostos mais estudada (22 artigos publicados), visto que a temática de contaminaçao por estas substancias antecede as discussoes sobre os contaminantes de preocupaçao emergente. Alguns sao regulamentados no Brasil e os estudos envolvendo a exposiçao a esses agentes tóxicos vao muito além da contaminaçao das águas, estando relacionados principalmente aos alimentos e a exposiçao ocupacional. Do ponto de vista ambiental, os corpos d'água sao as matrizes mais vulneráveis a contaminaçao indireta a qual pode estar em níveis de nanogramas a microgramas por litro, o que justifica o maior número de trabalhos sobre a contaminaçao por essa classe de compostos no país que é hoje o maior consumidor de pesticidas do mundo.

Albuquerque e colaboradores publicaram uma revisao crítica sobre a presença de pesticidas nos corpos d'água superficiais do Brasil juntamente com uma avaliaçao do risco para a vida aquática. No trabalho é destacado a escassez de dados para o país, uma vez que foram encontrados estudos sobre a presença de pesticidas em apenas 5 dos 27 estados brasileiros, o que corrobora com os dados apresentados neste trabalho. Os autores verificaram ainda, que a classe dos herbicidas foi a mais estudada até o momento, no entanto, os inseticidas foram os que apresentaram os maiores riscos para a biota aquática.⁶⁹

Os compostos oriundos das atividades doméstica e industrial do homem foram estudados principalmente nos rios da regiao sul e sudeste, as quais concentram o maior número de pessoas e indústrias, o que remete aos cenários mais críticos de contaminaçao. Apesar dos índices e saneamento básico serem considerados mais elevados nestas regioes, a quantidade em massa de efluente bruto lançados diretamente nos corpos d'água aliada a baixa vazao dos rios, compromete todos os usos da água. Compostos como PPCP e hormônios, foram determinados em concentraçoes entre 0,3 ng L^-1 a 753,5 µg L^-1, enquanto que em países da Europa e nos Estados Unidos, por exemplo, as concentraçoes máximas reportadas sao da ordem de 2,0 µg L^-1.^17,37 Outros trabalhos de revisao sobre a presença de fármacos no Brasil também destacaram a escassez de dados e a grande faixa de variaçao das concentraçoes destes contaminantes nos diferentes corpos d'água do país.^70-72

Para a determinaçao dos compostos nos corpos d'águas superficiais, os diferentes autores empregaram tanto a cromatografia líquida (LC) quanto a gasosa (GC) e os mais diferentes detectores, o que favoreceu uma variaçao muito grande nos limites de detecçao dos métodos analíticos e, portanto, os mesmos foram mencionados na Tabela 1S e apenas os valores acima dos limites de quantificaçao dos métodos analíticos foram apresentados nesta revisao.

Matriz: água subterrânea

Os estudos realizados em amostras de águas subterrâneas estao concentrados no Estado do Mato Grosso,^56-60,73 em Sao Paulo^2,25 e em Santa Catarina⁷⁴ e, apenas para a determinaçao de pesticidas, com exceçao para o trabalho de Silva e colaboradores, que avaliaram a presença de compostos usados como filtros UV em protetores solares em amostras de manaciais subterrâneos no interior do Estado de Sao Paulo. Neste trabalho, o metoxicinamato de etilhexila foi o único contaminante determinado acima dos limites de quantificaçao do método analítico, o qual empregou extraçao em fase sólida e GC-MS/MS, em concentraçao de 137 ng L^-1.²⁵

Com relaçao aos pesticidas, foram 30 princípios ativos determinados, além dos derivados da atrazina, que foi o herbicida mais estudado no país e, apesar de ser proibido em alguns países, está entre os mais consumidos no Brasil, de acordo com o IBAMA.⁷⁵ As concentraçoes de atrazina variaram entre 10 e 18900 ng L^-1. A atrazina e o aloclor foram os pesticidas mais frequentemente dectados dentre os 27 que foram monitoramento nas águas subterrâneas da Slovenia de acordo com Gotvajn e colaboradores.⁷⁶ Na Grécia, o monitoramento das águas subterrâneas da Macedônia Central apontaram a atrazina, alaclor, desetilatrazina (DEA), metolaclor, simazina e carbofurano entre os mais frequentemente detectados dentre as cem amostras analisadas entre 1996 e 1997.⁷⁷ A determinaçao dos derivados de compostos, como os da atrazina (deisopropilatrazina (DIA), (DEA) e 2-hidroxiatrazina) por exemplo, é importante para se entender o destino deles no ambiente e poder inferir sobre a toxicidade mesmo após um longo período da aplicaçao.

Em Chapecó (SC), Olivo e colaboradores determinaram as concentraçoes de glifosato, que é o agrotóxico mais consumido no Brasil, em 13 diferentes poços tubulares profundos e as concentraçoes variaram entre 246 e 6800 ng L^-1, com uma frequência de detecçao de 38%. A determinaçao de glifosato foi feita empregando SPE, derivatizaçao, e HPLC-FLD com limite de quantificaçao de 240 ng L^-1.⁷⁴ A Figura 5 apresenta as concentraçoes máximas obtidas para os pesticidas que foram quantificados em pelo menos uma amostra de água subterrânea. A Tabela 1 mostra que as concentraçoes variaram entre 10 e 68790 ng L^-1 nas diferentes amostras estudadas.

Figura 5. Concentraçoes dos pesticidas quantificados em pelo menos uma amostra de água subterrânea do Brasil de acordo com os dados descritos na Tabela 1S

Ribeiro e colaboradores descreveram sobre as dificuldades e os custos para o monitoramento de águas subterrâneas, bem como a importância em se conhecer o destino, principalmente dos pesticidas após a sua aplicaçao. Tal contaminaçao, depende da natureza química de cada substancia, bem como o tipo de solo e, consequentemente a mobilidade na interface água/solo.⁷⁸ Além dos pesticidas, os fármacos veterinários seguem essa mesma rota após serem administrados e, portanto, requerem estudos semelhantes. Por outro lado, é de se esperar que a contaminaçao das águas subterrâneas por compostos de origem doméstica ou industrial seja mais susceptível próximos aos poços e áreas de recargas.

Matriz: água envasada

Para esta matriz, foi encontrado um trabalho que investigou a ocorrência de 16 compostos perfluorados (PFCs) em nove amostras adquiridas no ano de 2014 e 8 analitos foram detectados. As maiores frequências de detecçao foram encontradas para os compostos: ácido perfluoroheptanóico (PFHpA, 67% de amostras positivas), ácido perfluorobutanossulfônico (PFBS, 50%), ácido perfluorooctanóico (PFOA, 33%) e ácido perfluorohexadecanoico (PFHxDA, 33%). Os compostos detectados ocorreram em concentraçoes de 2,6 a 15 ng L^-1. O ácido perfluorooctanossulfônico (PFOS) nao foi detectado em nenhuma amostra.²⁸ Os PFCs sao muito estáveis devido ao caráter da ligaçao C-F e sao considerados poluentes orgânicos persistentes (POP).

A preocupaçao com a presença dos contaminantes emergentes nas águas de abastecimento público remetem à preocupaçao com a saúde humana. É sabido que a qualidade da água que é servida à populaçao reflete tanto a qualidade do manancial como a eficiência do tratamento, e que a presença destes compostos e os riscos associados a eles, nao estao contemplados nas regulamentaçoes vigentes pelos diferentes motivos que estao sendo discutidos neste trabalho. Diante deste cenário, é comum as pessoas inferirem que o consumo de água envasada (ou água mineral) traga menor risco à saúde e, portanto, esse tópico também foi brevemente discutido, de forma a complementar a temática relacionada a esse uso da água.

As águas naturais, principalmente as águas minerais, podem ser envasadas e a partir de entao sao comercializadas como um alimento. Neste processo, o interessado deve obter a Concessao de Lavra da água de acordo com o Código de Mineraçao; com a Resoluçao CONAMA n.º 09, de 06/12/90, referente ao Licenciamento Ambiental e com a Portaria n.º 374/09 do DNPM (Departamento Nacional de Produçao Mineral), através da Norma Técnica n.º 01/09, a qual descreve as Especificaçoes Técnicas para o Aproveitamento das Aguas Minerais e Potáveis de Mesa.⁷⁹

O Brasil, em 2013, estava classificado em décimo nono lugar no ranking dos países com maior consumo per capita de água mineral envasada. Por esta estatística, atribuiu-se a cada brasileiro o consumo anual de 90,3 L.⁸⁰ Questiona-se, no entanto, se o vasto mercado de água envasada é a imagem da pureza esperada do produto e se há regulamentaçoes que assegurem a qualidade da bebida, preservando a saúde humana. A legislaçao brasileira possui uma Resoluçao da Agência Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA) que versa sobre água envasada (RDC nº 274, de 22 de setembro de 2005). Nesta Resoluçao, sao definidos limites máximos de concentraçao de alguns compostos orgânicos que podem estar presentes neste produto.

Em 2007, foi realizado um estudo de ocorrência de ftalatos em amostras de água mineral envasada adquiridas no comércio local da cidade de Campinas/SP. Foram alvo de estudo os ftalatos de dimetila (DMP), dietila (DEP), butil-benzila (BBP), di-n-butila (DnBP), di-(2-etil-hexil) (DEHP) e di-n-octila (DnOP). Para 6 amostras de água sem gás, a frequência de detecçao de DMP, DEP e DnOP foi de 17%, para o DEHP foi de 33%, para o BBP foi de 67% e o ftalato que foi mais frequentemente encontrado foi o DnBP, ocorrendo em 83% das amostras. Das 4 amostras gaseificadas, nao foram detectados os compostos DMP, DEP, DnOP, a frequência de detecçao do BBP foi de 50% e tanto o DnBP quanto o DEHP ocorreram em 75% delas. Em seguida, a segunda etapa desse estudo consistiu em análises ao longo da vida de prateleira da água envasada. No estudo temporal, o ftalatos detectados foram o DnBP, DEHP, DEP e o BBP, com um mínimo de 1 µg L^-1 para DEP e BBP, um máximo de 4 µg L^-1 para o DnBP e os valores foram similares ao longo do tempo. A baixa variaçao de resultados entre os meses de estocagem, embalagem (PP, PET e vidro) e tipo de água (com e sem gás) sugeriram que a origem mais provável de contaminaçao seja do processo de envase ou até mesmo da fonte natural da água, no entanto, o que é ainda mais preocupante, foi a persistência dos compostos durante a vida de prateleira do produto mostrando que nao houve degradaçao destes compostos.⁸¹

Com relaçao à qualidade da água envasada, a RDC nº 274/05 da Anvisa nao apresenta nenhum parâmetro relacionado a presença de ftalatos e compostos perfluorados. Mesmo que a Portaria 2914/11 do Ministério da Saúde contemple um valor máximo de DEHP para a água potável (8 µg L^-1), essa Portaria nao tem alcance para as águas envasadas, cuja responsabilidade de fiscalizaçao é da Anvisa, tampouco para fontes subterrâneas, cuja responsabilidade é do CONAMA.

Fontes e destino no ambiente

As propriedades físico-químicas dos contaminantes ditam seus destinos no ambiente e também sao usadas para se obter o melhor método analítico para a determinaçao em amostras ambientais. A solubilidade em água (γ_sat) estabelece a concentraçao máxima do contaminante dissolvido e é dependente do pH, da temperatura e da presença de materiais particulados ou matéria orgânica nas amostras ambientais. Os coeficientes de partiçao e de adsorçao e a hidrofobicidade influenciam na distribuiçao dos contaminantes entre os diferentes compartimentos: água, sedimento e biota aquática. A biomagnificaçao é resultante de uma série de etapas de bioacumulaçao que podem ocorrer na cadeia alimentar, a qual é agravada devido à exposiçao crônica aos contaminantes. A volatilidade de uma substancia nos corpos d'água é determinada pela Constante de Henry, porém, dentre os contaminantes emergentes aquáticos abordados neste trabalho, poucos compostos apresentam volatilidade suficiente para que a transferência da fase aquosa para a atmosférica seja um sumidouro efetivo.⁸²

Para fármacos, hormônios, drogas de abuso e compostos presentes em produtos de higiene pessoal e doméstico, pode-se prever como principal fonte de contaminaçao os efluentes das ETE. No entanto, o Censo 2010 do Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) indicou que apenas 32,9% da populaçao brasileira possui rede coletora de esgoto e apenas parte deste esgoto coletado recebe algum tipo de tratamento antes de ser lançado aos corpos d'água.⁸³ Ou seja, é de se esperar que a qualidade dos mesmos reflita o cenário de uso e ocupaçao da bacia na qual está inserido, uma vez que, muito embora as grandes cidades apresentem elevados índices de coleta e tratamento de esgoto, ainda há grande aporte de esgoto in natura sendo lançado diretamente nos recursos hídricos comprometendo assim a qualidade das águas.

Para os compostos de uso industrial, os próprios efluentes industriais gerados durante o processo sao as principais fontes de contaminaçao para o ambiente. A regulamentaçao que rege os padroes de emissao de poluentes (CONAMA 430/2011) especifica valores máximos permitidos para alguns metais, óleos e solventes orgânicos, assim como parâmetros físico-químicos, mas nao especifica outras substancias. Como consequência, ela "permite" que outros contaminantes sejam lançados para os corpos d'água. Nestes casos, a principal fonte de atenuaçao acaba sendo a diluiçao, o que nao necessariamente minimiza os efeitos potenciais de muitos contaminantes. Mesmo com a diluiçao, estes compostos ainda podem ser detectados em rios pertencentes a áreas com intensa atividade industrial em concentraçoes capazes de causar efeitos adversos em organismos saudáveis.^{7,9,20,22,42,44,46,51-53,55} Além do efluente, o produto manufaturado é outra fonte difusa destes contaminantes. Eles sao liberados do produto por meio de lixiviaçao, entretanto, esta via contribui minoritariamente para o estoque destas substancias nas matrizes ambientais.

O cenário de contaminaçao por compostos oriundos de efluentes industriais, hospitalares e domésticos é agravado nos períodos de estiagem, uma vez que nao há o efeito de diluiçao causado pelas chuvas. Por outro lado, ao analisar o cenário de contaminaçao por compostos oriundos das atividades agrícola e pecuária, é possível inferir que as concentraçoes destes nos corpos d'água sejam maiores em períodos de chuvas devido a lixiviaçao dos solos. Além disso, a aplicaçao via aérea de pesticidas pode ser considerada outra grande fonte de contaminaçao dos corpos aquáticos.

Majewsky e colaboradores estudaram o balanço de massa de cinco contaminantes emergentes: sucralose e acesulfame (adoçantes artificiais), iopromida e omnipaque (agentes de contraste) e a carbamazepina (fármaco utilizado no tratamento de epilepsias) no Lago Paranoá localizado em Brasília (DF), um importante reservatório usado como fonte de água para abastecimento público e que recebe efluentes de ETE em diferentes pontos. Os autores indicaram um aumento lento na concentraçao dos compostos persistentes e uma situaçao de estado estacionário para os compostos mais facilmente degradáveis, além disso, o cenário analisado mostrou uma projeçao onde a reduçao das emissoes devido aos investimentos em tratamentos terciários nas ETE só seria observada depois de dez anos, devido ao elevado tempo de residência neste reservatório.⁸⁴

Sobre as diferentes classes de contaminantes emergentes determinadas no Brasil

Diferentes classes de compostos foram determinadas nas diferentes matrizes aquáticas brasileiras, conforme discutido anteriormente e, a seguir, está apresentado uma breve discussao sobre cada uma dessas classes.

Os fármacos pertencem a uma das classes de contaminantes emergentes mais estudadas em todo o mundo (sendo a segunda mais estudada no Brasil), pois sao constantemente lançados no ambiente em grandes quantidades, além de serem produzidos com a finalidade de apresentarem efeitos biológicos. Muitos sao persistentes e lipofílicos, podendo ser bioacumulados, outros sao parcialmente metabolizados pelo organismo e seus metabólitos, lançados no ambiente, também podem causar efeitos à biota e ao homem.

Os fármacos incluem todas as drogas consumidas com ou sem prescriçao médica, de uso humano ou veterinário, e suplementos alimentares. Nas últimas décadas houve um aumento significativo no consumo de medicamentos em todo o mundo, inclusive no Brasil,⁷² principalmente aqueles vendidos sem prescriçao médica, como os analgésicos e antitérmicos e aqueles de uso contínuo como os reguladores lipídicos, anticoncepcionais e antidepressivos. O mercado farmacêutico mundial movimenta bilhoes de dólares anualmente, com um crescimento de mercado que tem se expandido tanto em quantidade como em variedade de novos princípios ativos⁸⁵ (existem aproximadamente 3000 compostos diferentes sendo usados como ingredientes ativos de fármacos em todo o mundo).¹

A presença de fármacos em amostras ambientais tem sido reportada desde a década de 70 em concentraçoes de nanogramas a microgramas por litro.^86,87 Os dados apresentados na Tabela 1 podem ser complementados com a revisao de Quadra e colaboradores os quais selecionaram além dos artigos descritos neste trabalho, algumas dissertaçoes e teses defendidas em diferentes Universidades do Brasil para discorrer sobre os efeitos da presença de fármacos nos sistemas aquáticos brasileiros.⁷²

As maiores preocupaçoes sao com os fármacos de origem hormonal, dado seu potencial de interferência endócrina; os fármacos psicoterápicos, que agem diretamente no sistema nervoso central; e os antimicrobianos devido ao fato de promoverem um aumento na quantidade de bactérias resistentes. Este último, vem recebendo grande destaque na Organizaçao Mundial da Saúde (OMS ou WHO, do inglês World Health Organization) nos últimos anos e, em 2016 foi lançado um alerta mundial sobre esta problemática, a qual países do mundo todo deverao participar com açoes de grande, médio e pequeno porte com objetivo de minimizar os efeitos da resistência aos antimicrobianos. De acordo com a OMS, sao necessários inovaçoes e investimentos em pesquisa e desenvolvimento de novos medicamentos antimicrobianos, vacinas e instrumentos de diagnóstico.⁸⁸

Presente em alguns medicamentos do tipo analgésico, antigripais e inibidores de apetite, a cafeína, estudada em 12 dos 58 trabalhos incluídos nesta revisao (~20%), é um dos produtos mais consumidos no mundo, podendo ser encontrada também em cerca de 60 espécies de plantas, em diversos produtos alimentícios como café, chás, cola, chocolate, guaraná, condimentos, além do tabaco. A cafeína pertence ao grupo de compostos químicos chamados xantinas que sao substâncias capazes de estimular o sistema nervoso, produzindo um estado de alerta de curta duraçao.⁸⁹ A absorçao da cafeína no organismo é muito rápida, assim como a distribuiçao, passando rapidamente para o sistema nervoso central. O corpo humano nao necessita de cafeína e o seu consumo moderado nao está associado a nenhum risco à saúde, exceto em algumas situaçoes especiais, como a gestaçao e a hipertensao, por exemplo.

A presença de cafeína nos corpos d'água é sobretudo de origem antrópica. Estudos têm mostrado que a cafeína é altamente metabolizada pelo organismo e, apesar de apenas 3% da quantidade ingerida ser excretada pela urina na forma in natura,⁸⁹ a quantidade que chega ao ambiente (via excreçao ou outras rotas) é suficiente para ser detectada por meio de técnicas analíticas simples, como por exemplo, a cromatografia líquida acoplada ao detector de absorçao no ultravioleta (UV).^42,48-50,90

A cafeína ocorre em altas concentraçoes (até mg L^-1) no esgoto e, por ser um composto estável e bastante solúvel em água, ela é parcialmente removida pelas ETE, podendo remanescer em corpos d'água superficiais e, consequentemente, em águas destinadas ao abastecimento público provenientes de mananciais impactados.^6,23 Por esses motivos, a cafeína tem sido considerada um marcador químico sensível e específico de atividade antrópica e vem substituindo outros marcadores biológicos de esgoto como, por exemplo, o E. Coli.^{6,48,49,89-92} Um outro estudo correlacionou ainda a concentraçao de cafeína com o potencial estrogênico de amostras de águas superficiais, pois mesmo nao sendo considerada um interferente endócrino, é oriunda do esgoto doméstico, o qual apresenta uma série de outros compostos que podem causar alteraçoes no sistema endócrino.⁹³

De acordo com os trabalhos considerados nesta revisao, nao houve publicaçao em revista indexada focado na ocorrência de cafeína em esgoto, enquanto que houve 10 trabalhos que determinaram este composto em amostras de águas superficiais, em concentraçoes entre 0,29 e 753500 ng L^-1, e 4 trabalhos a quantificaram em amostras de água tratada em concentraçoes entre 1,8 e 5800 ng L^-1. Estas concentraçoes estao na mesma ordem de grandeza que aquelas determinadas em efluentes tratados de outros país de acordo com Sodré e colaboradores.²³

Os produtos de higiene pessoal referem-se aos cosméticos, fragrâncias, compostos antimicrobianos, antioxidantes e cremes preservativos, inseticidas repelentes e os protetores solares, cujo consumo mundial vem aumentando exponencialmente na última década. Muitos compostos usados nestes produtos sao lipossolúveis e, portanto, possuem alto potencial de bioacumulaçao,¹ e além disso, alguns sao parcialmente removidos pelos processos de tratamento convencionais de água e esgoto.¹⁷ Desde 2010, o Brasil ocupa a 3º posiçao no consumo mundial, perdendo apenas para os EUA e Japao, de acordo com a Associaçao Brasileira da Indústria de Higiene Pessoal, Perfumaria e Cosméticos (Abihpec), o que pode nos remeter a um cenário típico de contaminaçao ambiental, principalmente nas regioes sul e sudeste do país onde a densidade populacional é mais alta.

Com relaçao às drogas ilícitas ou drogas de abuso, a preocupaçao ambiental foge do aspecto regulatório uma vez que sao ilícitas. Os trabalhos descritos na literatura abordam métodos analíticos para a determinaçao em concentraçoes traços,^94-97 apresentam dados de ocorrência em esgoto,^15,95-98 em corpos d'água superficiais^{26,45,46,94,95,98,99} e na água tratada,^26,100 e buscam por endpoints ecotoxicológicos que possibilitem correlacionar um efeito a uma concentraçao, permitindo que uma avaliaçao do risco tanto para a biota aquática quanto para a saúde humana possa ser analisada com clareza. O Escritório das Naçoes Unidas sobre Drogas e Crimes (UNODC - do inglês, United Nations Office on Drugs and Crime), órgao internacional que implementa medidas para o combate e controle do uso de drogas, considera o termo droga ilícita nao apenas a identidade química da substância, mas todo o seu ciclo desde a intençao da produçao até o seu consumo. A cannabis, as anfetaminas, a cocaína e os opiáceos estao entre as classes mais consumidas, correspondendo a aproximadamente 90% do consumo mundial. Entretanto, a prevalência e os padroes de uso variam entre países. No Brasil, os últimos dados publicados pelo Observatório Brasileiro de Informaçoes sobre Drogas (OBID) e pelo UNODC relataram a cannabis e a cocaína como as classes de maior consumo entre os usuários.¹⁰¹

Alguns compostos de uso industrial também sao classificados como contaminantes emergentes, tendo sido determinado em amostras de esgoto, águas superficiais e de abastecimento público no Brasil em concentraçoes entre 0,04 e 78250 ng L^-1. Dentre eles, pode-se citar o bisfenol A, os alquilfenóis, as bifenilas policloradas, os ftalatos, os compostos perfluorados (PFC, do inglês perfluorinated compounds) e os retardantes de chama bromados.^1,17 A maior preocupaçao está nas quantidades em que sao lançados ao ambiente, uma vez que a maioria destes compostos nao possui padroes de emissao e, portanto, nao há um valor máximo designado especificamente ao lançamento deste tipo de contaminante pelo efluente. Alguns países têm adotados valores de referência para a gestao de algumas substâncias consideradas mais relevantes do ponto de vista de contaminaçao ambiental, como exemplos, a Directive 2008/105/EC da European Parliament and The Council e a Canadian Environmental Protection Act.¹⁷ Muitos sao lipossolúveis e alguns deles sao ainda classificados como poluentes orgânicos persistentes.

O bisfenol A é um dos compostos mais estudados em matrizes ambientais. É utilizado no processo de obtençao de resinas do tipo epóxi e alguns polímeros, podendo ser aplicado em embalagens de alimentos, produtos infantis, entre outros.¹⁰² Alquilfenóis sao utilizados nas indústrias de óleos lubrificantes, resinas, plásticos e borrachas, como aditivos ou plastificantes. Especialmente o nonilfenol pode ser disponibilizado no ambiente por ser produto de degradaçao de seu análogo etoxilado, utilizado em detergentes.^8,42,53 As bifenilas policloradas sao usadas em fluidos hidráulicos e de transferência de calor, lubrificantes, em capacitores dielétricos e como plastificantes, mesmo tendo sua produçao banida na década de 80,⁸² devido as características físico químicas de persistência, resíduos dessas substâncias ainda sao possíveis de serem detectados nos corpos d'água.⁵⁵ Os ftalatos sao amplamente utilizados como plastificantes e sao alvo de pesquisas que buscam conhecer a sua ocorrência em diversas matrizes além da ambiental, como bolsas de soro, de sangue, em brinquedos, alimentos, cosméticos e plásticos.¹⁰³ Os compostos perfluorados sao aplicados em modificaçoes de superfícies, como por exemplo, obtençao de superfícies antiaderentes, sao utilizados como surfactantes, assim como em espumas de combate a incêndio e também em embalagem de alimentos. Por ocorrerem por longos períodos no ambiente sem sofrerem degradaçao, os PFC sao considerados poluentes orgânicos persistentes. Os retardantes de chama bromados têm sido usados em diferentes produtos tais como tecidos, eletrônicos, plásticos e espumas poliuretanas, no entanto, sao compostos orgânicos persistentes no ambiente e que têm sido determinados em locais distantes das fontes de emissao.¹

Uma outra classe de contaminantes preocupantes sob o ponto de vista ambiental é a dos pesticidas. De acordo com os dados desta revisao, é a classe de compostos mais estudada no país considerando o número de trabalhos e a quantidade de ingredientes ativos investigados. Foram reportados 22 trabalhos em amostras de águas superficiais, 8 em amostras de águas subterrâneas, 7 em amostras de água de abastecimento público e mais de 120 pesticidas diferentes.

O cultivo agrícola gera um desequilíbrio biológico na natureza seja pela remoçao de culturas competitivas, pelo uso de linhagens obtidas por seleçao, falta de revezamento de culturas numa única área de plantio, adubaçao, irrigaçao, poda ou controle de pragas. O aumento da populaçao mundial e, consequentemente, o aumento pela demanda de alimentos, aliado as práticas modernas de cultivo, consolidaram os pesticidas como a principal ferramenta para assegurar a proteçao contra perdas na produçao ou destruiçao de culturas. Há, portanto, uma disseminaçao de diferentes substâncias químicas desenvolvidas para atuar em um conjunto específico de pragas, mas que acabam sendo potencialmente danosas a organismos nao alvos incluindo a biota e o homem.¹⁰⁴

A preservaçao da qualidade ambiental é um dos principais desafios deste cenário, tendo em vista a grande quantidade de pesticidas que sao lançados no ambiente. O Brasil é o maior consumidor de pesticidas do mundo. De acordo com o último Boletim de Comercializaçao de Agrotóxicos e Afins publicado pelo Ministério do Meio Ambiente (MMA) através do Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis (IBAMA) foram comercializadas aproximadamente 478 mil toneladas de ingredientes ativos no país entre 2009 e 2012, o que representou um aumento médio de cerca de 234% quando comparado à 2006. Esse documento mostrou ainda que a classe dos herbicidas foi a mais comercializada, com a venda de 299 mil toneladas em 2012, seguida pelos fungicidas (60 mil toneladas) e acaricidas (37 mil toneladas).⁷⁵

Ainda assim, a regulaçao brasileira é deficitária em seus critérios de qualidade de água. Estes sao baseados em agências regulamentadoras de outros países ou na OMS e nao consideram a variedade de pesticidas utilizados nas diferentes regioes do Brasil, as características particulares da agricultura nacional, além dos efeitos potenciais causados devido à exposiçao crônica mesmo em concentraçoes extremamente baixas, da ordem de picograma a nanograma por litro, como as encontradas nas amostras ambientais.

COMPOSTOS INTERFERENTES ENDOCRINOS

Dentre os contaminantes emergentes, alguns compostos sao ainda classificados pelos seus potenciais ou capacidades de alterarem as funçoes do sistema endócrino e, consequentemente, causar efeitos adversos em um organismo saudável ou em seus descendentes.¹⁰⁵ Sao denominados interferentes endócrinos e definidos pela USEPA como "um agente exógeno que interfere na síntese, secreçao, transporte, ligaçao, açao ou eliminaçao dos hormônios naturais no corpo que sao responsáveis pela manutençao da homeostase, reproduçao, desenvolvimento e/ou comportamento".¹⁰⁶

Os interferentes endócrinos podem pertencer a diferentes classes. Sao exemplos os hormônios naturais e sintéticos, os fitoestrogênios, os alquilfenóis, os retardantes de chama bromados, o bisfenol A, ftalatos, os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPA), as bifenilas policloradas, e alguns pesticidas.^1,107-109

Agências ambientais e organizaçoes nao-governamentais classificam os interferentes endócrinos em três classes principais: os estrogênios naturais, os estrogênios sintéticos e os xenoestrogênios. Os estrogênios sintéticos apresentam maior capacidade de interferir no sistema endócrino humano em comparaçao aos demais tipos de estrógenos, enquanto que os xenoestrogênios sao menos potentes, porém mais prováveis de serem encontrados no ambiente.

Os estrogênios naturais fazem parte de um grupo de vários hormônios lipossolúveis produzidos principalmente nos ovários, mas também em quantidades consideráveis na placenta e em menores quantidades nos testículos e no córtex adrenal. Os hormônios estradiol, estrona e estriol sao os três principais estrogênios endógeno, s. Além destes, a progesterona e a testosterona sao exemplos de outros hormônios naturais que, assim como os estrogênios, sao excretados diariamente pela urina e podem ser determinados nos corpos d'água que recebem grandes aportes de esgoto doméstico.^{7,9,18,20-23,40-42,46,51-54}

Os estrogênios sintéticos, encontrados em produtos farmacêuticos, sao esteróides que tiveram suas estruturas moleculares alteradas. Os principais usos estao relacionados aos contraceptivos, terapias de reposiçao hormonal e tratamento de neoplasias. Sao compostos sintetizados para agirem diretamente no sistema endócrino, por isso possuem alto potencial estrogênico.

O termo xenoestrogênio é aplicado a uma série de substâncias químicas produzidas pelo homem que confundem os receptores celulares dos estrogênios no organismo, interferindo nas mensagens bioquímicas naturais. Podem ou nao ser compostos do tipo esteroidais, tendo a habilidade de mimetizar ou bloquear a atividade dos hormônios endógenos, bem como alterar a forma como os hormônios e seus receptores proteicos atuam, sao produzidos e/ou metabolizados.⁸² O mecanismo de açao depende da estrutura química de cada molécula, assim como o potencial estrogênico e, consequentemente, os efeitos observados nos organismos.

Efeitos relacionados à presença de compostos interferentes endócrinos no ambiente

A preocupaçao com a presença de xenoestrogênios no ambiente teve seus primeiros relatos no final dos anos 30 quando Dodds e Lawson reportaram sobre a atividade estrogênica do bisfenol A, ou seja, a capacidade de agir no sistema endócrino de animais e seres humanos, e a partir de entao, outros pesquisadores começaram a discutir a possibilidade de alguns compostos terem a habilidade de minimizar a açao dos hormônios endógenos.^110-112

O livro "Primavera Silenciosa", de autoria de Rachel Carson, publicado em 1962,¹¹³ mostrou de inúmeras formas os efeitos nocivos à saúde humana e aos animais provocados pela exposiçao ao DDT (dicloro-difenil-tricloroetano). DDT foi determinado em amostras superficiais do Brasil em concentraçoes entre 6 e 130 ng L^-1,^30,55 e alguns estudos apontam para a possibilidade de afetar as geraçoes futuras devido ao potencial de bioacumulaçao deste pesticida.¹⁰⁵ A Revoluçao Verde iniciou-se nos anos 60, impulsionou a produçao agrícola e, com isso, houve uma grande disseminaçao do uso de pesticidas que foram desenvolvidos e comercializados com poucas restriçoes de regulamentaçao.

Em 1965, Stumm-Zollinger e Fair publicaram o primeiro artigo indicando que os estrógenos nao sao completamente eliminados pelas ETE.¹¹⁴ Em 1970, Tabak e Bunch investigaram o destino dos esteróides durante o tratamento de esgoto e afirmaram sobre a importância de se estudar a degradaçao deles nas ETE e no ambiente, uma vez que estes compostos sao fisiologicamente ativos mesmo em baixas concentraçoes.¹¹⁵ Isso corrobora com a preocupaçao com relaçao à presença e às concentraçoes destas substâncias nos diversos efluentes analisados no Brasil, em que 60% dos trabalhos determinaram esta classe de compostos (Figura 1).

Apesar dos primeiros relatos relacionados a presença dos interferentes endócrinos no ambiente datarem da década de 1960, o assunto nao ganhou importância significativa até os anos 90, quando a presença de hormônios naturais e sintéticos em ETE foram relacionadas com o impacto na reproduçao de peixes expostos aos efluentes da ETE.^116,117 A partir de entao, iniciaram-se os estudos com foco na ocorrência destes contaminantes em ETE e nos corpos d'água em níveis de sub microgramas por litro.^4,118-120 Paralelamente, estudos in vitro e in vivo começaram a ser reportados sobre os possíveis mecanismos de açao de compostos xenoestrogênios no organismo de mamíferos.^121-125

Um dos exemplos mais conhecidos é o caso envolvendo a contaminaçao de crocodilos no lago Apopka (Flórida/EUA), na década de 1980. Na ocasiao, alguns pesquisadores notaram que a populaçao desses animais estava diminuindo ano a ano. Estudos subsequentes demonstraram que a exposiçao contínua de alguns pesticidas, mesmo em concentraçoes baixas, sobre os ovos da espécie interferiu no desenvolvimento do sistema reprodutor dos animais, tornando-os inférteis.¹²⁶

Uma evidência dos possíveis efeitos provocados pela exposiçao humana aos interferentes endócrinos foi observada entre os anos 50 e 70 com mulheres grávidas que tomaram dietilestilbestrol, um estrogênio sintético prescrito para evitar aborto espontâneo e promover o crescimento do feto. A maioria das filhas dessas mulheres nasceu estéril e algumas desenvolveram um tipo raro de câncer vaginal. Nos filhos, provocou anormalidade nos órgaos sexuais, baixa contagem de espermatozóides e tendência a desenvolverem câncer nos testículos.¹²⁷ Nos trabalhos considerados nesta revisao, o dietilestilbestrol foi analisado em águas superficiais e de abastecimento, mas nao foi detectado em nenhuma amostra em concentraçoes acima dos limites de detecçao dos métodos empregados.^7,19

Apesar disso, os efeitos sobre a saúde humana associados aos interferentes endócrinos ainda nao sao definitivamente comprovados. Porém, outras evidências sugerem que a antecipaçao na idade da menarca,^128,129 a diminuiçao da qualidade do sêmen,^121,130-132 o aumento da incidência de câncer de mama,^133,134 obesidade^134-136 e o desenvolvimento precoce do cérebro¹³⁷ podem estar associadas à exposiçao de seres humanos em desenvolvimento frente a esses compostos. Outro trabalho discute ainda o mecanismo de transporte de compostos interferentes endócrinos, como o bisfenol A, pela placenta e aponta efeitos negativos no desenvolvimento neurológico dos bebês.¹³⁸

Mnif e colaboradores apresentaram uma revisao sobre os efeitos e interferência endócrina provocados pela exposiçao a inúmeros pesticidas. Por exemplo, para a atrazina, um dos herbicidas mais consumidos no Brasil, foram listados efeitos como inibiçao androgênica, disfunçoes no hipotálamo e produçao de prolactina, induçao da produçao de estrógenos, danos nas glândulas adrenais e reduçao do metabolismo de hormônios esteróides.¹⁰⁸

Com relaçao aos ftalatos, Singh e Li reportaram vinte doenças associadas à exposiçao a três principais compostos (DnOP, BBP e DEHP), incluindo disfunçoes no sistema endócrino, genital e urológico, complicaçoes no fígado e doenças cardiovasculares.¹³⁹

Outros estudos mostraram que a exposiçao de diferentes organismos frente aos interferentes endócrinos levaram à ocorrência de efeitos como a feminizaçao de peixes,^140-149 alteraçoes no desenvolvimento de moluscos e anfíbios,^150-154 disfunçoes no metabolismo da testosterona em Daphnias^155,156 e o desenvolvimento anormal de órgaos em diferentes organismos aquáticos.^{19,146,149,150,157,158}

Na India, após observarem o declínio de cerca de 95% da quantidade de uma espécie de urubus (Oriental white-backed vulture) na década de 90, Oaks e colaboradores apresentaram fortes evidencias de que as doenças renais que afetaram os animais foram decorrentes da ingestao de resíduos de diclofenaco presentes nas carcaças de búfalos e cabras tratados com o fármaco.¹⁵⁹ No Brasil o diclofenaco foi determinado em amostras de águas superficiais e de esgotos bruto e tratado em concentraçoes entre 9 e 1600 ng L^-1.^{4,12,13,24,40-42,44-46}

Os efeitos causados pela presença de interferentes endócrinos em águas usadas para dessedentaçao de animais também foi relatado por Gotardo e colaboradores, ao correlacionar a presença de bisfenol A na água servida as cabras com a diminuiçao na quantidade de espermas dos animais.¹⁶⁰

De maneira geral, muitos dos compostos determinados no Brasil já tiveram seus efeitos investigados em algum ensaio biológico, seja in vitro ou in vivo, os quais podem ser usados para discutir o cenário analisado com vistas para uma avaliaçao preliminar do risco associado a presença destes contaminantes nas diferentes matrizes.

O ASPECTO REGULATORIO

O Programa das Naçoes Unidas para o Meio Ambiente (UNEP, do inglês United Nations Environment Programme) e a Organizaçao Mundial da Saúde classificam como sendo essencial e urgente o conhecimento das fontes, transformaçoes e destino dos contaminantes emergentes no ambiente, e isso gera um grande desafio para os legisladores que precisam lidar com mais de mil substâncias diferentes que necessitam ser priorizadas para entao serem regulamentadas. Esta decisao se dá frente às evidências de inúmeros danos observados às populaçoes silvestres, bem como de possíveis alteraçoes observadas em seres humanos e a ocorrência no meio.

Para tal, diversos países implementaram metodologias para a priorizaçao de contaminantes ambientais. Estes métodos têm critérios definidos para avaliar, selecionar e agrupar substâncias. O resultado da aplicaçao da priorizaçao geralmente gera grupos de substâncias para as quais se devem ou dar prioridade para regulamentaçoes legais, ou priorizar pesquisas para comprovaçao de seus efeitos adversos, e outro grupo para as quais nao é necessário tomar providências legais.

A USEPA disponibilizou em 2015 a Contaminant Candidate List-4 (CCL-4), a quarta atualizaçao de uma lista de contaminantes candidatos a futura regulamentaçao nos termos da lei para águas tratadas (Safe Drinking Water Act, SDWA). Nela estao incluídos, dentre os cem compostos ou grupos químicos, estrogênios, fármacos, produtos de higiene pessoal, produtos de uso industrial e pesticidas.¹⁶¹

Outro programa da USEPA denominado Endocrine Disruptor Screening Program (EDSP), visa fazer uma classificaçao de compostos com relaçao à perturbaçao endócrina. Este programa é divido em níveis (conhecidas como Tier 1 Screening e Tier 2 Testing). A primeira estratégia (Tier 1 Screening) é baseada em estudar substâncias para identificar quais delas tem potencial para interagir com o sistema endócrino, e os compostos-alvo do estudo sao selecionados com base em rotas de exposiçao (ex: via água tratada, via alimentos, etc.). Os compostos que sao testados nesta fase Tier 1 Screening e que apresentam resposta de interferência endócrina podem ser encaminhados para os testes de efeito no sistema endócrino (Tier 2 Testing), buscando estabelecer quantitativamente a dose-resposta do efeito. Os resultados da segunda fase sao utilizados para a avaliaçao de risco do composto. Os primeiros compostos testados foram majoritariamente ingredientes ativos de pesticidas, contidos na First List of Chemicals for Tier 1 Screening.¹⁶² Como resultado, em 2015, a USEPA destacou o potencial estrogênico em 18 das 52 substâncias testadas, descritos no documento "Tier 1 Screening Results for 52 Chemicals".¹⁶³ Além disso, em 2010 foi criada a "Second List of Chemicals for Tier 1 Screening", a qual foi revisada em 2014 e estao incluídas 109 substâncias, das quais 41 sao ingredientes ativos de pesticidas e 68 sao compostos identificados no âmbito da lei americana para água tratada (SDWA), sendo que a etapa Tier 2 Testing ainda nao havia sido concluída até o fechamento desta revisao.¹⁶⁴ É importante notar que a busca pelo conhecimento nos diferentes modos de açao dos compostos interferentes endócrinos é processo dinâmico e interdisciplinar que considera aspectos químicos, ecotoxicológicos, regulatórios e socioeconômicos da presença deles no ambiente.

Na Uniao Europeia, as açoes para levantar os compostos prioritários para serem legislados foram iniciadas em 1999. Foi definida uma metodologia para priorizaçao de substâncias que agem ou sao suspeitas de agirem como interferentes endócrinos,¹⁶⁵ sendo que os principais critérios para a classificaçao das substancias em diferentes grupos foram o volume de produçao, a revisao de listas de prioritários já existentes, o grau de persistência no ambiente, evidências científicas sobre os efeitos adversos e o grau de exposiçao da biota e de seres humanos aos contaminantes.^166-168 Essa primeira lista de candidatos à priorizaçao foi publicada no ano 2000 no relatório "Towards the establishment of a priority list of substances for further evaluation of their role in endocrine disruption" e continha mais de 500 substâncias. Depois de mais de uma década de pesquisa, os resultados científicos de relevância regulatória para a Uniao Européia foram apresentados no documento "State of the art assessment of endocrine disruptors".¹⁶⁹ Com relaçao aos contaminantes emergentes (e nao necessariamente os suspeitos de serem interferentes endócrinos), Von der Ohe e colaboradores apresentaram uma nova abordagem para a avaliaçao do risco ecotoxicológico que foi usada para priorizar 500 contaminantes orgânicos no âmbito da European Water Framework Directive. A priorizaçao foi feita comparando os valores conhecidos como PNEC (do inglês, Predicted No-Effect Concentration) que indica a máxima concentraçao que um contaminante pode estar na água e que nao se espera que ocorram efeitos crônicos na biota, com os respectivos MEC (do inglês, Measured Exposure Concentration) que sao as concentraçoes máximas do contaminante medidas na água. Os compostos que apresentam valores de MEC maior que seus respectivos PNEC sao priorizados com base na frequência de detecçao.¹⁷⁰

Em 2016, de uma colaboraçao entre Auckland Council e Universidades da Nova Zelândia, foi publicado o relatório técnico "An Update on Emerging Organic Contaminants of Concern for New Zealand with Guidance on Monitoring Approaches for Councils" no qual foi recomendado que uma estratégia de monitoramento seja empregada no país de forma a identificar, inicialmente, classes de compostos prioritários, com base na identificaçao dos compostos mais relevantes de cada classe em um amplo universo amostral, para em uma segunda etapa refinar as pesquisas com as classes de contaminantes mais preocupantes e os locais mais impactados incluindo inclusive análise em sedimentos.¹⁷¹ E, finalmente, em uma terceira etapa realizar avaliaçoes de efeitos e biodisponibilidade dos contaminantes emergentes nos locais mais críticos. Isso porque há pouca informaçao sobre a presença dos contaminantes emergentes nos corpos d'água da Nova Zelândia e, portanto, essa foi a maneira escolhida no país para iniciar as pesquisas nesse universo tao abrangente de compostos e matrizes ambientais.

No Brasil, nao há registros de programas oficiais voltados para a problemática dos contaminantes emergentes, muito embora as discussoes nos diferentes setores da sociedade têm aumentado significativamente nos últimos anos e as pesquisas acadêmicas têm contribuído expressivamente, fornecendo inúmeros subsídios para tomadas de decisoes, o que tem despertado o interesse de reguladores, empresas de saneamento, órgaos governamentais e a populaçao em geral.

Em 2010, a Companhia Ambiental do Estado de Sao Paulo (CETESB) disponibilizou o Relatório Final da Proposta para Derivatizaçao de Critérios para Contaminantes Ambientais da Agricultura no qual foram identificados os principais praguicidas usados nas lavouras paulistas através de dados fornecidos pelo Instituto de Economia Agrícola.¹⁷² A cana-de-açúcar foi selecionada como a cultura representativa do Estado de Sao Paulo, dada a imensa área cultivada (24% da área agrícola na safra 2008/2009), a quantidade de praguicidas empregada na lavoura (63 princípios ativos, dos quais 49 sao de açao herbicida) e o crescimento do mercado. Dos praguicidas empregados no cultivo da cana-de-açúcar, a CETESB priorizou 23 herbicidas, dos quais apenas sete sao legislados pela Portaria MS 2914/2011 que trata da potabilidade da água. A partir deste levantamento, foram derivados critérios para os 17 herbicidas nao legislados na água para consumo humano.¹⁷³ A derivaçao de um critério consiste na avaliaçao dos dados ecotoxicológicos de uma dada substancia obtidos por estudos epidemiológicos e cenários de exposiçao (agudo, crônico, efeitos genotóxicos ou teratogêncios, entre outros) que gera um valor máximo permitido que garanta a qualidade da água para os seus usos pretendidos.¹⁷⁴

A Câmara Técnica de Saúde Pública da Associaçao Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES) publicou em 2012 o Guia de potabilidade para substancias químicas, no qual apresentou critérios de potabilidade para 72 compostos considerados prioritários para o Estado de Sao Paulo com base em uso e ocorrência. Neste trabalho está apresentado um fluxograma de açoes integradas entre saúde e meio ambiente que poderiam ser aplicadas quando forem detectadas, na água de abastecimento público, substancias químicas que podem oferecer riscos à saúde humana, de forma a garantir a qualidade da água que é servida à populaçao.¹⁷⁵

Os critérios derivados pela CETESB e pela ABES estabeleceram valores apenas para água destinada ao consumo humano. Consequentemente, estes critérios nao consideram os efeitos relacionados à exposiçao de organismos aquáticos nao alvos expostos cronicamente a esses contaminantes. Assim, a preservaçao da vida aquática, e a qualidade da água para fins de dessedentaçao, irrigaçao e recreaçao nao necessariamente estao assegurados por esses valores. No Brasil a Resoluçao CONAMA 357/2005 estabelece valores para os diferentes usos pretendidos da água. Em alguns casos os valores derivados poderiam ser cerca de mil vezes menores dependendo da margem de segurança estabelecida para cada uso.

A legislaçao brasileira ainda é deficitária em seus critérios de qualidade. Dentre os milhares de compostos consideradas contaminantes emergentes, apenas cerca de 30 pesticidas estao contemplados Portaria MS 2914/2011 e/ou nas Resoluçoes CONAMA 357/2005 e 396/2008, que tratam da qualidade das águas superficiais e subterrâneas, respectivamente. Isso representa aproximadamente 7% de todos os pesticidas autorizados para uso no Brasil (~380), que é o maior consumidor de pesticidas do mundo. Além disso, os valores máximos estabelecidos nao consideram os efeitos estrogênicos dos contaminantes que, se assim considerados, poderiam gerar valores máximos seguros até mil vezes menores que os valores atuais vigentes.

O ASPECTO ANALITICO E OS BIOENSAIOS

Os avanços nas pesquisas relacionadas aos contaminantes emergentes está intimamente atrelado ao avanço tecnológico da instrumentaçao analítica. Muitos contaminantes, seus subprodutos e metabólitos estao presentes no ambiente em concentraçoes na ordem de picograma a nanograma por litro (pg L^-1 a ng L^-1, respectivamente) e requerem métodos analíticos com limites de detecçao muito baixos para que sejam detectados. De fato, as ferramentas analíticas foram aperfeiçoadas ao longo do tempo e se tornaram cada vez mais sensíveis e seletivas, propriedades imprescindíveis para possibilitar a detecçao de compostos a níveis traços em matrizes complexas como sao as amostras ambientais, nas quais há impurezas e interferentes em concentraçoes possivelmente mais altas que as dos próprios contaminantes emergentes. O aprimoramento analítico permitiu a determinaçao tanto de novos contaminantes, quanto de contaminantes que provavelmente já estavam presentes no ambiente, mas os métodos analíticos nao tinham detectabilidade suficiente para determiná-los. É o caso dos hormônios femininos, que sempre foram excretados pela urina das mulheres e, portanto, enriquecem os esgotos diariamente, mas necessitava-se de métodos analíticos com detectabilidade adequada para quantificá-los.

Inicialmente foi preciso saber como quantificar esses contaminantes em concentraçoes traços empregando o parque instrumental que havia disponível. Para tal, foram publicados por diferentes grupos de pesquisa em todo mundo, diversos trabalhos descrevendo métodos analíticos utilizando GC-MS,^{3,4,11,23,58-60,176,177} GC-ECD,^3,30 HPLC-DAD,^{31,42,48,50,63,67,73,178,179} ou HPLC-FL.^{14,21,42,74,78,180} Nas Tabelas 1 e 1S estao apresentadas as técnicas analíticas empregadas para a determinaçao dos contaminantes emergentes no Brasil. Com o avanço da espectrometria de massas sequencial e seu acoplamento com cromatografia líquida, o LC/MS^1,15,181,182 e o LC-MS/MS,^{1,7,8,12,13,18,29,183,184} juntamente com o CG-MS/MS,^36,185,186 consolidaram-se como as melhores ferramentas analíticas para a determinaçao dos contaminantes emergentes em concentraçoes traços.

As técnicas de preparo de amostras também acompanharam esse desenvolvimento analítico e possibilitaram atingir altos fatores de concentraçao dos analitos. A extraçao em fase sólida (SPE, do inglês, Solid Phase Extraction) é uma das técnicas mais utilizadas. Trata-se de uma técnica que desloca os compostos das matrizes aquosas para solventes orgânicos utilizando volumes menores de solvente quando comparada à extraçao líquido-líquido, além de conferir seletividade à extraçao de classes de compostos de interesse devido à grande variedade de fases extratoras (sorventes) comercializados atualmente.¹⁸⁷ Mais recentemente, com a possibilidade de se fazer a extraçao em linha com a determinaçao por LC-MS/MS, técnica denominada SPE on line , houve uma reduçao significativa no tempo de análise e quantidade de solventes empregados no preparo de amostras.^28,188,189 Além da SPE, outras técnicas de preparo de amostras também sao utilizadas para a determinaçao de micropoluentes no ambiente, por exemplo, a microextraçao em fase sólida (SPME), que faz uso de uma fibra de material sorvente para a extraçao dos compostos por imersao ou por headspace; a QuECheRS (do inglês, Quick, Easy, Cheap, Effective, Ruged and Safe), que utiliza como etapa inicial a extraçao por um solvente (originalmente acetonitrila), em seguida adiçao de sais e separaçao de fase, etapa de limpeza (clean up) e adiçao de padrao interno para posterior determinaçao dos analitos; dentre outras técnicas.^190-193

Concomitantemente com a otimizaçao das técnicas analíticas, foram desenvolvidos e aprimorados diferentes bioensaios (os quais utilizam organismos vivos para avaliar um efeito de uma substância ao qual foram expostos por um período conhecido de tempo) como ferramentas capazes de fornecer informaçoes adicionais aos ensaios ecotoxicológicos, sobre os efeitos estrogênicos, androgênicos, de sinergismo ou influências antiestrogênicas relacionadas à presença de inúmeros contaminantes em uma amostra complexa.

Os testes de toxicidade empregam métodos padronizados que podem utilizar organismos ou uma populaçao de organismos cultivados em laboratório, ou que sejam representativos de um ambiente, bem como partes de um organismo como culturas de células ou DNA, para avaliar um efeito após a exposiçao a concentraçoes/doses conhecidas dos contaminantes. Os efeitos observados (ou end points) podem ser morte, imobilidade, inibiçao da respiraçao ou do crescimento, interferência na reproduçao, deformidades, genotoxicidade, mutagenicidade, induçao de tumores, interferência endócrina, etc.

Os bioensaios in vitro (os quais utilizam culturas celulares) apesar de serem bastante específicos, veem se mostrando uma ferramenta analítica bastante sensível e nao seletiva que pode ser usada para complementar a interpretaçao dos dados químicos obtidos em estudos de ocorrência, como uma análise preliminar de uma avaliaçao de risco, identificaçao de cenários mais críticos de contaminaçao, entre outros. Esses bioensaios podem empregar diferentes mecanismos de detecçao incluindo: proliferaçao de células; LBA (do inglês, Ligand Binding Assay); induçao de vitelogenina, proteína produzida no fígado de peixe fêmea em resposta aos estrógenos, que pode ser extraída do plasma e quantificada (a produçao de vitelogenina em organismos machos é um indicativo de interferência endócrina que tem sido explorado em diversos estudos);^{70,123,141,148} induçao de luciferase (termo genérico empregado para diferentes enzimas oxidativas que produzem bioluminescência durante a reaçao enzimática) e interaçoes antígeno-anticorpo como os bioensaios YES (do inglês, Yeast Estrogen Screen),¹⁹⁴ BLYES (do inglês, BioLuminesce Yeast Estrogen Screening), CALUX (do inglês, Chemical Activated LUciferase gene eXpression).¹²³

O bioensaio denominado YES, desenvolvido por Routledge e Sumpter em 1996,¹⁹⁴ vem sendo largamente utilizado para a avaliaçao da atividade estrogênica¹⁹⁵ de amostras ambientais tais como efluentes de ETE,^196-199 águas superficiais^9,51,93,200 e água tratada,^19,20 bem como para avaliar a eficiência de diferentes tipos de tratamento de efluentes.^196,201-203

No Brasil, Sanchez confirmou a induçao de vitelogenina por E2 e EE2 em peixes machos (Rhamdia quelen) nativos da regiao do Paraná.²⁰⁴ Bergamasco e colaboradores reportaram a maior sensibilidade do bioensaio BLYES quando comparada às análises químicas por LC-MS/MS ao estudar quatro diferentes mananciais (Represa de Tanque Grande, Rio Atibaia, Rio Sorocaba e Rio Cotia) no Estado de Sao Paulo.⁹ Dias e colaboradores avaliaram a atividade estrogênica dos rios Paraíba do Sul e Guandu, no Estado do Rio de Janeiro usando YES como bioensaio e reportaram a preocupaçao com o potencial estrogênico superior a 1 ng L^-1 em vários pontos ao longo dos rios.¹⁹⁶

Resumidamente, enquanto os métodos analíticos oferecem os números ou o estoque dos contaminantes nas diferentes matrizes ambientais, os bioensaios usam uma resposta biológica para mensurar alguns efeitos relacionados à presença dos contaminantes e, por serem menos seletivos e mais baratos, podem ser usados para obter um screening inicial do estágio de contaminaçao. No entanto, o maior desafio está em se obter ferramentas capazes de mensurar concentraçoes abaixo das quais sao observados os efeitos provocados pela presença destes contaminantes. Ao propor um critério de gestao de qualidade da água para a preservaçao da vida aquática, por exemplo, sao necessários métodos analíticos que possuem detectabilidade suficiente para quantificar concentraçoes dos contaminantes menores que os PNEC calculados. Para o 17α-etinilestradiol, que é um dos estrógenos sintéticos mais potentes amplamente usados nas pílulas anticoncepcionais, o PNEC calculado foi de 0,35 ng L^-1 para águas superficiais,²⁰⁵ sendo esta uma detectabilidade muito difícil de atingir, o que inviabiliza um monitoramento efetivo e, consequentemente, a inserçao deste contaminante em qualquer regulamentaçao.

DESAFIOS E TENDENCIAS

O cenário brasileiro nos mostrou um avanço nas pesquisas relacionadas aos contaminantes emergentes nos últimos anos, porém ainda é importante destacar que, apesar de poucos trabalhos descritos na literatura, considerando a grandeza territorial e as diferenças socioeconômicas do país, foi possível quantificar contaminantes de preocupaçao emergente em todas as matrizes aquáticas, inclusive na água tratada, o que nos remete a fragilidade do saneamento básico e aos elevados índices de consumo do país. O desafio da ciência neste cenário se antecede aos processos regulatórios, de forma a investir na garantia da qualidade dos corpos d'água e entender os riscos associados aos padroes de vida modernos e as consequências deste, para a saúde do ambiente que nos cerca.

A busca por ferramentas analíticas cada vez mais sensíveis para se determinar compostos conhecidos em níveis menores que nanograma por litro, ou ainda compostos que ainda nao sao conhecidos (do inglês, non-target compounds), como sao os casos dos inúmeros produtos de degradaçao e metabólitos, impulsionam as pesquisas no mundo todo. Por outro lado, os estudos ecotoxicológicos buscam respostas para os efeitos observados, de forma a entender os mecanismos de açao e propor valores que asseguram a qualidade de vida dos organismos. Os avanços no entendimento das questoes relacionadas a tantos "novos" contaminantes se deu justamente pela interaçao entre diferentes áreas das ciências, como a química e a biologia de tal forma a compreender os números (ou concentraçoes mensuradas) e os efeitos observados, possibilitando propor contaminantes prioritários do ponto de vista ambiental e de saúde pública, subsidiando assim, futuras tomadas de decisoes envolvendo os processos regulatórios em vários países, os quais poderao servir de exemplo para o Brasil. Além disso, os estudos envolvendo as tecnologias de tratamentos complementares aos convencionais, empregando novos materiais e sistemas sequenciais, buscam oferecer o que há de mais eficiente na remoçao dos contaminantes orgânicos e a minimizaçao da formaçao dos produtos de transformaçao, originados após os tratamentos, especialmente a cloraçao, empregada em praticamente todos os tratamentos como uma etapa final de desinfecçao.

CONCLUSAO

A temática dos contaminantes emergentes está muito bem representada pelo chamado "Efeito Iceberg". No submerso, sao muitos compostos diferentes (tanto de origem antrópica como de ocorrência natural) presentes em baixas concentraçoes, sendo que poucos deles ocorrem em concentraçoes maiores que microgramas por litro. A toxicidade pode ser potencializada ou minimizada pela mistura de vários compostos em amostras complexas, como sao as amostras ambientais. Os riscos relacionados à exposiçao crônica sao inferidos com estudos ecotoxicológicos que avaliam diferentes endpoints, principalmente quando se pretende avaliar os efeitos causados pelos compostos interferentes endócrinos. Os compostos legislados sao, portanto, representados como a ponta deste iceberg, como o que se tem conhecido, sendo que o monitoramento e a fiscalizaçao sao os maiores desafios para se manter a qualidade das águas e garantir a saúde da biota e do homem. No entanto, a ciência hoje nos apresenta subsídios suficientes para acreditar que as discussoes envolvendo a qualidade das nossas águas está diante de um novo paradigma que precisa ser conhecido para se melhor discutido e, finalmente, assegurar a qualidade de vida das geraçoes futuras.

MATERIAL SUPLEMENTAR

A Tabela 1S do Material Suplementar apresenta detalhes de cada trabalho inserido na revisao da literatura incluindo as faixas de concentraçoes dos contaminantes nas diferentes matrizes, o método analítico utilizado para a determinaçao, os limites de detecçao e quantificaçao, e o período em que as amostras foram coletadas.

AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem à FAPESP (Auxílio à Pesquisa 2014/24740-6) e ao Instituto Nacional de Ciencias e Tecnologias Analíticas Avançadas INCTAA (FAPESP, proc. 2008/57808-1 e CNPq proc. 573894/2008-6) pelos auxílios concedidos. A Mayra Guerra e Marina Goularte Pimpim pelo apoio nas revisoes bibliográficas. A Mayra Guerra, Diego Campaci de Andrade e Iveraldo Rodrigues pelo auxílio no graphical abstract.

REFERENCIAS

1. Richardson, S. D.; Kimura, S. Y.; Anal. Chem. 2016, 88, 546.

2. Lanchote, V.; Bonato, P.; Water Air Soil Pollut. 2000, 118, 329.

3. Stumpf, M.; Haberer, K.; Rodrigues, S. V.; Baumann, W.; J. Braz. Chem. Soc. 1997, 8, 509.

4. Stumpf M.; Ternes T. A.; Wilken R. D.; Rodrigues S. V.; Baumann W.; Sci. Total Environ. 1999, 225, 135.

5. Ternes, T.; Stumpf, M.; Mueller, J.; Haberer, K.; Wilken, R.; Servos, M.; Sci. Total Environ. 1999, 225, 81.

6. INCTAA; Cafeína em águas de abastecimento no Brasil; Canela, M. C.; Jardim, W. F.; Sodré, F. F.; Grassi, M. T., eds.; Cubo: Sao Carlos, 2014, cap. 1.5.

7. Machado, K. C.; Grassi, M. T.; Vidal, C.; Pescara, I. C.; Jardim, W. F.; Fernandes, A. N.; Sodré, F. F.; Almeida, F. V.; Santana, J. S.; Canela, M. C.; Nunes, C. R. O.; Bichinho, K. M.; Severo, F. J. R.; Sci. Total Environ. 2016, 572, 138.

8. Ferreira, A. P.; Acta Sci. Technol. 2013, 35, 307.

9. Di Dea Bergamasco, A. M.; Eldridge, M.; Sanseverino, J.; Sodré, F. F.; Montagner, C. C.; Pescara, I. C.; Jardim, W. F.; Umbuzeiro, G. D. A.; J. Environ. Monit. 2011, 13, 3288.

10. De Paiva Pessoa, G.; Dos Santos, A. B.; De Souza, N. C.; Alves, J. A. C.; Do Nascimento, R. F.; Quim. Nova 2012, 35, 968.

11. Pessoa, G. P.; de Souza, N. C.; Vidal, C. B.; Alves, J. A. C.; Firmino, P. I. M.; Nascimento, R. F.; dos Santos, A. B.; Sci. Total Environ. 2014, 490, 288.

12. Queiroz, F. B.; Silva, J. C.; Aquino, S. F.; Coutrim, M. X.; Afonso, R. J. C. F.; J. Braz. Chem. Soc. 2014, 25, 298.

13. Queiroz, F. B.; Brandt, E. M. F.; Aquino, S. F.; Chernicharo, C. A. L.; Afonso, R. J. C. F.; Water Sci. Technol. 2012, 66, 2562.

14. Martins, A. F.; Vasconcelos, T. G.; Henriques, D. M.; Frank, C. da S.; König, A.; Kümmerer, K.; Clean: Soil, Air, Water 2008, 36, 264.

15. Maldaner, A. O.; Schmidt, L. L.; Locatelli, M. A. F.; Jardim, W. F.; Sodré, F. F.; Almeida, F. V.; Pereira, C. E. B.; Silva, C. M.; J. Braz. Chem. Soc. 2012, 23, 861.

16. Reemtsma, T.; Weiss, S.; Mueller, J.; Petrovic, M.; González, S.; Barcelo, D.; Ventura, F.; Knepper, T. P.; Environ. Sci. Technol. 2006, 40, 5451.

17. Luo, Y.; Guo, W.; Ngo, H. H.; Nghiem, L. D.; Hai, F. I.; Zhang, J.; Liang, S.; Wang, X. C.; Sci. Total Environ. 2014, 473-474, 619.

18. Torres, N. H.; Aguiar, M. M.; Ferreira, L. F. R.; Américo, J. H. P.; Machado, A. M.; Cavalcanti, E. B.; Tornisielo, V. L.; Environ. Monit. Assess. 2015, 187, 379.

19. Solano, M. de L. M.; Montagner, C. C.; Vaccari, C.; Jardim, W. F.; Anselmo-Franci, J. A.; Carolino, R. de O. G.; Luvizutto, J. F.; Umbuzeiro, G. de A.; de Camargo, J. L.; Endocr. Disruptors 2015, 3, e983384.

20. Jardim, W. F.; Montagner, C. C.; Pescara, I. C.; Umbuzeiro, G. A.; Di Dea Bergamasco, A. M.; Eldridge, M. L.; Sodré, F. F.; Sep. Purif. Technol. 2012, 84, 3.

21. Lopes, L. G.; Marchi, M. R. R.; Souza, J. B. G.; Moura, J. A.; Lorenzon, C. S.; Cruz, C.; Amaral, L. A.; Quim. Nova 2010, 33, 639.

22. Melo, S. M.; Brito, N. M.; Water Air Soil Pollut. 2014, 225.

23. Sodré, F. F.; Locatelli, M. A. F.; Jardim, W. F.; Water Air Soil Pollut. 2010, 206, 57.

24. Caldas, S. S.; Bolzan, C. M.; Guilherme, J. R.; Silveira, M. A. K.; Escarrone, A. L. V.; Primel, E. G.; Environ. Sci. Pollut. Res. 2013, 20, 5855.

25. da Silva, C. P.; Emídio, E. S.; de Marchi, M. R. R.; Environ. Sci. Pollut. Res. 2015, 22, 19706.

26. Campestrini, I.; Jardim, W. F.; Sci. Total Environ. 2017, 576, 374.

27. Souza, R. R.; Martins, E. A. J.; Otomo, J. I.; Furusawa, H. A.; Pires, M. A. F.; Quim. Nova 2012, 35, 627.

28. Schwanz, T. G.; Llorca, M.; Farré, M.; Barceló, D.; Sci. Total Environ. 2016, 539, 143.

29. Montagner, C. C.; Vidal, C.; Acayaba, R. D.; Jardim, W. F.; Jardim, I. C. S. F.; Umbuzeiro, G. A.; Anal. Methods 2014, 6, 6668.

30. Rissato, S. R.; Libânio, M.; Giafferis, G. P.; Gerenutti, M.; Quim. Nova 2004, 27, 739.

31. Delmonico, E. L.; Bertozzi, J.; Souza, N. E. de; Oliveira, C. C.; Acta Sci. Technol. 2014, 36, 513.

32. http://dwi.defra.gov.uk/research/completed-research/reports/DWI70_2_266.pdf, acessada em Dezembro de 2016.

33. Stackelberg, P. E.; Gibs, J.; Furlong, E. T.; Meyer, M. T.; Zaugg, S. D.; Lippincott, R. L.; Sci. Total Environ. 2007, 377, 255.

34. Brandt, E. M. F.; de Queiroz, F. B.; Afonso, R. J. C. F.; Aquino, S. F.; Chernicharo, C. A. L.; J. Environ. Manage. 2013, 128, 718.

35. Aquino, S. F. de; Brandt, E. M. F.; Chernicharo, C. A. de L.; Eng. Sanit. Ambient. 2013, 18, 187.

36. Westerhoff, P.; Yoon, Y.; Snyder, S.; Wert, E.; Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 6649.

37. Petrie, B.; Barden, R.; Kasprzyk-Hordern, B.; Water Res. 2014, 72, 3.

38. Pereira, R. O.; Postigo, C.; de Alda, M. L.; Daniel, L. A.; Barceló, D.; Chemosphere 2011, 82, 789.

39. Hespanhol, I.; Revista do Departamento de Aguas e Esgotos 2015, 63.

40. Campanha, M. B.; Awan, A. T.; de Sousa, D. N. R.; Grosseli, G. M.; Mozeto, A. A.; Fadini, P. S.; Environ. Sci. Pollut. Res. 2015, 22, 7936.

41. de Sousa, D. N. R.; Mozeto, A. A.; Carneiro, R. L.; Fadini, P. S.; Sci. Total Environ. 2014, 484, 19.

42. Montagner, C. C.; Jardim, W. F.; J. Braz. Chem. Soc. 2011, 22, 1452.

43. Locatelli, M. A. F.; Sodré, F. F.; Jardim, W. F.; Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2011, 60, 385.

44. Lopes, V. S. A.; Riente, R. R.; da Silva, A. A.; Torquilho, D. F.; Carreira, R. da S.; Marques, M. R. da C.; Mar. Pollut. Bull. 2016, 110, 572.

45. Thomas, K. V.; Araújo da Silva, F. M.; Langford, K. H.; de Souza, A. D. L.; Nizzeto, L.; Waichman, A. V.; J. Am. Water Resour. Assoc. 2014, 50, 302.

46. López-Doval, J. C.; Montagner, C. C.; de Alburquerque, A. F.; Moschini-Carlos, V.; Umbuzeiro, G. A.; Pompêo, M.; Sci. Total Environ. 2017, 575, 1307.

47. Montagner, C. C.; Jardim, W. F.; Von der Ohe, P. C.; Umbuzeiro, G. A.; Environ. Sci. Pollut. Res. 2014, 21, 1850.

48. Froehner, S.; Souza, D. B.; MacHado, K. S.; Da Rosa, E. C.; Water Air Soil Pollut. 2010, 210, 33.

49. Ferreira, A. P.; Cadernos de Saúde Pública 2005, 21, 1884.

50. Bueno-Krawczyk, A. C. D.; Guiloski, I. C.; Piancini, L. D. S.; Azevedo, J. C.; Ramsdorf, W. A.; Ide, A. H.; Guimaraes, A. T. B.; Cestari, M. M.; Silva de Assis, H. C.; Chemosphere 2015, 135, 257.

51. Sodré, F. F.; Pescara, I. C.; Montagner, C. C.; Jardim, W. F.; Microchem. J. 2010, 96, 92.

52. Moreira, D. S.; Aquino, S. F.; Afonso, R. J. C. F.; Santos, E. P. P. C.; de Pádua, V. L.; Environ. Technol. 2009, 30, 1041.

53. Moreira, M.; Aquino, S.; Coutrim, M.; Silva, J.; Afonso, R.; Environ. Technol. 2011, 32, 1409.

54. Machado, K. S.; Cardoso, F. D.; Azevedo, J. C. R.; Braga, C. B.; Acta Sci. Technol. 2014, 36, 421.

55. Rissato, S. R.; Galhiane, M. S.; Ximenes, V. F.; de Andrade, R. M. B.; Talamoni, J. L. B.; Libânio, M.; de Almeida, M. V.; Apon, B. M.; Cavalari, A. A.; Chemosphere 2006, 65, 1949.

56. Dores, E. F. G. C.; Navickiene, S.; Cunha, M. L. F.; Carbo, L.; Ribeiro, M. L.; De-Lamonica-Freire, E. M.; J. Braz. Chem. Soc. 2006, 17, 866.

57. Dores, E. F. G. C.; Carbo, L.; Ribeiro, M. L.; De-Lamonica-Freire, E. M.; J. Chromatogr. Sci. 2008, 46, 585.

58. Moreira, J. C.; Peres, F.; Simoes, A. C.; Pignati, W. A.; Dores, E. D. C.; Vieira, S. N.; Strüssmann, C.; Mott, T.; Ciência & Saúde Coletiva 2012, 17, 1557.

59. Nogueira, E. N.; Dores, E. F. G. C.; Pinto, A. A.; Amorim, R. S. S.; Ribeiro, M. L.; Lourencetti, C.; J. Braz. Chem. Soc. 2012, 23, 1476.

60. Casara, K. P.; Vecchiato, A. B.; Lourencetti, C.; Pinto, A. A.; Dores, E. F. G. C.; J. Braz. Chem. Soc. 2012, 23, 1719.

61. Jacomini, A. E.; de Camargo, P. B.; Avelar, W. E. P.; Bonato, P. S.; J. Braz. Chem. Soc. 2009, 20, 107.

62. Jacomini, A. E.; De Camargo, P. B.; Avelar, W. E. P.; Bonato, P. S.; Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2011, 60, 452.

63. Armas, E. D. De; Teresa, R.; Monteiro, R.; Antunes, P. M.; Alice, M.; Firme, P.; Quim. Nova 2007, 30, 1119.

64. Cappelini, L. T. D.; Cordeiro, D.; Brondi, S. H. G.; Prieto, K. R.; Vieira, E. M.; Environ. Technol. 2012, 3330, 1.

65. Cunha, D. G. F.; Grull, D.; Damato, M.; Blum, J. R. C.; Eiger, S.; Lutti, J. E. I.; Mancuso, P. C. S.; An. Acad. Bras. Cienc. 2011, 83, 1465.

66. de Figueiredo, L.; Chiavelli, L.; da Costa, W.; Anal. Lett. 2013, 46, 1597.

67. Primel, E. G.; Milani, M. R.; Demoliner, A.; Niencheski, L. F. H.; Escarrone, A. L. V.; Int. J. Environ. Anal. Chem. 2010, 90, 1048.

68. Azevedo, D. A.; Silva, T. R.; Knoppers, B. A.; Schulz-Bull, D.; J. Braz. Chem. Soc. 2010, 21, 1096.

69. Albuquerque, A. F.; Ribeiro, J. S.; Kummrow, F.; Nogueira, A. J. A.; Montagner, C. C.; Umbuzeiro, G. A.; Environ. Sci. Process. Impacts 2016, 18, 779.

70. Bila, D. M.; Dezotti, M.; Quim. Nova 2003, 26, 523.

71. Boger, B.; Tonin, F. S.; Guillermo, P.; Zamora, P.; Wagner, R.; Gomes, E. C.; Cienc. Nat. (St. Maria, Braz.) 2015, 37, 725.

72. Quadra, G. R.; Oliveira de Souza, H.; Costa, R. D. S.; Fernandez, M. A. D. S.; Environ. Sci. Pollut. Res. 2016, 1.

73. Carbo, L.; Souza, V.; Dores, E. F. G. C.; Ribeiro, M. L.; J. Braz. Chem. Soc. 2008, 19, 1111.

74. Olivo, V. E.; Tansini, A.; Carasek, F.; Cordenuzzi, D.; Fernandes, S.; Fiori, M. A.; Fragoso, A.; Dal Magro, J.; Rev. Ambient. Agua 2015, 10, 445.

75. https://www.icict.fiocruz.br/sites/www.icict.fiocruz.br/files/IBAMA_boletim%20de%20comercializacao_2000_2012.pdf, acessada em Junho de 2017.

76. Gotvajn, A. Z.; Zagorc-Koncan, J.; Tisler, T.; Water Sci. Technol. 2001, 44, 87.

77. Albanis, T. A.; Hela, D. G.; Sakellarides, T. M.; Konstantinou, I. K.; J. Chromatogr. A 1998, 823, 59.

78. Ribeiro, M. L.; Lourencetti, C.; Pereira, S. Y.; de Marchi, M. R. R.; Quim. Nova 2007, 30, 688.

79. http://www.dnpm.gov.br/assuntos/ao-publico/paginas/explorar-agua-mineral-veja-como-e-facil, acessada em Junho de 2017.

80. http://www.dnpm.gov.br/dnpm/sumarios/agua-mineral-sumario-mineral-2014, acessada em Junho de 2017.

81. Vidal, C.; Jardim, W.F.; Resumos do IV Encontro Nacional de Química Ambiental, Aracaju, Brasil, 2008.

82. Ghiselli, G.; Jardim, W. F.; Quim. Nova 2007, 30, 695.

83. http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/populacao/censo2010/default_atlas.shtm, acessado em Junho de 2017.

84. Majewsky, M.; Cavalcanti, C. B. G.; Cavalcanti, C. P.; Horn, H.; Frimmel, F. H.; Abbt-Braun, G.; Environ. Earth Sci. 2014, 72, 4891.

85. http://brazilianpharmasolutions.com.br/wp-content/uploads/2015/02/Panorama-Mercado-Farmac%C3%AAutico_final_final.pdf, acessada em Junho de 2017.

86. Keith, L. H.; Life Sci. 1976, 19, 1631.

87. Hignite, C.; Azarnoff, D. L.; Life Sci. 1977, 20, 337.

88. http://www.who.int/mediacentre/factsheets/fs194/en/, acessada em Junho de 2017.

89. Gardinali, P. R.; Zhao, X.; Environ. Int. 2002, 28, 521.

90. Chen, Z.; Pavelic, P.; Dillon, P.; Naidu, R.; Water Res. 2002, 36, 4830.

91. Daneshvar, A.; Aboulfadl, K.; Viglino, L.; Broséus, R.; Sauvé, S.; Madoux-Humery, A. S.; Weyhenmeyer, G. A.; Prévost, M.; Chemosphere 2012, 88, 131.

92. Glassmeyer, S.; Furlong, E. T.; Kolpin, D. W.; Cahill, J. D.; Zaugg, S. D.; Werner, S. L.; Meyer, M. T.; Kryak, D. D.; Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 5157.

93. Montagner, C. C.; Umbuzeiro, G. A.; Pasquini, C.; Jardim, W. F.; Environ. Sci. Process. Impacts 2014, 16, 10.

94. Kasprzyk-Hordern, B.; Dinsdale, R. M.; Guwy, A. J.; J. Chromatogr. A 2007, 1161, 132.

95. Kasprzyk-Hordern, B.; Dinsdale, R. M.; Guwy, A. J.; Water Res. 2008, 42, 3498.

96. Mastroianni, N.; Postigo, C.; De Alda, M. L.; Barcelo, D.; J. Chromatogr. A 2013, 1322, 29.

97. Huerta-Fontela, M.; Galceran, M. T.; Ventura, F.; Anal. Chem. 2007, 79, 3821.

98. Feitosa, R. S.; Sodré, F. F.; Maldaner, A. O.; Quim. Nova 2013, 36, 291.

99. Pereira, C. D. S.; Maranho, L. A.; Cortez, F. S.; Pusceddu, F. H.; Santos, A. R.; Ribeiro, D. A.; Cesar, A.; Guimaraes, L. L.; Sci. Total Environ. 2016, 548-549, 148.

100. Rosa Boleda, M.; Huerta-Fontela, M.; Ventura, F.; Galceran, M. T.; Chemosphere 2011, 84, 1601.

101. http://www.unodc.org/wdr2015/, acessada em Junho de 2017.

102. http://repository.tudelft.nl/islandora/object/uuid:dff3e7ed-8b81-4fef-ae45-6f2be270d89e?collection=research, acessada em Junho de 2017.

103. Serôdio, P.; Nogueira, J. M. F.; Water Res. 2006, 40, 2572.

104. http://www.ibama.gov.br/phocadownload/qualidadeambiental/relatorios/produtos_agrotoxicos_comercializados_brasil_2009.pdf, acessada em Junho de 2017.

105. http://www.who.int/ipcs/publications/en/toc.pdf, acessada em Junho de 2017.

106. http://www.acpo.org.br/biblioteca/03_interferentes_hormonais/epa.pdf, acessada em Junho de 2017.

107. Liu, Z. hua; Kanjo, Y.; Mizutani, S.; Water Res. 2010, 44, 567.

108. Mnif, W.; Hassine, A. I. H.; Bouaziz, A.; Bartegi, A.; Thomas, O.; Roig, B.; Int. J. Environ. Res. Public Health 2011, 8, 2265.

109. Goloubkova, T.; Spritzer, P. M.; Arq. Bras. Endocrinol. Metabol. 2000, 44, 323.

110. Dodds, E. C.; Lswaon, W.; Nature 1936, 137, 996.

111. Schueler, F. W.; Science 1946, 103, 221.

112. Sluczewski, A.; Roth, P.; Gynecol. Obstet. 1948, 47, 164.

113. Carson, R. Primavera Silenciosa; 2^aed., Ediçoes Melhoramentos: Sao Paulo, 1962.

114. Stumm-Zollinger, E.; Fair, G. M.; J. - Water Pollut. Control Fed. 1965, 37, 1506.

115. Tabak, H. H.; Bunch, R. L.; Dev. Ind. Microbiol. 1970, 11, 367.

116. Desbrow, C.; Routledge, E. J.; Brighty, G. C.; Sumpter, J. P.; Waldock, M.; Environ. Sci. Technol. 1998, 32, 1549.

117. Purdom, C. E.; Hardiman, P. A.; Bye, V. V. J.; Eno, N. C.; Tyler, C. R.; Sumpter, J. P.; Chem. Ecol. 1994, 8, 275.

118. Kolpin, D. W.; Furlong, E. T.; Meyer, M. T.; Thurman, E. M.; Zaugg, S. D.; Barber, L. B.; Buxton, H. T.; Environ. Sci. Technol. 2002, 36, 1202.

119. Halling-Sorensen, B.; Nielsen, S. N.; Lanzky, P. F.; Ingerslev, F.; Holten Lützhoft, H. C.; Jorgensen, S. E.; Chemosphere 1998, 36, 357.

120. Daughton, C. G.; Ternes, T. A.; Environ. Health Perspect. 1999, 107, 907.

121. Harrison, P. T. C.; Holmes, P.; Humfrey, C. D. N.; Sci. Total Environ. 1997, 205, 97.

122. Lintelmann, J.; Katayama, A.; Kurihara, N.; Shore, L.; Wenzel, A.; Pure Appl. Chem. 2003, 75, 631.

123. Campbell, C. G.; Borglin, S. E.; Green, F. B.; Grayson, A.; Wozei, E.; Stringfellow, W. T.; Chemosphere 2006, 65, 1265.

124. Shanle, E. K.; Xu, W.; Chem. Res. Toxicol. 2011, 24, 6.

125. Daston, G. P.; Gooch, J. W.; Breslin, W. J.; Shuey, D. L.; Nikiforov, A. I.; Fico, T. A.; Gorsuch, J. W.; Reprod. Toxicol. 1997, 11, 465.

126. Sumpter, J. P.; Johnson, A. C.; Environ. Sci. Technol. 2005, 39, 4321.

127. http://www.cdc.gov/des/consumers/index.html, acessada em Junho de 2017.

128. Herman-Giddens, M. E.; Journal of Adolescent Health 2007, 40, 201.

129. Tanner, J. M.; Nature 1973, 243, 95.

130. Weber, R. F. A.; Pierik, F. H.; Dohle, G. R.; Burdorf, A.; BJU Int. 2002, 89, 143.

131. Toppari, J.; Larsen, J. C.; Christiansen, P.; Giwercman, A.; Grandjean, P.; Guillette, L. J.; Jégou, B.; Jensen, T. K.; Jouannet, P.; Keiding, N.; Leffers, H.; McLachlan, J. A.; Meyer, O.; Müller, J.; Rajpert-De Meyts, E.; Scheike, T.; Sharpe, R.; Sumpter, J.; Skakkebaek, N. E.; Environ. Health Perspect. 1996, 104, 741.

132. Sharpe, R. M.; Skakkebaek, N. E.; Lancet 1993, 341, 1392.

133. Wolff, M. S.; Toniolo, P. G.; Lee, E. W.; Rivera, M.; Dubin, N.; J. Natl. Cancer Inst. 1993, 85, 648.

134. Reaves, D. K.; Ginsburg, E.; Bang, J. J.; Fleming, J. M.; Endocr. Relat. Cancer 2015, 22, 69.

135. De Cock, M.; Van de Bor, M.; Environ. Int. 2014, 70, 15.

136. Warner, M.; Wesselink, A.; Harley, K. G.; Bradman, A.; Kogut, K.; Eskenazi, B.; Am. J. Epidemiol. 2014, 179, 1312.

137. Miodovnik, A.; Engel, S. M.; Zhu, C.; Ye, X.; Soorya, L. V.; Silva, M. J.; Calafat, A. M.; Wolff, M. S.; Neurotoxicology 2011, 32, 261.

138. Wan, Y.; Choi, K.; Kim, S.; Ji, K.; Chang, H.; Wiseman, S.; Jones, P. D.; Khim, J. S.; Park, S.; Park, J.; Lam, M. H. W.; Giesy, J. P.; Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 5233.

139. Singh, S.; Li, S. S. L.; Genomics 2011, 97, 148.

140. Milla, S.; Depiereux, S.; Kestemont, P.; Ecotoxicology 2011, 20, 305.

141. Filby, A. L.; Shears, J. A.; Drage, B. E.; Churchley, J. H.; Tyler, C. R.; Environ. Sci. Technol. 2010, 44, 4348.

142. Brian, J. V.; Harris, C. A.; Scholze, M.; Kortenkamp, A.; Booy, P.; Lamoree, M.; Pojana, G.; Jonkers, N.; Marcomini, A.; Sumpter, J. P.; Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 337.

143. Kidd, K. A.; Blanchfield, P. J.; Mills, K. H.; Palace, V. P.; Evans, R. E.; Lazorchak, J. M.; Flick, R. W.; Proc. Natl. Acad. Sci. U. S. A. 2007, 104, 8897.

144. Maurício, R.; Diniz, M.; Petrovic, M.; Amaral, L.; Peres, I.; Barceló, D.; Santana, F.; Environ. Monit. Assess. 2006, 118, 75.

145. Pait, A. S.; Nelson, J. O.; Aquat. Toxicol. 2003, 64, 331.

146. Diniz, M. S.; Peres, I.; Magalhaes-Antoine, I.; Falla, J.; Pihan, J. C.; Ecotoxicol. Environ. Saf. 2005, 62, 427.

147. Salo, H. M.; Hébert, N.; Dautremepuits, C.; Cejka, P.; Cyr, D. G.; Fournier, M.; Aquat. Toxicol. 2007, 84, 406.

148. Christiansen, L. B.; Pedersen, K. L.; Pedersen, S. N.; Korsgaard, B.; Bjerregaard, P.; Environ. Toxicol. Chem. 2000, 19, 1867.

149. Volkova, K.; Reyhanian Caspillo, N.; Porseryd, T.; Hallgren, S.; Dinnétz, P.; Porsch-Hällström, I.; Horm. Behav. 2015, 73, 30.

150. Hayes, T. B.; Khoury, V.; Narayan, A.; Nazir, M.; Park, A.; Brown, T.; Adame, L.; Chan, E.; Buchholz, D.; Stueve, T.; Gallipeau, S.; Proc. Natl. Acad. Sci. U. S. A. 2010, 107, 4612.

151. Matthiessen, P.; Integr. Environ. Assess. Manage. 2008, 4, 274.

152. Oehlmann, J.; Di Benedetto, P.; Tillmann, M.; Duft, M.; Oetken, M.; Schulte-Oehlmann, U.; Ecotoxicology 2007, 16, 29.

153. Park, B. J.; Kidd, K.; Environ. Toxicol. Chem. 2005, 24, 2027.

154. Oehlmann, J.; Schulte-Oehlmann, U.; Tillmann, M.; Markert, B.; Ecotoxicology 2000, 9, 383.

155. Parks, L. G.; LeBlanc, G. A.; Aquat. Toxicol. 1996, 34, 291.

156. Oberdörster, E.; Rittschof, D.; LeBlanc, G. A.; Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1998, 34, 21.

157. Wollenberger, L. Tese de Doutorado, Technical University of Denmark, Dinamarca, 2005.

158. Pickering, A. D.; Sumpter, J. P.; Environ. Sci. Technol. 2003, 37, 331A.

159. Oaks, J. L.; Gilbert, M.; Virani, M. Z.; Watson, R. T.; Meteyer, C. U.; Rideout, B. a; Shivaprasad, H. L.; Ahmed, S.; Chaudhry, M. J. I.; Arshad, M.; Mahmood, S.; Ali, A.; Khan, A. A.; Nature 2004, 427, 630.

160. Gotardo, A. T.; Pavanelli, E. L.; Carvalho, H. F.; Lemes, K. M.; Arruda, R. P.; Kempinas, W. G.; Górniak, S. L.; Small Rumin. Res. 2014, 119, 81.

161. https://www.epa.gov/sites/production/files/2015-02/documents/epa815f15001.pdf, acessada em Junho de 2017.

162. https://www.epa.gov/endocrine-disruption/overview-first-list-chemicals-tier-1-screening-under-endocrine-disruptor, acessada em Junho de 2017.

163. https://www.epa.gov/endocrine-disruption/endocrine-disruptor-screening-program-tier-1-screening-determinations-and, acessada em Junho de 2017.

164. https://www.epa.gov/sites/production/files/2015-08/documents/1.pdf, acessada em Junho de 2017.

165. http://ec.europa.eu/health/scientific_committees/environmental_risks/opinions/sctee/sct_out73_en.htm, acessada em Junho de 2017.

166. http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2009:201:0036:0038:EN:PDF, acessada em Junho de 2017.

167. Coquery, M.; Morin, A.; Bécue, A.; Lepot, B.; TrAC - Trends Anal. Chem. 2005, 24, 117.

168. http://ec.europa.eu/environment/archives/docum/pdf/bkh_main.pdf, acessada em Junho de 2017.

169. http://ec.europa.eu/environment/chemicals/endocrine/pdf/sota_edc_final_report.pdf, acessada em Junho de 2017.

170. von der Ohe, P. C.; Dulio, V.; Slobodnik, J.; De Deckere, E.; Kühne, R.; Ebert, R. U.; Ginebreda, A.; De Cooman, W.; Schüürmann, G.; Brack, W.; Sci. Total Environ. 2011, 409, 2064.

171. http://www.aucklandcouncil.govt.nz/SiteCollectionDocuments/aboutcouncil/planspoliciespublications/technicalpublications/tr2016006updateonemergingorganiccontaminantsnewzealand.pdf, acessada em Junho de 2017.

172. http://www.iea.sp.gov.br/out/index.php, acessada em Junho de 2017.

173. http://laboratorios.cetesb.sp.gov.br/wp-content/uploads/sites/47/2013/11/2010-Proposta-Derivacao-Agricultura.pdf, acessada em Junho de 2017.

174. Umbuzeiro, G. D. A.; Kummrow, F.; Rei, F. F. C.; InterfacEHS 2010, 5, 1.

175. ABES; Guia de potabilidade para substâncias químicas; Umbuzeiro, G. de A., coord.; Editora Limiar: Sao Paulo, 144 p.

176. Pietrogrande, M. C.; Basaglia, G.; TrAC, Trends Anal. Chem. 2007, 26, 1086.

177. Kot-Wasik, A.; Debska, J.; Namieśnik, J.; TrAC, Trends Anal. Chem. 2007, 26, 557.

178. Ribeiro, C.; Pardal, M. A.; Martinho, F.; Margalho, R.; Tiritan, M. E.; Rocha, E.; Rocha, M. J.; Environ. Monit. Assess. 2009, 149, 183.

179. Alda, M. J. L. de; Barceló, D.; J. Chromatogr. A 2000, 892, 391.

180. Snyder, S. A.; Keith, T. L.; Verbrugge, D. A.; Snyder, E. M.; Gross, T. S.; Kannan, K.; Giesy, J. P.; Environ. Sci. Technol. 1999, 33, 2814.

181. Petrović, M.; Hernando, M. D.; Díaz-Cruz, M. S.; Barceló, D.; J. Chromatogr. A 2005, 1067, 1.

182. Richardson, S. D.; Anal. Chem. 2004, 76, 3337.

183. Robles-Molina, J.; Lara-Ortega, F. J.; Gilbert-López, B.; García-Reyes, J. F.; Molina-Díaz, A.; J. Chromatogr. A 2014, 1350, 30.

184. Moschet, C.; Wittmer, I.; Simovic, J.; Junghans, M.; Piazzoli, A.; Singer, H.; Stamm, C.; Leu, C.; Hollender, J.; Environ. Sci. Technol. 2014, 48, 5423.

185. Kong, L.; Kadokami, K.; Wang, S.; Duong, H. T.; Chau, H. T. C.; Chemosphere 2015, 122, 125.

186. Fromme, H.; Küchler, T.; Otto, T.; Pilz, K.; Müller, J.; Wenzel, A.; Water Res. 2002, 36, 1429.

187. Richardson, S. D.; Ternes, T. A.; Anal. Chem. 2014, 86, 2813.

188. Togola, A.; Baran, N.; Coureau, C.; Anal. Bioanal. Chem. 2014, 406, 1181.

189. Huntscha, S.; Singer, H. P.; McArdell, C. S.; Frank, C. E.; Hollender, J.; J. Chromatogr. A 2012, 1268, 74.

190. Lima Gomes, P. C. F.; Barnes, B. B.; Santos-Neto, A. J.; Lancas, F. M.; Snow, N. H.; J. Chromatogr. A 2013, 1299, 126.

191. Mühlen, C. von; Lanças, F. M.; Sci. Chromatogr. 2014, 6, 117.

192. Martins, G. L.; Friggi, C. A.; Prestes, O. D.; Vicari, M. C.; Friggi, D. A.; Adaime, M. B.; Zanella, R.; Clean - Soil, Air, Water 2014, 42, 1441.

193. Franco, M. S. Tese de Doutorado, Universidade de Sao Paulo, Brasil, 2015.

194. Routledge, E. J.; Sumpter, J. P.; Environ. Toxicol. Chem. 1996, 15, 241.

195. Eldridge, M.; Sanseverino, J.; Umbuzeiro, G. D. A.; Sayler, G. S.; Environ. Monit. 2011, 528.

196. Dias, A. C. V.; Gomes, F. W.; Bila, D. M.; Sant'Anna, G. L.; Dezotti, M.; Ecotoxicol. Environ. Saf. 2015, 120, 41.

197. Metcalfe, C. D.; Kleywegt, S.; Letcher, R. J.; Topp, E.; Wagh, P.; Trudeau, V. L.; Moon, T. W.; Sci. Total Environ. 2013, 454-455, 132.

198. Shappell, N. W.; Billey, L. O.; Forbes, D.; Matheny, T. A.; Poach, M. E.; Reddy, G. B.; Hunt, P. G.; Environ. Sci. Technol. 2007, 41, 444.

199. Salste, L.; Leskinen, P.; Virta, M.; Kronberg, L.; Sci. Total Environ. 2007, 378, 343.

200. Vethaak, A. D.; Lahr, J.; Schrap, S. M.; Belfroid, A. C.; Rijs, G. B. J.; Gerritsen, A.; De Boer, J.; Bulder, A. S.; Grinwis, G. C. M.; Kuiper, R. V.; Legler, J.; Murk, T. A. J.; Peijnenburg, W.; Verhaar, H. J. M.; De Voogt, P.; Chemosphere 2005, 59, 511.

201. Caliman, F. A.; Gavrilescu, M.; Clean - Soil, Air, Water 2009, 37, 277.

202. Rosenfeldt, E. J.; Chen, P. J.; Kullman, S.; Linden, K. G.; Sci. Total Environ. 2007, 377, 105.

203. Chen, M.; Ohman, K.; Metcalfe, C.; Ikonomou, M. G.; Amatya, P. L.; Wilson, J.; Water Qual. Res. J. Can. 2006, 41, 351.

204. Sanchez, D. C. O.; Dissertaçao de Mestrado, Universidade Federal do Paraná, Brasil, 2006.

205. Caldwell, D. J.; Mastrocco, F.; Hutchinson, T. H.; Länge, R.; Heijerick, D.; Janssen, C.; Anderson, P. D.; Sumpter, J. P.; Environ. Sci. Technol. 2008, 42, 7046.