Mavropoulos, Elena. A hidroxiapatita como absorvedor de metais. Mestrado.Fundação Oswaldo Cruz, Escola Nacional de Saúde Pública; 1999. 105 p.

INTRODUÇÃO

CAPÍTULO 1

1.1- Apresentação do Tema da Tese e Objetivos

As principais causas de envenenamento por chumbo até o início deste século, eram as tintas muitas vezes ingeridas por crianças, e os reservatórios e encanamentos de água potável feitos de chumbo. A intoxicação por este metal em escala mundial agravou-se muito com a introdução de chumbo-tetralquilas à gasolina para melhorar o desempenho dos motores dos automóveis. Atualmente, ainda existe em quase todos os países uma considerável exposição da população ao chumbo proveniente de várias fontes como: tinta, água, gasolina e descargas industriais (Gonzáles,1989).

Os sintomas do envenenamento agudo por chumbo são bem conhecidos (Brito, 1988). A exposição ao chumbo produz efeitos a longo prazo, os quais persistem mesmo após o desaparecimento dos sintomas clínicos, sendo as crianças mais susceptíveis; mesmo em pequenas concentrações na corrente sanguínea, o chumbo pode causar sérios danos ao sistema nervoso central, podendo reduzir significadamente o QI e a capacidade de aprendizado de uma criança normal (Larini, 1993). Embora o chumbo seja muito pouco absorvido nos intestinos, seu efeito é cumulativo, concentrando-se finalmente nos ossos.

A concentração de metais poluentes em solos cultivados e em áreas desenvolvidas tem crescido não só devido a poluição atmosférica, como tambem às atividades humanas (processos industriais e mineração). A exposição ao chumbo pode ser devida, entre tantas causas, à inalação de poeira ou ingestão de solo contaminado com chumbo (Laperche et al, 1996) o que torna esta questão de grande importância em estudos de saúde pública.

Pesquisas recentes demonstraram que os níveis de chumbo no sangue de crianças variam muito em áreas urbanas, áreas perto de fundições de minério ou, em áreas perto de zonas de mineração (Laperche, 1996), mesmo quando as concentrações de chumbo no solo são semelhantes.

A bio-disponibilidade de Pb em solos contaminados parece mudar de acordo com a sua forma mineralógica (Chen et al. 1997). Em outras palavras, a forma com a qual o Pb se encontra complexado quimicamente constitui um fator importante de controle da bio-disponibilidade do metal no solo. A taxa de dissolução de diferentes compostos contendo chumbo é também dependente da forma mineralógica em que o metal se encontra. Quanto menor a taxa de dissolução menor será a bio-disponibilidade do metal. Cogita-se que o mesmo ocorra para Pb ingerido: uma baixa taxa de dissolução dos compostos de chumbo pode limitar a bio-disponibilidade deste elemento quando compostos deste metal atravessam o trato gastrointestinal . A dissolução dos complexos de chumbo seria necessária para que ele passasse da fase solo para a circulação sanguínea (Laperche et al, 1997).

Nriagu (1973) já evidenciava a hipótese que fosfatos de chumbo eram as formas mais estáveis e insolúveis do metal em solos, e se formariam rapidamente na presença de quantidades suficientes de Pb e fosfato. O autor sugeriu também que a interação de Pb e fosfato formando as piromorfitas, seria um mecanismo para fixação de chumbo no meio ambiente.

A toxicidade do chumbo somadas à sua tendência de bioacumular-se na cadeia alimentar e à existência de uma rigorosa legislação ambiental, faz com que seja necessário desenvolver novos materiais para remoção deste metal pesado não só de águas poluídas como também dos solos.

Atualmente existem várias técnicas que são empregadas na descontaminação de solos e dejetos industriais (Takeuchi e Arai, 1990). O tratamento térmico ou biológico não é eficiente para remoção completa dos metais pesados. Por outro lado os tratamentos físicos e químicos além de serem caros, são destrutivos o que limita o seu uso na remoção de metais pesados em solos contaminados. Czupyrna et al.(1989), testaram vários produtos químicos para imobilizar metais pesados "in situ". Entretanto a maior parte desses produtos além de serem caros, têm apresentado pouca eficiência.

Programas para reduzir a exposição ao chumbo proveniente de tintas e da água potável, foram desenvolvidos em vários países tendo-se obtido muitos progressos (Ryan e Zhang, 1996). O mesmo não ocorreu em relação a solos contaminados com chumbo, pois de acordo com o Centro para o Controle da Doença (CDC) e o EPA (Environmental Protection Agency), não haviam informações suficientes para caracterizar tal problema (Ryan e Zhang, 1996).

Em 1990, pesquisadores da Universidade Estadual de Ohio e pesquisadores da EPA e OSU examinaram a possibilidade de imobilizar o chumbo de solos utilizando uma metodologia com baixo custo operacional, tal como o emprego de rochas de fosfato (Logan, 1996). O objetivo da pesquisa era então avaliar a possibilidade de se usar rochas de fosfato para reduzir Pb em soluções aquosas e em solos contaminados. O solo contaminado era coberto com rochas de fosfato numa razão de duas partes de fosfato para uma parte de chumbo. Para que o processo fosse eficiente, deveria-se conhecer previamente a concentração de chumbo no solo contaminado. Na maioria dos casos essas rochas poderiam ser aplicadas sobre a superfície do solo e como fertilizantes de uma só vez. Solos contaminados com altos níveis de chumbo requereriam mais de uma aplicação ( > 1000 mg/Kg, Ryan e Zhang, 1996).

Os resultados do projeto demonstraram que as rochas de fosfato como a hidroxiapatita (Ca10(PO4)6(OH)2) foram eficientes em reduzir não só solubilidade dos complexos de Pb, como também sua biodisponibilidade (Ryan e Zhang, 1996).

Ma, Traina e Logan (1995), investigaram a redução de Pb aquoso pelo mineral apatita de diferentes localidades. O objetivo da pesquisa foi avaliar a eficiência de várias rochas de fosfato em reduzir concentrações de Pb de soluções aquosas e solos contaminados. As experiências no trabalho relatado foi usando os métodos de batelada e de coluna. Foram coletadas amostras de solo de 5 estados sendo uma das amostras coletada no estado de Washington. Este solo foi escolhido para a pesquisa por ter sido contaminado por vários anos com aplicações do inseticida PbHAsO4 (arsenato de chumbo). Os autores concluiram que as rochas de fosfato dos 5 estados foram eficientes na imobilização de Pb com uma remoção de Pb variando de 38.8% a 100% e que o principal mecanismo na remoção de Pb foi através da dissolução do mineral apatita e precipitação do carbonato fluorpiromorfita [Pb10(PO4)3(CO3)3FOH e/ou hidrocerussita [Pb3(CO3)2(OH)2 dependendo dos componentes originais do solo.

De acordo com estes autores, quanto maior a solubilidade da apatita, maior a sua eficiencia em reduzir concentrações de chumbo, visto que sua principal função é fornecer fósforo para precipitar chumbo em forma de piromorfita. Pelos resultados dos autores, a hidroxiapatita sintética seria aproximadamente seis vezes mais efetiva na remoção de chumbo do que as rochas de fosfato, isto devido a diferenças em suas solubilidades: a hidroxiapatita (log K0 = 14.46) é muito mais solúvel que a fluorapatita (log K0= -0.21) que é a principal constituinte de rochas de fosfato (Lindsay, 1979). Entretanto, os resultados demonstraram que rochas de fosfato proporcionam baixo custo em remediar chumbo de água, solos e dejetos contaminados.

A apatita é um dos minerais mais abundantes da natureza e ocorre em todos os tipos de rocha. Em solos, sedimentos e partículas em suspensão, os fosfatos apatíticos estão frequentemente presentes e são importantes para regular a concentração de chumbo e cálcio (Lindsay, 1979). A hidroxiapatita (Hap) é um sal duplo de fosfato, sendo principal constituinte inorgânico dos ossos e dentes.

Durante as investigações sobre as propriedades superficiais da hidroxiapatita, Suzuki et al (1981) verificaram que íons cálcio e de outros metais em solução aquosa são fortemente sorvidos por sua superfície, e que este comportamento não seria simplesmente devido a um mecanismo de troca iônica entre os cátions da solução e os íons Ca2+ das hidroxiapatitas. Esta propriedade despertou grande interesse na área ambiental, pois a hidroxiapatita poderia ser utilizada como captadora de íons poluentes em esgotos e na indústria.

Suzuki et al (1981,1982,1984) examinaram a possibilidade de empregar as apatitas como um novo trocador catiônico para o tratamento de cátions metálicos em solução aquosa. Utilizaram o método de coluna e de batelada e verificaram que a hidroxiapatita sintética tem maior seletividade por cátions metálicos. A hidroxiapatita foi colocada em soluções contendo diferentes íons metálicos tais como Pb2+ , Mn2+, Co2+ e Cu2+. Observaram que a eficiência da sorção seguia a ordem: Pb2+ > Cu2+ > Mn2+> Co2+. O íon Pb2+ foi rapidamente removido pela hidroxiapatita,sugerindo ser ela, hidroxiapatita, um ótimo capturador de íons Pb2+. A seletividade da Hap por cátions metálicos foi explicada considerando-se o raio iônico e a eletronegatividade dos íons. Conforme LeGeros e LeGeros (1984), cátions com raio iônico maior que o do cálcio, poderiam ser incorporados na estrutura da apatita mais facilmente dos que os de menor raio iônico. Isto resulta em uma expansão dos parâmetros de rede a e c e num maior volume da célula unitária. A substituição do cálcio por um cátion menor, por exemplo, o cobre (raio iônico igual a 0.68 Å), resulta na contração dos parâmetros a e c e redução no volume da célula unitária (Vc).

A tabela 1.1 lista os parâmetros de rede de fosfatos apatíticos contendo o Ca, Pb e Cu.

Tabela 1.1- Parâmetros de rede e volume da célula unitária (Vc) de algumas apatitas.

Suzuki et al (1984) sugeriram que o mecanismo dominante na remoção de chumbo em solução aquosa pela hidroxiapatita era através de uma troca iônica, onde a relação entre os íons Ca2+ da HAP e os íons Pb2+ da solução era de 1:1. Entretanto esses autores forneceram poucas evidencias para suportar a teoria de troca iônica como mecanismo principal da remoção de chumbo pela hidroxiapatita.

Takeuchi e Arai (1990) verificaram que o abaixamento do pH favorecia uma maior adsorção de Pb pela hidroxiapatita. Mas se realmente a substituição catiônica fosse responsável pela remoção de Pb, valores baixos de pH resultariam numa menor sorção de Pb, pois a solubilidade da Hap aumenta com o decrescimo de pH, e conseqüentemente menos material estaria disponível para substituíção catiônica.

Ma et al (1993) explicaram os resultados anteriores através de um mecanismo de dissolução da hidroxiapatita e precipitação de apatita de chumbo: em pH baixo, mais Hap se dissolveria liberando mais P para reagir com o Pb em solução aquosa e formar a piromorfita.

Ma et al (1993) estudaram a sorção de Pb pela Hap usando a difratometria de raio-X. Seus resultados indicaram que a Hap e a piromorfita são mais presentes em pH alto e baixo respectivamente, reforçando a hipótese de Ma et al.

Yuping Xu (1994) questionou a conclusão de Suzuki (1984) quanto a importância da troca iônica na sorção do Pb pela hidroxiapatita, argumentando que este mecanismo seria mais favorável para os cátions com raio iônico similar ao do Ca2+. De acordo com este autor a substituição do cálcio pelo chumbo seria difícil pois o raio iônico deste metal (1,26 Å) é maior que o do cálcio(1,08 Å).

Mecanismos de precipitação ou coprecipitação foram sugeridos por vários autores para explicar a fase de captura mais lenta na sorção de metal (Yuping Xu,1994).

Estudos de Ma et al.(1993) e Xu e Schwartz (1994) revelaram que a precipitação de apatitas de chumbo poderiam também dar-se na forma de cloropiromorfita [Pb10(PO4)6Cl2] ou fluorpiromorfita [Pb10(PO4)6F2], dependendo da presença do Cl ou do F durante o processo de sorção.

A dissolução da Hap e precipitação de piromorfita é descrita pelas equações abaixo (Ma et al, 1993):

Ca10 (PO4) 6(OH)2 + 14 H+ ® 10 Ca2++ 6H2PO4- + 2H2O

10Pb2+ + 6H2PO4- + 2H2O ® Pb10(PO4)6(OH)2 + 14 H+

A maior evidência que sustentava a teoria de troca iônica, era o fato de a razão molar entre o Pb removido e o Ca liberado ficar em torno de um (1) ao longo dos experimentos. Entretanto, este valor de Pb/Ca pode também ser explicado pela teoria de dissolução/precipitação: 10 moles de Pb são consumidos para cada mol de piromorfita precipitada, e 1 mol de Hap tem que se dissolver para fornecer o fósforo necessário para a formação de piromorfita. Deste modo, 10 moles de Ca são liberados para a solução conforme observa-se nas equações acima.

Yuping Xu (1994), sugeriu um mecanismo alternativo de dissolução da Hap e precipitação da piromorfita conforme as reações:

Ca5(PO4)3(OH) + 7 H+ ® 5 Ca2+ + 3 H2PO4- + H2O

5 Pb2+ + 3 H2PO4- + OH ® Pb5(PO4)3OH + 6 H+

Yuping Xu (1994) atribuiu o decréscimo de pH nos primeiros 2 minutos da sorção, onde a maior parte de chumbo é removida, à predominância da segunda equação isto é, a etapa de precipitação ocorreria numa velocidade maior que a dissolução da Hap.

Em 1994 Ma et al, pesquisaram o efeito da presença de metais tais como o Zn, Cd, Ni, Cu, Fe2+ e Al na imobilização de Pb pela hidroxiapatita. Demonstraram que esses metais não só tiveram insignificante efeito na imobilização do Pb como também foram removidos pela hidroxiapatita. A eficiência da remoção desses metais pela hidroxiapatita foi na ordem de Al > Zn > Fe(II) > Cd > Cu > Ni ; enquanto a eficiência desses metais em inibir a imobilização de Pb pela Hap foi Al > Cu > Fe(II) > Cd > Zn > Ni.

A substituição da hidroxila pelo flúor com base para ação profilática do flúor na ocorrência da cárie dentária (Pandey, 1981) é um pequeno exemplo de como são importantes as reações de troca iônica entre a Hap e os tecidos calcificados. A incorporação de cátions tóxicos como o chumbo, ao esqueleto humano também ocasiona graves efeitos à saúde. Atualmente sabe-se que a maior parte do chumbo no corpo humano encontra-se depositado nos ossos (Skerfving et al, 1993 Christoffersson et al, 1984). Uma significante ingestão de íons fosfatos pode vir a diminuir a quantidade de chumbo no corpo humano e por outro lado, uma baixa ingestão de cálcio e de vitamina D aumenta a absorção do chumbo, indicando que chumbo e cálcio no organismo humano, compartilham mecanismos comuns de absorção (Beattle, 1992).

Neste trabalho de mestrado sintetiza-se a hidroxiapatita e prepara-se a hidroxiapatita cerâmica. Experimentos de sorção do Pb pela Hap sem tratamento e na sua forma cerâmica são realizados a partir de soluções aquosas contendo diferentes concentrações do metal. A cinética da sorção é acompanhada através das técnicas do ICP (Inductively Coupled Plasma) e do DRX (Difração de Raios-X), e das modificações do pH da solução ao longo do processo.

Dos resultados obtidos procura-se contribuir para soluções ainda não totalmente esclarecidas na literatura relacionados à contribuição de cada um dos mecanismos de sorção do Pb pela Hap.

CAPÍTULO 2

CHUMBO

2.1- História e Propriedades

O chumbo é um metal cinza-azulado de peso atômico 207.19, ponto de fusão 327.502° C e ponto de ebulição 1740° C (IPCS, 1995). O chumbo é suficientemente mole para ser cortado com uma faca, porém impurezas como o antimônio, arsênio, cobre ou zinco tornam-no muito duro.

O chumbo é resistente à oxidação atmosférica e ao ataque dos ácidos clorídrico ou sulfúricos diluídos, mas é rápidamente dissolvido pelo ácido nítrico. O ácido acético tem ação solvente sobre o chumbo metálico não sendo indicado o seu uso para fins culinários em recipientes que contenham chumbo, pois os alimentos podem contaminados com os compostos do metal.

Este metal era conhecido pelos antigos egípcios, que devido ao seu baixo ponto de fusão, durabilidade e facilidade em formar ligas metálicas era utilizado na fabricação de armas, adornos e utensílios. Os antigos romanos usavam o chumbo para fabricar manilhas, e alguns compostos do metal já eram usados na fabricação de cosméticos e de tintas (Mellor, 1967).

2.2- Estado Natural

Na natureza o chumbo pode ser encontrado em seu estado livre sob quatro formas isotópicas (PM= 208, 206, 207 e 204 em ordem de abundância) e ocasionalmente na forma metálica. Associado a outros elementos dá origem a vários compostos. O carbonato de chumbo, cerusita (PbCO3) é comumente encontrado. O sulfato de chumbo (PbSO4), constitui a anglesita; o cromato de chumbo (PbCrO4) a crocoisita; o molibdato de chumbo (PbMoO4) a wulfenita; o fosfato de chumbo a piromorfita, o litargírio (PbO), o zarcão(Pb3O4). Combinado com o enxôfre, o chumbo ocorre sob a forma de sulfeto, PbS (galena) que é um dos mais abundantes minérios de chumbo

2.3- Aspectos Gerais

O chumbo ocorre como contaminante ambiental e as concentrações no meio ambiente cresceram de acordo com o aumento do seu uso industrial. Com o advento da Revolução Industrial, as concentrações de chumbo no meio ambiente elevaram-se de forma alarmante, principalmente devido à introdução de compostos orgânicos de chumbo (chumbo tetraetila) como aditivo para gasolina.

Nos últimos anos a demanda de chumbo tem sofrido uma mudança quanto ao tipo de sua utilização. Seu emprego como antidetonante na gasolina e em tintas tem diminuído bastante, porém seu emprego em processos industriais tem aumentado significantemente. Usa-se chumbo na fabricação de canos para conduzirem a água, na fabricação de revestimento de cabos elétricos, de chapas para pias, cisternas e telhados, na indústria de acumuladores, etc. O arsenato de chumbo tem sido muito empregado como inseticida.

A quantidade anual de chumbo que se dispersa como contaminante atmosférico é muito elevada. Nriagu e Pacyma (1988) estimaram que a cada ano um total de 330 000 toneladas de chumbo são diretamente despejados na atmosfera. Alguns autores consideram que somente 4% do chumbo emitido na atmosfera seja de fontes naturais (emissões vulcânicas, erosão, e depósitos naturais). A figura 2.1 ilustra as rotas de exposição humana do chumbo.

A contaminação do solo pelo chumbo pode advir de forma natural ou geológica, como também através de atividades exercidas pelo homem (mineração, indústria e transporte). Sendo assim, o teor de chumbo nos solos varia de região a região: em regiões próximas às vias de tráfego intenso e de indústrias, os teores de chumbo são bem mais elevados que aqueles encontrados em áreas isoladas (Larini, 1993).

O solo é considerado um dos depósitos principais de chumbo, pois ao alcançá-lo, este contaminante pode ali permanecer indefinidamente. O chumbo no solo pode estar sob diversas formas: relativamente insolúvel ( sulfato, carbonato ou óxido), solúvel, adsorvido, adsorvido e coprecipitado como sesquióxido, adsorvido em matérias orgânicas coloidais ou complexado no solo (IPCS, 1995). O pH do solo influencia a mobilidade do metal no solo, que pode sofrer modificações, formar compostos menos solúveis e tornar-se menos disponível. Em solos cultivados os níveis de Pb podem variar de 20 a 80 m g/g (AAS, 1985).

A contaminação da água pelo chumbo tem sido objeto de várias pesquisas (Suzuki et al, 1983). Água potável com baixo pH e baixas concentrações de sais dissolvidos podem carrear quantidades de chumbo vindas de soldas, encanamentos e ferragens, cisternas e reservatórios. O valor de tolerância para chumbo em água potável que era de 50 m g/litro em 1984 (WHO, 1984) foi revisto em 1993, passando para 10 m g/litro (WHO, 1993).

Os níveis de chumbo nos produtos alimentícios além de serem muito variáveis, podem ser parcialmente removidos (lavando-se ou descascando-se o alimento). Organizações internacionais (WHO) propõem que a tolerância de ingestão semanal seja de 3 mg de Pb para adultos ( 400 a 450 m g/dia ). Os alimentos (incluindo água potável e bebidas alcólicas) são as maiores fontes de exposição da população ao chumbo. Crianças podem ter exposição adicional vindas de solo e poeiras.

Além destes tipos de contaminação ambiental deve-se mencionar as exposições ocupacionais sofridas por trabalhadores que muitas vezes podem ser previnidas através de medidas de higiene industrial e equipamentos de proteção coletiva (IPCS, 1995).

O chumbo, mesmo em baixas concentrações, é estranho ao metabolismo humano, podendo interferir em diversas partes do metabolismo e causar intoxicações. A intoxicação do chumbo a longo prazo denomina-se saturnismo ou plumbismo.

2.4- Absorção, Distribuição e Eliminação do Chumbo

Existem duas classes de compostos de chumbo: os inorgânicos, que são os formados por sais e óxidos de chumbo, e os orgânicos que são os chumbo tetraetila e o chumbo tetrametila. Uma vez absorvidos, todos os compostos inorgânicos atuam no organismo da mesma forma. Os compostos orgânicos são lipossolúveis e podem ser absorvidos pela pele sã e por via respiratória. Por serem lipossolúveis haverá um predomínio dos transtornos nervosos. A absorção do chumbo pelo corpo humano é lenta e depende não só da dose como também de fatores tais como a idade do indivíduo, condições fisiológicas e nutricionais e possivelmente fatores genéticos.

Este metal pode ser introduzido no organismo através da inalação (ar atmosférico), ingestão (água, alimentos e solo contaminados) e por via dérmica. Os compostos de chumbo lipossolúveis e projéteis de chumbo quando alojados na pele e nos músculos permitem a absorção do metal.

A deposição, retenção e absorção de partículas de chumbo no trato respiratório depende de fatores tais como: tamanho da partícula inalada, densidade, forma química, solubilidade, ritmo respiratório e duração da exposição.

Pela via digestiva, através do trato gastrointestinal, teremos a maioria das intoxicações domésticas. Sua absorção dá-se no intestino delgado e depende dos níveis de cálcio, magnésio, ferro, fósforo e vitamina D na dieta humana (Larini, 1993). Sabe-se que dietas pobres em cálcio, ferro e fósforo podem aumentar a absorção do chumbo pelo trato intestinal, bem como aumentar a deposição deste metal nos ossos (Cordeiro, 1995).

Através da via cutânea dá-se a absorção de compostos orgânicos de chumbo, uma vez que são lipossolúveis. Os compostos inorgânicos de chumbo e o chumbo metálico são pouco absorvidos pela pele sã. Entretanto esta via de absorção assume importância nas exposições ocupacionais.

Após absorvido, o chumbo não é distribuído de forma homogênea no organismo. No sangue o chumbo circulante está quase sempre associado aos eritrócitos, sendo em seguida distribuído aos tecidos moles (maiores concentrações no fígado e rins) e aos minerais (ossos e dentes). O osso é o principal compartimento onde armazena-se o metal, cerca de 90% do chumbo encontrado no organismo está depositado nos ossos sob a forma de trifosfato.

O chumbo absorvido e armazenado tem uma meia-vida de pelo menos 25 anos no osso cortical denso (Jama, 1994). No sangue a meia-vida do chumbo é de aproximadamente 36 dias e medidas de concentração do metal são importantes nos diagnósticos de intoxicações agudas, para o controle não só de indivíduos expostos ocupacionalmente, mas também para o controle da população em geral. A meia-vida do metal em tecidos moles é de aproximadamente 40 dias (IPCS, 1995).

Através do sangue, o chumbo pode ser rapidamente transferido da mãe para o feto. Em consequência o nível de Pb no sangue fetal passa a ser similar ao do sangue materno (AAS, 1985).

Cerca de 90% do chumbo que foi ingerido, e que não se absorve, é excretado pelas fezes, em função de seu trânsito no trato gastrintestinal sob a forma de sulfetos insolúveis. Aproximadamente 75% é eliminado através da urina. Apesar do nível de chumbo na urina ter sido um indicador de exposição ao metal, é importante ressaltar que esta concentração não representa com fidelidade o grau de absorção, já que os rins excretam quantidades elevadas de chumbo somente quando a concentração do metal no sangue for alta. Para pequenas concentrações do metal, a determinação da concentração de chumbo na urina será útil quando acompanhada de outros parâmetros.

Em pequenas quantidades o chumbo pode ser também eliminado pelo suor, saliva, unhas e cabelo. O chumbo pode ser encontrado no leite materno em pequenas quantidades.

2.5- Toxodinâmica

O chumbo é um elemento tóxico não essencial, o qual acumula-se no organismo . Dependendo do nível e duração da exposição pode afetar vários sistemas orgânicos. Os níveis de chumbo no sangue (Pb-H) são utilizados na medida da carga corporal e das doses de chumbo absorvidas (internas). Já se conhecem técnicas para determinação da quantidade de chumbo presente em dentes e ossos, porém sua cinética não é ainda bem conhecida. As principais ações tóxicas são(IPCS, 1995):

Efeitos bioquímicos

A principal manifestação clínica do efeito da intoxicação no sistema hematopoiético é a anemia que ocorre somente com altos níveis de exposição, o que atualmente não é muito comum.

O chumbo inibe várias etapas na biosíntese do heme. A inibição das enzimas ácido delta-aminolevulínico desidratase (ALA-D) e da hemessintetase já foram caracterizadas, enquanto estudos in vitro indicam um aumento da atividade para a enzima ácido delta-aminolevulínico sintetase (ALA-S) durante a exposição ao chumbo. A inibição da enzima coproporfirinogênio-descarboxilase por chumbo foi demonstrada por vários autores (AAS, 1985), pela eliminação excessiva de coproporfirina na urina (COPRO-U).

A ação do chumbo ocorre nos eritroblastos da medula óssea e, sendo assim, somente os eritrócitos recentemente formados contêm excesso de protoporfirina. Devido a inibição da hemessintetase, última enzima na biossíntese do heme, o ferro da molécula de protoporfirina IX é substituído pelo zinco dos reticulócitos e, no lugar de se produzir heme, forma-se a protoporfirina zinco.

A diminuição na síntese da hemoglobina seria a consequência dos efeitos do chumbo no sistema hematopoiético, onde concentrações de Pb-H acima de 1,92 m moles/litro (40 m g/dl), acarretaria anemia em crianças (IPCS,1995).

Efeitos no Sistema Nervoso Central

Os principais efeitos dos compostos de chumbo no sistema nervoso por exposição crônica são as encefalopatias com irritabilidade, cefaléia, tremor muscular, alucinações, perda da memória e da capacidade de concentração. Esse sintomas podem progredir até o delírio, convulsões, paralisias e coma. Dados experimentais revelam que danos causados pelo chumbo podem afetar funções da memória e do aprendizado em todos os ciclos da vida (IPCS,1995).

As principais manifestações ocorridas no sistema nervoso periférico é a debilidade nos músculos extensores. Também podem ocorrer hiperestesia, analgesia e anestesia da área afetada.

Efeitos no Sistema Renal

Os efeitos renais do chumbo ocorrem como resultado tanto da exposição crônica como da aguda. Em adultos e crianças o chumbo provoca um dano reversível no túbulo proximal e uma lenta e progressiva deficiência renal. Com contínua exposição ao chumbo ou quando trabalhadores são expostos a níveis de Pb-H superiores a 3,0 m moles/litro (aproximadamente 60 m g/dl) (IPCS, 1995) a nefropatia aguda pode evoluir para uma nefrite crônica.

Efeitos no Sistema Gastrointestinal

Os efeitos tóxicos do chumbo a nível hepático são mais evidentes nas intoxicações severas podendo ocasionar constipação, diarréia e gastrite.

Em estudos feitos com animais de laboratório, a ingestão do chumbo tetraetila provocou alterações nos sistemas enzimáticos responsáveis pelos processos de biotransformação (IPCS,1995).

Efeitos no Osso

Existe um especial interesse no estudo da absorção do chumbo pelo osso, sendo os tecidos calcificados aqueles que apresentam maior acúmulo do metal. O osso pode servir como biomarcador de exposições passadas, pois a meia-vida neste compartimento é longa. O chumbo pode afetar o metabolismo do osso no período da menopausa na mulher, contribuindo para o desenvolvimento da osteoporose.

Outros Efeitos

Por razões neurológicas, metabólicas e comportamentais, as crianças são mais vulneráveis que os adultos aos efeitos da ação tóxica do chumbo. Estudos epidemiológicos demonstraram que o chumbo está associado a deficiências neurocomportamentais em crianças.

Os efeitos do chumbo na função reprodutora masculina limita-se a morfologia e ao número de espermatozóides.

O chumbo não parece ter efeitos nocivos na pele, nos músculos e nem no sistema imunológico.

2.6- Carcinogenicidade e Teratogenicidade

Em animais, estudos demonstram que o chumbo produz tumores malignos e benignos. Em seres humanos, o chumbo pode causar aberrações cromossômicas e uma morfologia anormal no espermatozóide. Porém, não existem evidências da ação cancerígena do chumbo no homem. Existem informações sobre um aumento na taxa de aborto espontâneos como resultado da exposição ao chumbo, mas não existem dados epidemiológicos suficientes que comprovem este fato. Também não existe nenhuma evidência de que o chumbo apresente teratogenicidade para o homem ( Larini, 1993).

2.7- Controle da Exposição Ocupacional

Tabela 2.1- índices Biológicos de Exposição ao Chumbo (Larini, 1993). U/L = micromoles de ALA utilizado/minuto/L de eritrócitos.

Os efeitos tóxicos que o chumbo acarreta à saúde humana estão em grande parte associados aos trabalhadores expostos ao metal. A intoxicação profissional pelo chumbo (IPCh) tem diminuído em países desenvolvidos, mas em paises não desenvolvidos continua a incidência de várias doenças associadas ao chumbo (Spínola et al, 1980).

No ambiente ocupacional o controle de chumbo é realizado a partir do controle biológico. Para isto, utilizam-se índices de exposição que fornecem informações quanto aos níveis de absorção (chumbo no sangue e na urina) e as alterações bioquímicas provocadas pelo chumbo na biossíntese do heme.

Os limites de tolerância biológicos (LTB) propostos para a intoxicação profissional pelo metal (IPCh) variam historicamente de país a país (Cordeiro, 1995). Os LTB são fixados de acordo com informações provenientes das indústrias e de investigações científicas e devem estar relacionadas com a política de saúde ocupacional do país.

Países que não desenvolveram seus próprios LTB costumam adotar critérios definidos por outras nações. Este é o caso do Brasil. Na tabela 2.1 estão relacionados os valores considerados normais e os limites de tolerância biológicos, regulamentados pela Portaria n° 12, de 06/06/83, apresentada pela Secretaria de Segurança e Medicina do Trabalho: