UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO

FLÁVIA VASCONCELOS DE MELLO

PADRÕES INTERESPECÍFICOS NOS NÍVEIS E PERFIS DE POLUENTES ORGÂNICOS

PERSISTENTES CLÁSSICOS E EMERGENTES EM AVES MARINHAS DA ANTÁRTI-

CA (BAÍA DO ALMIRANTADO, ILHA REI GEORGE)

RIO DE JANEIRO

Julho 2014

Flávia Vasconcelos de Mello

PADRÕES INTERESPECÍFICOS NOS NÍVEIS E PERFIS DE POLUENTES ORGÂNICOS

PERSISTENTES CLÁSSICOS E EMERGENTES EM AVES MARINHAS DA ANTÁRTI-

CA (BAÍA DO ALMIRANTADO, ILHA REI GEORGE)

Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa de Pós-

Graduação em Ecologia, Universidade Federal do Rio de

Janeiro, como requisito parcial à obtenção do título de Mes-

tre em Ecologia.

Orientador: João Paulo Machado Torres

Co-orientadores: Begoña Jiménez e Jose Roscales

Rio de Janeiro

Julho 2014

Mello, Flávia Vasconcelos de

Padrões interespecíficos nos níveis e perfis de Poluentes Orgânicos Persistentes clássi-

cos e emergentes em aves marinhas da Antártica (Baía do Almirantado, Ilha Rei Geor-

ge) / Flávia Vasconcelos de Mello. – 2014. 68f.: il.

Dissertação (Mestrado em Ecologia) –

Universidade Federal do Rio de Janeiro, Instituto de Biologia, Departamento de Ecolo-

gia, Rio de Janeiro, 2014.

Orientadores: João Paulo Machado Torres, Begoña Jiménez e José Luis Roscales

1. Poluentes Orgânicos Persistentes. 2. Convenção de Estocolmo e os POPs. 3. O

ambiente antártico. 4. Aves marinhas como sentinelas. 5. Ovos e a contaminação

ambiental. 6. Uso de isótopos estáveis em estudos de contaminação. I. Torres, João

Paulo Machado II. Jiménez, Begoña III. Roscales, José Luis IV. Universidade Fe-

deral do Rio de Janeiro. Departamento de Pós Graduação em Ecologia V. Mestre

em Ecologia

Flávia Vasconcelos de Mello

PADRÕES INTERESPECÍFICOS NOS NÍVEIS E PERFIS DE POLUENTES ORGÂNICOS

PERSISTENTES CLÁSSICOS E EMERGENTES EM AVES MARINHAS DA ANTÁRTI-

CA (BAÍA DO ALMIRANTADO, ILHA REI GEORGE)

Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa de Pós-

Graduação em Ecologia, Universidade Federal do Rio de

Janeiro, como requisito parcial à obtenção do título de Mes-

tre em Ecologia.

Aprovada em

____________________________________

(João Paulo Machado Torres, Professor Orientador, UFRJ)

____________________________________

(nome, titulação e instituição a que pertence)

____________________________________

(nome, titulação e instituição a que pertence)

Dedico esta dissertação às

pessoas mais importantes da minha vida,

com as quais aprendi o valor do conheci-

mento e da construção de ideais: minha

família. Em especial, para o amor da mi-

nha vida, que do céu estará sempre tor-

cendo por mim, minha avó Maria da Con-

ceição.

AGRADECIMENTOS

Agradeço primeiramente aos meus pais Valéria e Flávio, por todo apoio, toda dedi-

cação e esforço para proporcionar o melhor que puderam no meu crescimento pessoal e pro-

fissional. Também pelas curtas noites de sono nos dias de campo, pela força emocional nos

momentos difíceis, pelo coração apertado quando estive longe, pelo dinheiro “investido” e por

acreditarem em mim até mais que eu mesma. Ao meu querido orientador João Paulo, com

quem pude contar durante todos esses anos, me proporcionando grandes oportunidades, aliás,

as melhores até hoje. Agradeço-lhe também pelos puxões de orelha e incentivo para que eu

acredite sempre no meu potencial. E não menos importante, à minha família (tios, irmãs, avós

e primos) por torcerem sempre por mim e me ajudarem no que fosse necessário. Em especial,

para minha madrinha Márcia, que desde pequena contribuiu para o meu crescimento intelec-

tual, mostrando que é essencial investir no futuro.

A Deus agradeço por tudo, principalmente permitir que eu chegasse até aqui com

grandes aprendizados e pelo caminho que vem pela frente. Aos amigos do laboratório que

compartilharam comigo essa jornada, acompanhando as dificuldades encontradas durante o

mestrado, sempre me apoiando e aconselhando para que eu pudesse contorná-las, além de

darem uma força inestimável. Principalmente aos amigos Renan, Rodrigo, Adan, Ricardinho,

Glenda, Mari Alonso, Janeide, Adriana e Juliana pela força, dicas, ajuda em vários momentos

e torcida; à Daniele Carvalho pela torcida, apoio e revisão da dissertação, mesmo toda atare-

fada; ao Petrus, Larissa e Cláudio, pelas grandes sugestões, apoio e claro, pelos preciosos en-

sinamentos que ampliaram minha visão dentro do meu trabalho. Ao professor Olaf, pelas di-

versas correções, bancas e oportunidades concedidas e à Erli pela oportunidade de conhecer o

continente antártico. Mais especialmente, venho agradecer ao amigo Yago Guida, não só por

ter participado desse estudo ajudando nas análises, mas por ter sido a minha família nos 3

meses fora, me apoiando, me aconselhando e me dando forças para não abaixar a cabeça. Sem

você tudo teria sido muito mais difícil.Muitíssimo obrigada!!!

Não posso deixar de agradecer aos amigos da vida: minhas irmãs Monique e Thaís,

Clarissa, Alex Stuart, Manuella, Hilton, Priscila, Kate, Rafael Queiroga, Paula, Sheila e Thaís

Castro, pela amizade verdadeira e apoio que ganhei desde a seleção do mestrado até o fim da

redação da dissertação. Em especial, à amiga Cristiane Caetano por todo o aprendizado, apoi-

o, dicas, “puxões de orelha”, cobrança, parceria em momentos especiais e incentivos para eu

almejar sempre mais. Ao amigo de faculdade, Jorge Menezes por toda a paciência e ajuda

com a estatística. Suas dicas e dúvidas tiradas foram essenciais!!!

Agradeço também ao CENPES/UFRJ pelas bolsas concedidas; aos amigos, parceiros

e co-orientadores Begoña Jiménez e José Roscales por todo o conhecimento adquirido não só

durante os três meses em Madrid, mas também atualmente por emails. Aos dois agradeço

também pela paciência, ótimo tratamento e preocupação, grande esforço para otimização des-

te trabalho e carinho dado a mim e ao meu companheiro de trabalho, Yago Guida. Um muitís-

simo obrigada a Alba Vicente pela imensurável paciência, bom humor e pelo grande aprendi-

zado. Você foi essencial!!! Pela amizade, bem querer e ajuda no dia a dia do laboratório em

Madrid, inclusive com sugestões, apoio e torcida, gostaria de agradecer aos amigos Lourdes,

Maria, Álvaro, Sonia, Juan e Marta.

E por fim, aos animais mais especiais do continente antártico, os pinguins, que torna-

ram esse estudo mais prazeroso e ao continente antártico por momentos mágicos, de muito

aprendizado e grandes experiências. MUITO OBRIGADA!!!

“Um homem precisa viajar. Por sua conta, não por

meio de histórias, imagens, livros ou TV. Precisa vi-

ajar por si, com seus olhos e pés, para entender o

que é seu. Para um dia plantar as suas próprias ár-

vores e dar-lhes valor. Conhecer o frio para desfru-

tar o calor. E o oposto. Sentir a distância e o desa-

brigo para estar bem sob o próprio teto. Um homem

precisa viajar para lugares que não conhece para

quebrar essa arrogância que nos faz ver o mundo

como o imaginamos, e não simplesmente como é ou

pode ser. Que nos faz professores e doutores do que

não vimos, quando deveríamos ser alunos, e sim-

plesmente ir ver.”

Amyr Klink, 2000. Mar Sem Fim (Editora Compa-

nhia das Letras).

RESUMO

MELLO, Flávia Vasconcelos de. Padrões interespecíficos nos níveis e perfis de Poluentes

Orgânicos Persistentes clássicos e emergentes em aves marinhas da Antártica (Baía do

Almirantado, Ilha Rei George). Rio de Janeiro, 2014. Dissertação (Mestrado em Ecologia)-

Instituto de Biologia, Departamento de Ecologia, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio

de Janeiro, 2014.

Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs), tanto clássicos quanto emergentes, são

atualmente encontrados na cadeia trófica marinha da Antártica, apresentando motivos de pre-

ocupação devido a sua toxicidade aos mais diversos táxons. O atual estudo buscou avaliar os

níveis e perfis de contaminação por Poluentes Orgânicos Persistentes em ovos de 4 espécies

de aves marinhas que reproduzem na Baía do Almirantado, Antártica (Pygoscelis antarctica,

Pygoscelis adeliae, Pygoscelis papua e Chataracta maccormicki), acessando a influência do

nível trófico e fontes alimentares nos níveis de contaminantes através de isótopos estáveis de

nitrogênio e carbono. Uma nova metodologia otimizada para extração exaustiva e simultânea

purificação de bifenilas policloradas (PCBs), difenil éteres polibromados (PBDEs), declorano

plus (DPs) e seus compostos relacionados e pesticidas organohalogenados em ovos não eclo-

didos de espécies de aves silvestres foi utilizada. A espécie migratória C.maccormickii apre-

sentou maiores níveis de PCBs (2.040,53±4.265,97 ng/g peso lipídico, média ± IC 95%),

DDTs (1.344,75±2.168,36 ng/g), PBDEs (66,33±128,43 ng/g) e DPs (0,34±1,13 ng/g) que os

pinguins. Apenas 0,1% e 18% das concentrações de PBDEs e DPs, respectivamente, encon-

traram-se acima do limite de detecção nos pinguins. O HCB foi o composto com maiores

concentrações em P.adeliae e P.papua, diferente de C.maccormickii, a qual apresenta um

metabolismo de detoxificação mais alto que nos pinguins. Entre as espécies residentes,

P.antarctica foi a mais contaminada por POPs, seguida por P.adeliae e P.papua. O nonmetric

multidimensional scaling (NMDS) apontou diferença estatística significativa entre os perfis

de contaminação nos ovos das espécies (p<0,01), onde PCBs, PBDEs e DPs tiveram maior

influência no perfil de contaminação da skua C.maccormickii, enquanto apenas PCBs e DDTs

foram os mais proeminentes na contaminação dos ovos das três espécies de pinguins. A con-

taminação pelos poluentes emergentes, PBDEs e DPs, é proveniente das áreas mais ao norte

do planeta com avançada industrialização, onde as skuas passam o período não reprodutivo.

Os congêneres BDE 47, 100 e 99 e o estereoisômero DP-anti foram os emergentes mais a-

bundantes. Além disso, a assinatura isotópica de nitrogênio em C.maccormickii indicou que

estas ocupam nível trófico superior (+3,2-5,5‰) às outras espécies e altos valores de δ13

C

evidenciam uma área de forrageamento mais ao norte e mais costeiro que os pinguins, que são

forrageadores pelágicos. O generalized additive model (GAM) confirmou a relação da área de

forrageamento e nível de contaminação de POPs (p< 0,001). Já o nível trófico, indicado pelos

valores de δ15

N, não explica as concentrações de POPs nos ovos. Maiores variações nas ra-

zões isotópicas apontaram a espécie C. maccormickii como mais generalista e menos sedentá-

ria que as demais. Embora com algumas diferenças isotópicas, a grande sobreposição de valo-

res de δ13

C e δ15

N indicam similaridade de presas e área de forrageamento entre os pinguins.

Apenas P.antarctica apresentou diferenças estatísticas significantes em relação às demais.

P.antarctica é a espécie residente que mais migra durante o inverno, estando mais susceptí-

veis a maiores níveis de POPs. Além disso, essa diferença pode ser associada às distintas ta-

xas de transferência e metabolização interespecíficas. Estudos de monitoramento de POPs

clássicos, e principalmente emergentes nessas espécies ao longo dos anos são essenciais para

traçar tendências de tais compostos na vida marinha antártica.

Palavras-chave: Antártica. P.antarctica. P.adeliae. P.papua. C.maccormickii. Poluentes Or-

gânicos Persistentes. Poluentes emergentes. Isótopos estáveis.

ABSTRACT

MELLO, Flávia Vasconcelos de. Padrões interespecíficos nos níveis e perfis de Poluentes

Orgânicos Persistentes clássicos e emergentes em aves marinhas da Antártica (Baía do

Almirantado, Ilha Rei George). Rio de Janeiro, 2014. Dissertação (Mestrado em Ecologia)-

Instituto de Biologia, Departamento de Ecologia, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio

de Janeiro, 2014.

Persistent Organic Pollutants (POPs), both classical and emerging, are currently

found in the Antarctic marine food chain, as cause of concern due to its toxicity to various

taxa. The present study evaluated levels and profiles of contamination by POPs in eggs of

four seabird species (Pygoscelis antarctica, Pygoscelis adeliae, Pygoscelis papua and

Chataracta maccormicki) sampled from nesting sites of Admiralty’s Bay, assessing the influ-

ence of the trophic level and food sources on contaminants concentrations through stable iso-

topes of nitrogen and carbon. A new analytical method optimized for exhaustive extraction

and simultaneous purification of polychlorinated biphenyls (PCBs), polybrominated diphenyl

ethers (PBDEs), dechlorane plus (DPs) and their related compounds and organohalogenated

pesticides in unhatched eggs of wild seabird species was used. The migratory species

C.maccormickii had higher levels of PCBs (2040.53 ± 4265.97 ng.g-1

l.w (lipid weight)),

mean ± CI of 95%), DDTs (1344.75 ± 2168.36 ng.g-1

l.w), PBDEs (128.43 ± 66.33 ng.g-1

l.w)

and DPs (0.34 ± 1.13 ng.g-1

l.w) than penguins. Only 0.1% and 18% of concentrations PBDEs

and DPs, respectively, were found above the detection limit in penguins. HCB was the com-

pound with the highest concentrations in P.adeliae and P.papua, unlike C.maccormickii,

which provides a detoxification metabolism higher than penguins. Regarding the resident spe-

cies, P.antarctica was the most contaminated by POPs, followed by P.adeliae and P.papua.

The "nonmetric multidimensional scaling" (NMDS) indicated statistical significant differ-

ences among the profiles of contamination in eggs of the species (p <0.01), where PCBs,

PBDEs and DPs had greater influence on the profile of contamination of skua

C.maccormickii, while only PCBs and DDTs were the most prominent in the contamination

of the eggs of three species of penguins. Contamination by emerging pollutants, PBDEs and

DPs, comes from more northern areas of the planet with advanced industrialization, where

skuas spend the non reproductive period. BDE 47, 99, 100 congeners and anti-DP stereoiso-

mer were the most abundant emerging pollutant. Furthermore, the isotopic signature of nitro-

gen in C.maccormickii indicated which they occupy a higher trophic level (+3.2-5.5 ‰) than

other species and high values of δ13

C shows a foraging area more northern and coastal than

penguins, which are pelagic foragers. The generalized additive model (GAM) confirmed the

relationship of the foraging area and level of contamination of POPs (p <0.001). The trophic

level, indicated by δ15

N values, does not explain POPs concentrations in eggs samples. Larger

variations in isotopic ratios indicate the species C. maccormickii as more generalist and less

sedentary than others. Although with some isotopic differences, large overlap of values of

δ13

C and δ15

N indicate similarity of prey and foraging area among the penguins. Only

P.antarctica showed statistical significant differences in relation to others. This specie is the

resident species that migrates more during the winter, being more susceptible to higher levels

of POPs. Moreover, this difference may be associated with different transfer rates and inter-

specific metabolism. Monitoring studies of classic POPs, and especially emerging POPs in

these species are essential to trace trends of such compounds in Antarctic marine life over the

years.

Keywords: Antartic. P.antarctica. P.adeliae. P.papua. C.maccormickii. Persistent Organic

Pollutants. Emerging pollutants. Stable isotopes.

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO 18

1.1 POLUENTES ORGÂNICOS PERSITENTES (POPs) 19

1.1.1 Diclorodifeniltricloroetano (DDT) 20

1.1.2 Bifenilas policloradas (PCBs) 21

1.1.3 Hexaclorobenzeno (HCB) 24

1.1.4 Declorano Plus (DP) 25

1.1.5 Difenil éteres polibromados (PBDEs) 26

1.2 CONVENÇÃO DE ESTOCOLMO 27

1.3 O AMBIENTE ANTÁRTICO 29

1.3.1 Transporte dos POPs para o ambiente antártico 30

1.4 AVES MARINHAS 32

1.4.1 Pinguins e Skuas 33

1.5 OVOS E A CONTAMINAÇÃO AMBIENTAL 37

1.6 USO DE ISÓTOPOS ESTÁVEIS EM ESTUDOS DE CONTAMINAÇÃO 39

2 OBJETIVO E HIPÓTESES 40

2.1 OBJETIVO GERAL 40

2.2 HIPÓTESES 41

3 ÁREA DE ESTUDO 41

4 MATERIAIS E MÉTODOS 42

4.1 COLETA DE AMOSTRAS 42

4.2 ANÁLISES QUÍMICAS 43

4.3 IDENTIFICAÇÃO E QUANTIFICAÇÃO DOS COMPOSTOS 46

4.4 CRITÉRIOS DE CONTROLE DE GARANTIA/CONTROLE DE 47

SEGURANÇA

4.5 ANÁLISE DE ISÓTOPOS ESTÁVEIS 49

4.6 ANÁLISE DE DADOS 50

5 RESULTADOS 52

6 DISCUSSÃO 61

6.1 NÍVEIS E PERFIS DE CONTAMINAÇÃO POR POPs 61

6.2 ASSINATURA ISOTÓPICA NAS AVES E A CONTAMINAÇÃO 66

7 CONCLUSÃO 68

8 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 70

Lista de ilustrações

Figura 1.1- Fórmula estrutural geral do DDT. 21

Fonte: http://en.wikipedia.org/wiki/File:DDT.svg

Figura 1.2- Fórmula estrutural geral do PCB. 23

Fonte: http://en.wikipedia.org/wiki/File:Polychlorinated_biphenyl_structure.svg

Figura 1.3- Fórmula estrutural do Hexaclorobenzeno (HCB). 24

Fonte: http://www.eusem.com/main/CE/SIP_C2_bg

Figura 1.4- Os dois estereoisômeros do retardante de chama altamente clorado, 26

Declorano plus (DP). Fonte: https://pubs.acs.org/cen/news/88/i45/8845notw12.html

Figura 1.5- Fórmula estrutural geral de Difenil éteres polibromados. 27

Fonte:http://www.mfe.govt.nz/publications/hazardous/investigation-of-brominated

-flame-retardants/html/page11.html

Figura 1.6- Passagem de Drake, onde os oceanos Pacífico e Atlântico se encontram. 29

Ponta do continente antártico e suas ilhas encontram-se abaixo da latitude 60° S.

Fonte: http://pt.wikipedia.org/wiki/Passagem_de_Drake

Figura 1.7- Continente antártico coberto de gelo, característica de seu clima frio 30

e desértico.

Figura 1.8- Esquema demonstrativo da Destilação Global. Adaptado de 32

Wania & Mackay (1996).

Figura 1.9- Espécies de pinguins que reproduzem na Baía do Almirantado. 34

a)Pinguim papua (P.papua); b) à esquerda: Pinguim antártico (P.antarctica),

à direita: Pinguim adélia (P.adeliae). Fotos por Flávia Vasconcelos.

Figura 1.10- Mapas da distribuição (faixas azuis) das diferentes espécies 35

de pinguins durante o período não reprodutivo. (a) Pinguim papua;

(b) Pinguim adélia; (c) Pinguim antártico. Retirados do site www.birdlife.org

em 05/2014.

Figura 1.11- Skua Polar do Sul (C.maccormickii), ave migratória que reproduz 36

na Baía do Almirantado durante o verão antártico. Fotos por Flávia Vasconcelos.

Figura 1.12- Ninhos. Todas as espécies estudadas põem 2 ovos por ninhada. 38

Ninhos de pinguins em pedras e de skuas no solo com vegetação.

a) Ninho de P.papua com filhotes. b) Ninho de P.antarctica com filhotes.

c) Ninho de P.antarctica abandonado com ovos não eclodidos.

d) Ninho de C.maccormickii abandonado com ovos não eclodidos.

Fotos por Adriana Pessoa.

Figura 3.1- Localização da Baía do Almirantado, área onde as amostras 42

foram coletadas.

Figura 4.1- Ilustração de algumas partes da metodologia para as análises 45

químicas dos ovos para determinação de POPs (VICENTE et al, 2014).

a) Dispersão da matriz de fase sólida com sílica ácida e areia do mar até

homogeinização completa; b) Colunas montadas antes da eluição;

c) Aplicação dos padrões (10μL) nas colunas antes de serem eluída;

d) Colunas após eluição com a gordura retida pela sílica ácida; e) Bomba

de ar criada para retirar o resquício de solvente da coluna após eluição;

f) Concentrador de amostras através de fluxo de nitrogênio e temperatura.

Figura 4.2- Extração lipídica das amostras com clorofórmio: metanol (1:1) 45

em SPE (solid phase extraction) para estimativa do peso lipídico.

Figura 5.1- Concentrações (pg/g, peso lipídico) dos diferentes grupos de 53

POPs nos ovos de cada espécie. Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica;

Ppa, P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

Figura 5.2- Porcentagem (%) de cada metabólito nas espécies estudadas. 55

Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

Figura 5.3- Concentração total dos congêneres de PCBs (pg/g, peso lipídico) 56

presentes nas quatro espécies de aves estudadas.

Figura 5.4- Concentração (pg/g, peso lipídico) de cada congênere de PCBs 56

nos ovos das espécies de pinguins . Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica;

Ppa, P.papua.

Figura 5.5- Histogramas de congêneres de PCBs para cada espécie. 57

Concentrações em peso lipídico. Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica;

Ppa, P.papua.

Figura 5.6- Concentrações em peso lipídico (pg/g) de cada congênere de 58

PBDE nos ovos de Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua;

SK, C.maccormicki (skua).

Figura 5.7- Concentrações (pg/g) em peso lipídico nos ovos. Somente 58

concentrações em C.maccormicki aparecem no gráfico.

Figura 5.8- Influência dos compostos na contaminação dos ovos das quatro 59

espécies em questão através de análise de NMDS. Pad, P.adeliae;

Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

Figura 5.9- Valores de δ13

C e δ15

N (‰) em ovos de pinguins e skuas 60

coletados na Ilha de Rei George durante os períodos de 2010-2011 e 2011-2012.

Figura 5.10- Gráfico gerado pelo modelo GAM, onde o log das concentrações 61

totais de POPs nos ovos de todas as espécies em função dos valores de δ13

C e

δ15

N são demonstrados.

Lista de Tabelas

Tabela 1.1- Lista com os congêneres de PCBs considerados no presente es- 23

tudo com os respectivos, número de cloros e Log do coeficiente de parti-

ção octanol/água (Kow).

Tabela 1.2- Lista dos POPs incluídos na lista da Convenção de Estocolmo 28

e os recentemente incluídos. Dentre eles, estão os em eliminação, com o uso

e produção proibidos (A), em restrição (B) e os produzidos não intencional-

mente (C);*- com algumas restrições específicas; ** - Os HPAs embora não

inclusos na Lista de Estocolmo, são reconhecidos pelo protocolo de Aahrus

(UNECE,1998).

Tabela 1.3- Principais características das quatro espécies estudadas 36

(residentes e migratória), as quais reproduzem na Baía do Almirantado.

Tabela 4.1- Valores de LOD e LOQ da amostra para cada composto 48

(PCBs e DDTs) em pg/g de peso seco do ovo.

Tabela 4.2- Valores de LOD e LOQ da amostra cada composto 49

(PBDEs e DPs) em pg/g de peso seco (dry weight- d.w) do ovo.

Tabela 5.1- Concentrações médias (ng g−1 peso lipídico) ± intervalo 54

de confiança de 95 % (DP x 1.96) nos principais grupos de compostos

presentes nos ovos das espécies em questão. Porcentagem das concentrações

acima do limite de quantificação.

18

1 INTRODUÇÃO

O impacto antrópico nos ecossistemas do planeta tem aumentado com o crescimento

populacional mundial, que se deu inicialmente, com os avanços da indústria e medicina, no

século XVII. A industrialização e o desenvolvimento de tecnologias contribuíram para certas

mudanças globais significativas, como as climáticas, dos padrões de uso da terra e introdução

de poluentes no meio ambiente (BURGER, 1993).

Com a produção de novos produtos que visam o bem estar, comodidade, proteção e sa-

úde da sociedade, o fluxo de compostos químicos no ambiente vem aumentando ao longo dos

anos. A maioria das substâncias químicas produzidas e comercializadas não está inventariada

ou regulamentada; somente 283.000 das 54.000.000 das substâncias químicas disponíveis

comercialmente estão reguladas. Além disso, as transformações e interações complexas des-

sas substâncias ao serem liberadas no ambiente contribuem para o aumento desse número

(SISINNO & OLIVEIRA-FILHO, 2013). Embora tenham sido sintetizados pelo homem vi-

sando trazer benefícios à sociedade, determinados compostos são atualmente reconhecidos

como responsáveis por uma série de problemas aos mais diversos táxons (ALMEIDA et al,

2007).

A ocorrência de contaminação por essas substâncias químicas e suas inúmeras conse-

quências aumentou, a partir do final da década de 70, a necessidade de desenvolvimento de

técnicas de monitoramento. Desta maneira, diferentes espécies são estudadas e utilizadas para

monitorar e/ou indicar a contaminação em diferentes compartimentos do ecossistema (SISSI-

NO & OLIVEIRA-FILHO, 2013). Algumas técnicas adicionais, como o uso de isótopos está-

veis, são utilizadas em diversos estudos de maneira a contribuir com evidências para relacio-

nar com a contaminação. Dentre os principais compostos que atingem os ecossistemas e apre-

sentam importância toxicológica estão os Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs).

19

1.1 Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs)

Os Poluentes Orgânicos Persistentes (POPs) são caracterizados, segundo o Programa

das Nações Unidas para o Meio Ambiente (PNUMA), como “substâncias químicas persisten-

tes no ambiente, que bioacumulam e biomagnificam ao longo da cadeia trófica, causando ris-

cos à saúde humana e do meio ambiente” (PNUMA, 2002). Esses compostos são voláteis e

alcançam longas distâncias principalmente através do transporte atmosférico para regiões on-

de nunca foram produzidos ou utilizados. Podem ser transportados também pelo organismo de

animais migratórios ou por correntes oceânicas, representando assim, ameaça para o meio

ambiente em todo o mundo (UNEP, 2002).

A meia vida desses compostos pode atingir anos ou décadas no solo/ sedimento e di-

versos dias na atmosfera (JONES & VOOGT, 1999). Uma característica fundamental desse

grupo é a lipofilicidade, expressa pelo forte particionamento com a matéria orgânica (sólidos)

e lipídios nos organismos (JONES & VOOGT, 1999). A persistência nos organismos se dá

quando o metabolismo é baixo, tendendo a acumular nos tecidos e consequentemente nas ca-

deias tróficas (biomagnificação), dependendo do grau de lipofilicidade do composto (JONES

& VOOGT, 1999; UNEP, 2001). O alcance do transporte atmosférico vai ser determinado

pela facilidade do composto estar no estado gasoso nas condições ambientais e por sua estabi-

lidade.

Os POPs incluem muitas famílias de compostos orgânicos halogenados, principal-

mente clorados e bromados, entre eles as bifenilas policloradas (PCBs), para-dibenzodioxinas

policloradas (dioxinas) e os dibenzofuranos policlorados (furanos), os éteres difenil polibro-

mados (PBDEs), os pesticidas organoclorados, entre outros (JONES & VOOGT, 1999). A

maioria desses compostos possui origem antrópica desde o século XIX, sendo a produção

destes, classificada como não intencional através da formação de subprodutos ou intencional

(DENIER VAN DER GON et al, 2007). Alguns destes compostos, como alguns bromados

possuem origem natural. As principais fontes de POPs no ambiente são as rurais através de

agrotóxicos e industriais, por meio do uso de retardantes de chama, sistemas de transferência

de calor, lubrificantes, plastificantes em tintas, entre muitos outros (WHO, 1976).

O alerta sobre os possíveis efeitos negativos desses compostos iniciou com Rachel

Carson em 1962, quando publicou o livro “Primavera Silenciosa”. Nele, Carson (1962) apon-

tou o DDT como possível responsável pela diminuição da população de duas espécies de aves

20

predadoras de topo: a águia careca (Haliaeetus leucocephalus) e falcão peregrino (Falco pe-

regrinus). A partir disto, iniciaram-se as manifestações ecológicas (VIEIRA; TORRES;

MALM, 2000) e posteriormente, as primeiras medidas e políticas ambientais voltadas a esses

poluentes.

1.1.1 DICLORODIFENILTRICLOROETANO (DDT)

O diclorodifeniltricloroetano (DDT) é um pó branco, vendido comercialmente como

Anofex, Gyron, Ixodex, Neocid, Neocidol e Zerdane, (AZEVEDO-SILVA, 2004). A figura

1.1 mostra a fórmula estrutural deste composto. O DDT foi utilizado na prevenção de tifo e

controle de piolhos nos soldados durante a Segunda Guerra Mundial, usado na agricultura

como pesticida e no controle de doenças tropicais (D’AMATO; TORRES; MALM, 2002). Os

demais compostos organoclorados tiveram seu uso intensificado após a descoberta do poder

inseticida deste composto, em 1939 por Paul Miller. Durante os anos 70, o DDT teve seu uso

banido nos países industrializados, enquanto nos em desenvolvimento seu uso ainda era re-

portado (KUMAR et al, 1999, 2001). No Brasil, embora os primeiros atos restritivos tenham

ocorrido em 1971, somente em 1985, o uso, comercialização e distribuição de inseticidas or-

ganoclorados na agropecuária foram proibidos. Apesar de banido atualmente na maioria dos

países, este inseticida ainda é produzido e utilizado, em escala muito menor, em algumas re-

giões do planeta contra vetores da malária e leishmaniose (ATSDR, 2002; D’AMATO;

TORRES; MALM, 2002).

A alta produção mundial acumulada deste composto, estimada em 2.000 quilotoneladas

reflete na sua distribuição difundida (NEGOITA et al,2003), atingindo áreas remotas do pla-

neta, como os polos do globo terrestre (LUKOWSKI, 1983 a,b; CORSOLINI et al, 2002;

BARGAGLI, 2008) . Sobretudo, historicamente é a América do Sul o continente em que hou-

ve o mais pesado uso de DDT, além de outros pesticidas como toxafeno e lindano (CON-

NELL et al, 1999).

O produto técnico consiste em uma mistura de isômeros com cerca de 85% pp’-DDT e

15% op’-DDT. Esse composto é altamente persistente nos solos, possuindo meia vida acima

de 15 anos e cerca de 7 dias no ar. No ambiente, é metabolizado principalmente em DDD e

21

DDE (diclorodifenildicloroetileno). Esse último é mais resistente à degradação e mais persis-

tente nos organismos, servindo como indicador de contaminação por DDT nos mesmos

(BRESSA; SISTI; CIMA, 1997). Além disso, apresenta altos fatores de bioconcentração, va-

riando entre as espécies e dependendo das condições ambientais e tempo de exposição (p.ex:

ordem de 50.000 para peixes e 500.000 para bivalves) (UNEP, 2002; D’AMATO; TORRES;

MALM, 2002).

O DDT é um promotor de tumores (PAUMGARTTEN, 1997), interferente endócrino

(BRYAN; GILDERSLEEVE; WIARD, 1989; LUNDHOLM, 1991) e ainda atua no sistema

nervoso central, causando diversos problemas no organismo, como alterações comportamen-

tais, distúrbios sensoriais, do equilíbrio, da atividade da musculatura involuntária, dentre ou-

tros (BRASIL, 1997). Ratcliffe (1967) identificou o primeiro caso de diminuição da espessura

da casca do ovo em 3 espécies distintas de aves, dentre elas o falcão peregrino (Falco pere-

grinus). O autor sugeriu que essa alteração na casca do ovo foi causada pelo DDE. Desde en-

tão, diversos trabalhos apontaram a redução do sucesso reprodutivo de muitas espécies de

aves como consequência dessa alteração, do comportamento reprodutivo alterado e também

devido às más formações embrionárias (CUNHA et al, 2012).

Figura 1.1- Fórmula estrutural geral do DDT. Fonte: http://en.wikipedia.org/wiki/File:DDT.svg

1.1.2 BIFENILAS POLICLORADAS (PCBs - Polychlorinated Biphenyls)

As bifenilas policloradas constituem um grupo de 209 hidrocarbonetos aromáticos ha-

logenados sintéticos, que são formados por dois anéis de benzeno ligados por uma ligação

simples de carbono-carbono (Figura 1.2). Esses compostos variam em relação ao número de

cloros, podendo conter até 10 átomos de cloro ligados aos anéis aromáticos. Quanto mais clo-

ros na molécula, menor a solubilidade em água e consequentemente maior o coeficiente de

partição octanol/água (Kow) (AZEVEDO-SILVA; TORRES; MALM, 2007; WHO, 1992). A

22

tabela 1.1 mostra o Kow e o número de cloros dos congêneres mensurados neste trabalho. A-

lém disso, possuem uma maior absorção e retenção nos solos (EISLER & BELISLE, 1996). A

pressão de vapor atua de maneira inversa, onde esta é maior quanto menor a cloração (LO-

GANATHAN & KANNAN, 1994 apud TORRES, 1998). Possuem meia vida no ar estimada

entre 3 semanas e 2 anos, com exceção dos congêneres com 1 e 2 cloros; em solos e sedimen-

tos aeróbicos, a meia vida pode ser maior que 6 anos (UNEP,2002).

Embora tenham sido sintetizados pela primeira vez em 1864, somente em 1929 que

os PCBs foram introduzidos comercialmente em vários países com diferentes nomes, dentre

eles: Aroclor, Phenoclor, Clophen, Fenclor e Kaneclor (AZEVEDO-SILVA; TORRES;

MALM, 2007; UNEP, 2002). No Brasil, a mistura de PCBs utilizada era conhecida como

Ascarel , a qual era principalmente importada dos Estados Unidos e Alemanha (PENTEADO

E VAZ, 2001). Cerca de 130 congêneres de PCBs são passíveis de serem encontrados em

misturas comerciais. Devido a determinadas propriedades dessas substâncias como estabilida-

de química e térmica, elevado ponto de ebulição e potencial dielétrico, as mesmas tiveram

diferentes usos industriais e comerciais. Entre os mais comuns, estão os usos nos sistemas de

transferência de calor, em pesticidas, como óleos de corte, fluido dielétrico em transformado-

res e capacitores, fluidos hidráulicos, lubrificantes, plastificantes para tinta, entre muitos ou-

tros (WHO,1976; UNEP 2002). Cerca de 1,5 milhões de toneladas de PCB foram produzidas

entre 1930 e 1971 em todo o mundo (JENSEN, 1972).

A proibição da produção e do uso desses compostos se deu em diversos países no iní-

cio da década de 70. Já no Brasil, a fabricação, comercialização e uso de PCBs foram proibi-

dos apenas em 1981, embora ainda fosse permitido o funcionamento de equipamentos já ins-

talados, que continham essas substâncias (AZEVEDO-SILVA; TORRES; MALM, 2007).

Tais equipamentos são as principais fontes atuais de contaminação através de vazamentos e

esgotos industriais, além da remobilização de PCBs presentes nos sedimentos (PEREIRA,

2002). Segundo Solé, Porte e Albaiges (2001), compostos organoclorados como PCBs che-

gam ao ambiente marinho costeiro através de rios que recebem descargas industriais e pelo

escoamento das águas superficiais, e às regiões oceânicas pela deposição atmosférica.

23

Figura 1.2 – Fórmula estrutural geral do PCB. Fonte:

http://en.wikipedia.org/wiki/File:Polychlorinated_biphenyl_structure.svg

Tabela 1.1- Lista com os congêneres de PCBs considerados no presente estudo com os respectivos, número de

cloros e Log do coeficiente de partição octanol/água (Kow).

Congêneres de PCB Número de cloros Log Kow

28 3 5,691

52 4 6,091

95 5 6,137

101 5 7,071

105 5 6,657

114 5 6,657

118 5 7,121

123 5 6,747

126 5 6,897

132 6 6,587

138 6 7,441

149 6 7,281

153 6 7,751

156 6 7,187

157 6 7,187

167 6 7,277

169 6 7,427

170 7 7,277

180 7 7,367

183 7 7,207

189 7 7,717

194 8 8,683

200 8 7,277

24

1.1.3 HEXACLOROBENZENO (HCB)

O hexaclorobenzeno é um produto de origem industrial, que também é usado como pes-

ticida (CORSOLINI et al, 2009). Trata-se de um anel de benzeno com seis cloros ligados (Fi-

gura 1.3). Assim como os demais POPs, este composto é hidrofóbico, tóxico e persistente no

ambiente (TONG & YUAN, 2012). Possui uma meia vida estimada de 2,7 a 5,7 anos no solo

e 0,5 a 4,2 anos no ar (UNEP, 2002). Uma vez lançado na atmosfera, o HCB encontrar-se-á

principalmente como vapor, retardando sua degradação. Desta maneira, torna-se possível o

transporte global de longa distância desse composto (WANYA & MACKAY, 1996). O HCB

possui também um potencial de bioacumulação relativamente alto e uma meia vida longa na

biota (UNEP, 2002).

Foi introduzido pela primeira vez em 1945 como fungicida para tratamento de

sementes de culturas de grãos, e usado para fazer fogos de artifício, munições e borracha sin-

tética. Atualmente, o HCB é principalmente um subproduto da produção de inúmeros com-

postos clorados, particularmente os benzenos pouco clorados, solventes e vários pesticidas.

Além disso, pode ser emitido para atmosfera em gases de combustão gerados por instalações

de incineração de resíduos e indústrias metalúrgicas (UNEP, 2002).

É conhecido por causar doenças no fígado em humanos iniciadas pela porfiria cutânea

tarda e considerado como possível carcinogênico em humanos (UNEP, 2002). É listado como

um poluente de preocupação pelo Great Waters Program da Agência de Proteção Ambiental

(EPA- Environmental Protection Agency) (CORSOLINI et al, 2006). Desde 2001, o hexaclo-

robenzeno encontra-se entre os POPs apontados durante a Convenção de Estocolmo para eli-

minação no ambiente.

Figura 1.3- Fórmula estrutural do Hexaclorobenzeno (HCB). Fonte: http://www.eusem.com/main/CE/SIP_C2_bg

25

1.1.4 DECLORANO PLUS (DP)

O declorano plus é um composto substituto do Mirex ou Declorano, sintetizado pela

primeira vez no fim da década de 60 (HOH; ZHU; HITES, 2006). Com seu poder retardante

de chama, é atualmente utilizado em revestimentos de fios e cabos, em lubrificantes automo-

tivos, conectores eletrônicos, materiais de cobertura plástica, entre outros. É altamente lipofí-

lico (log Kow= 9.3), o que permite sua biodisponibilidade e bioacumulação a um determinado

grau na biota e em humanos (XIAN et al, 2011). O aumento de trabalhos sobre comportamen-

to e ocorrência no ambiente vem tornando bem estabelecida a distribuição global desse con-

taminante, assim como seu transporte de longo alcance (SVERKO et al,2011; XIAN et al,

2011).

A reação necessária para sua produção, também forma dois estereoisômeros: syn DP e

anti DP (Figura 1.4), os quais em formulação técnica apresentam proporções (syn/anti) entre

1:3 e 1:2 (SVERKO et al,2011). Além disso, alguns estudos têm apontado a existência de

possíveis produtos de degradação biótica e/ou abiótica do DP. Tais produtos são formas de-

clorinadas do DP: o undecacloropentaciclooctadieno [DP-1Cl] e o decacloropentaciclooctadi-

eno [DP-2Cl] (SVERKO et al,2011; XIAN et al, 2011). Dados toxicológicos de DP ainda são

muito escassos, mas alguns efeitos ecotoxicológicos em peixes e efeitos potenciais sobre a

reprodução de coelhos já foram levantados (GUERRA et al, 2011).

Embora seja considerado pela EPA dos Estados Unidos como produto químico com

volume de produção alta, na União Européia (UE) tem-se um volume de produção baixo

(SVERKO et al, 2011). No entanto, por não existir a proibição e medidas regulamentares para

esse composto químico, esse cenário pode ser modificado. A tendência da concentração desse

composto no ambiente aumentar deve-se ao fato da UE apontar o DP como retardante de

chama plausível em substituir a mistura deca-BDE, que se encontra regulamentada (EURO-

PEAN COMISSION, 2007). Estudos que acompanhem os níveis desses compostos nos pró-

ximos os anos são extremamente importantes para conhecer melhor o uso, transporte, alcance

e níveis nos diversos compartimentos dos ecossistemas de todo o planeta.

26

Figura 1.4- Os dois estereoisômeros do retardante de chama altamente clorado, Declorano plus (DP).

Fonte: https://pubs.acs.org/cen/news/88/i45/8845notw12.html

1.1.5 DIFENIL ÉTERES POLIBROMADOS (PBDEs - Polybrominated Diphenyl Ethers)

Difenil éteres polibromados (PBDEs) são compostos químicos que constituem uma

classe de retardantes de chamas bromados, usados em interiores de carro, plásticos, têxteis

sintéticos, equipamentos eletrônicos, materiais de construção, entre muitos outros

(WHO,1994; MALIK, 2011). Similares estruturalmente com as bifenilas policloradas

(PCBs), existem 209 congêneres de PBDEs, os quais podem possuir até 10 bromos em sua

molécula (Figura 1.5). E dentro de cada grupo homólogo (mesmo número de bromos) existe

pelo menos um isômero (ATSDR, 2004; BOTARO & TORRES, 2007).

Esses compostos podem entrar no ambiente pelo ar, água e solo, durante sua produção,

uso, por queima de plásticos que contenham esses poluentes ou outros processos de recicla-

gem (BOTARO & TORRES, 2007; CHEN et al, 2007). A maioria dos congêneres tem sido

relatada em diferentes compartimentos ambientais devido a seu uso extensivo e seu alto po-

tencial de bioconcentração e biomagnificação (TALSNESS, 2008; MALIK, 2011).

Os PBDEs são mais bioacumulativos e possuem maior potencial de transporte na at-

mosfera do que os PCBs (IKONOMOU; KELLEY; STERN, 2005), além de serem aparente-

mente mais susceptíveis a degradação ambiental, uma vez que o bromo é mais reativo quimi-

camente do que o cloro. Desta maneira, pode se ligar a uma gama maior de outros compostos

(BOTARO & TORRES, 2007). Congêneres menos bromados, como o tri, tetra, penta e he-

xaBDEs, são quase que completamente absorvidos, lentamente eliminados e altamente bioa-

cumulativos. Quanto aos decaBDE, embora sejam pobremente absorvidos e não bioacumu-

lem, são convertidos em moléculas menores quando expostos à luz solar, representando assim

um risco maior de contaminação (McDONALD, 2002).

27

Os três PBDEs comerciais mais vendidos e consumidos mundialmente são as misturas

pentabromodifenil éter (PentaBDE), octabromodifenil éter (octaBDE) e decabromodipenil

éter (decaBDE) (ATSDR,2004; MCPHERSON; THORPE; BLAKE, 2004). A primeira é lí-

quida, enquanto as demais são sólidas e transparentes (BOTARO & TORRES, 2007). Em

2001, a produção mundial dessas três misturas técnicas foi de 67.440 toneladas (BSEF, 2006).

Segundo Arias (2001), de toda a produção anual de PBDE em todo o mundo, 40% é utilizado

pelos Estados Unidos.

Já são relatados efeitos carcinogênicos, neurotóxicos, de interferência endócrina,

imunotóxicos, dentre outros (COSTA & GIORDANO, 2007). No entanto, são poucas as defi-

nições sobre os efeitos dos PBDEs em humanos, pois a maioria das informações existentes é

baseada em estudos com animais de laboratório (BOTARO & TORRES, 2007). Desde 2004,

a União Européia e vários estados dos Estados Unidos eliminaram a produção e uso das mis-

turas pentaBDE e octaBDE, as quais foram listadas como POPs em 2009, na Convenção de

Estocolmo (UNEP, 2009, RENNER, 2004 apud ALONSO et al, 2014). Com as restrições e

banimento dessas misturas, o decaBDE tem se tornado um motivo de preocupação (POLDER

et al, 2008). Sem contar, que no resto do mundo, os PBDEs ainda são usados e comercializa-

dos como retardantes de chama (ALONSO et al, 2014).

Figura 1.5- Fórmula estrutural geral de Difenil éteres polibromados. Fonte: http://www.mfe.govt.nz/publications/hazardous/investigation-of-brominated-flame-retardants/html/page11.html

1.2 Convenção de Estocolmo e os POPs

Muitos países desenvolvidos começaram a proibir o uso e produção de determinados

POPs nas décadas de 70 e 80. Em 2001, aconteceu na Suécia, a Convenção de Estocolmo,

onde 151 países signatários adotaram medidas de controle na produção, importação, exporta-

ção, disposição e uso das substâncias classificadas como Poluentes Orgânicos Persistentes –

POPs. O objetivo desta Convenção é proteger a saúde humana e o ambiente desses compos-

28

tos. Sendo assim, neste encontro foi decidido pela eliminação de 12 POPs, dos quais alguns

não serão mais produzidos e terão de ser banidos até 2025, e outros com uso restrito a somen-

te casos de doenças de calamidade pública (UNEP, 2002; UNEP 2010).

Em 2009, outros nove POPs foram acrescentados à lista da Convenção de Estocolmo.

Entre eles o lindano, α e β- HCH, clordecona e as misturas penta e octa-BDEs (UNEP, 2010).

E em 2011, foi a vez do endosulfan

(http://chm.pops.int/Convention/ThePOPs/TheNewPOPs/tabid/2511/Default.aspx). Ainda

assim, alguns países não desenvolvidos ainda utilizam estes compostos, os quais se encontram

difundidos ao longo do globo terrestre, atingindo regiões onde nunca foi feito o uso, como as

regiões polares.

Tabela 1.2- Lista dos POPs incluídos na lista da Convenção de Estocolmo e os recentemente incluídos. Dentre

eles, estão os em eliminação, com o uso e produção proibidos (A), em restrição (B) e os produzidos não inten-

cionalmente (C); *- com algumas restrições específicas; ** - Os HPAs embora não inclusos na Lista de Estocol-

mo, são reconhecidos pelo protocolo de Aahrus (UNECE,1998).

Os 12 POPs iniciais da

Convenção de Estocolmo Os novos POPs incluídos

Aldrin [A]

Clordano [A]

DDT [B]

Dieldrin [A]

Endrin [A]

Heptacloro [A]

Hexaclorobenzeno (HCB) [A] [C]

Mirex [A]

Toxafeno [A]

Bifenilas policloradas (PCBs) [A]* [C]

Dioxinas (PCDD) [C]

Furanos (PCDF) [C]

α- HCH [A]

β- HCH [A]

Endosulfan e isômeros [A]

Lindano [A]

Clordecona [A]

Pentaclorobenzeno [A] [C]

Penta e Octabromodifenil (PBDEs) [A]

Ácido Perfluoro-octanossulfônico

(PFOS) e derivados [B]

29

1.3 O Ambiente Antártico

O continente antártico encontra-se isolado no Pólo Sul desde sua separação da América

do Sul, há cerca de 30 milhões de anos atrás. Com a formação da Passagem de Drake, onde os

oceanos Atlântico e Pacífico se encontram e inicia o oceano Antártico, estabeleceu-se a Cor-

rente Circumpolar Antártica e o vórtex ciclônico circumpolar (Figura 1.6). Ambos intensifica-

ram o isolamento da Antártica, contribuindo para o seu resfriamento extraordinário (BAR-

GAGLI, 2008). Seu clima frio desértico se reflete na cobertura de gelo que abrange o conti-

nente (Figura 1.7).

A região antártica, constituída pelo continente antártico, ilhas subantárticas e Oceano

Antártico, é uma área remota, ausente de população indígena e atividades industriais. Todo o

continente antártico e diversas ilhas associadas se encontram ao sul de 60°S (Figura 1.6) e

estão sujeitos ao Tratado da Antártida (UNEP, 2002). No início de 1900, o oceano Antártico e

o continente começaram a ser explorados devido à caça e aos recursos. A queima de combus-

tíveis fósseis oriunda do transporte e produção de energia, derramamentos acidentais e incine-

ração desses combustíveis são as principais fontes de contaminação na região. As estações de

pesquisa, o turismo e a pesca intensificaram a presença humana no continente, contribuindo

ainda mais para quaisquer impactos antrópicos. No entanto, a esmagadora maioria da entrada

de POPs no ambiente antártico deriva globalmente e não localmente (BARGAGLI, 2008).

30

Figura 1.6- Passagem de Drake, onde os oceanos Pacífico e Atlântico se encontram. Ponta do continen-

te antártico e suas ilhas encontram-se abaixo da latitude 60° S. Fonte:

http://pt.wikipedia.org/wiki/Passagem_de_Drake.

Figura 1.7- Continente antártico coberto de gelo, característica de seu lima frio e desértico.

1.3.1- TRANSPORTE DOS POPs PARA O AMBIENTE ANTÁRTICO

O continente antártico é considerado uma região prístina, porém está sujeito à con-

taminação de sua biota, água, solo e ar (LOOSER et al, 2000). Embora haja o “biotransporte”

de POPs por algumas espécies marinhas para o ambiente antártico, são os transportes atmos-

férico e marinho que constituem as principais vias de entrada desses contaminantes na região

(UNEP, 2002).

O transporte atmosférico é influenciado pelas condições atmosféricas e pelas caracterís-

ticas físicas e químicas do composto, principalmente a pressão de vapor (VAN DEN BRINK,

1997). Isso se deve ao efeito de destilação global ou efeito de condensação fria. Trata-se de

sucessivos ciclos de volatilização, condensação e deposição (“Efeito Gafanhoto”), os quais

determinados compostos podem ser transportados de áreas de baixa e média latitude (regiões

tropicais / subtropicais) em direção às áreas de alta latitude (regiões polares) (Figura 1.8).

Com isso, forma-se um gradiente translatitudinal conhecido por “Destilação Global” (WA-

NIA & MACKAY, 1993; ATSDR, 2002). Tal transporte ocorre principalmente através da

matéria orgânica presente no aerossol (LOHMANN et al, 2007).

Os sistemas de circulação atmosférica nos dois hemisférios operam separadamente e a

escala de tempo de troca entre eles é longa. Os continentes do hemisfério sul são identificados

31

como as principais áreas de origem das substâncias tóxicas persistentes que chegam à região

antártica pelo transporte atmosférico (UNEP, 2002). No entanto, é menos claro como estes

compostos são depositados. A carga dessas substâncias nas partículas é tipicamente baixa

(BIDLEMAN et al 1993; OCKENDEN et al, 1998) e a dinâmica da “limpeza” dos POPs pela

queda de neve ainda é mal compreendida (TANABE et al, 1983).

Pelo fato de serem diversos os fatores que vão interagir na dinâmica do transporte glo-

bal (volatilidade, degradabilidade, velocidade de deposição do composto e a dependência da

temperatura por todos esses fatores), torna-se difícil definir uma medida da extensão do fra-

cionamento de grupos de compostos. Para ajudar a entender como funciona e as tendências do

transporte desses compostos, existem diversos modelos que consideram diferentes variáveis e

compartimentos (SCHERINGER et al, 2004; WANIA & MACKAY, 1995, 1999; SHERIN-

GER & WANIA, 2003). Em um modelo, menos fatores interferentes estão presentes do que

no campo. Além das concentrações, todos os fluxos de massa entre os diferentes meios e as

regiões podem ser determinados e analisados no que diz respeito aos processos ambientais

fundamentais (SCHERINGER, 2008).

Outra via de contaminação dessas regiões é o transporte marinho (correntes marinhas),

que leva os contaminantes compartimentados na microcamada superficial do mar, a qual apre-

senta um alto conteúdo de proteínas, ácidos graxos e lipídios (WURL & OBBARD, 2004); e

que pode enriquecer com esses contaminantes o fundo do mar (FROESCHEIS et al, 2000).

Este último é enriquecido de POPs pela biota viva ou morta, adsorvidos aos detritos ou pela

neve marinha (LOOSER, 2000). Desta maneira, vão biomagnificando através da cadeia trófi-

ca marinha. Em uma proporção menor, a biota migratória contribui para contaminação das

regiões polares, disponibilizando através dos ovos, fezes, carcaças, contaminação proveniente

de fontes distantes.

As regiões polares, por possuírem temperaturas, pressão de vapor e constante da Lei

de Henry mais baixas que nas regiões quentes, têm a degradação desses compostos mais lenta.

Isso pode levar ao efeito cold trap, onde os POPs podem permanecer “aprisionados” no ambi-

ente por longos períodos e então, tornarem-se disponíveis para serem absorvidos pelos orga-

nismos e entrarem na cadeia trófica dessas regiões (RAHN & HEIDAM, 1981 apud SCHE-

RINGER, 2008). O derretimento do gelo com o aumento de temperaturas é uma das ações

responsáveis por liberar outra vez os POPs no oceano (FUOCO; COLOMBINI; ABE-

TE,1991).

32

Figura 1.8- Esquema demonstrativo da Destilação Global. Adaptado de Wania & Mackay (1996).

1.4 Aves marinhas como sentinelas

Sentinelas são espécies capazes de indicar o nível de poluentes biodisponíveis nos ecos-

sistemas através de análise de seus tecidos (PHILLIPS & SEGAR, 1986; BEEBY, 2001), sem

que haja respostas na fisiologia, no número de indivíduos ou no comportamento. Em outras

palavras, boas sentinelas demonstram o sinal de poluição de uma área em um intervalo de

tempo capaz de ser quantificado, apresentando uma correspondência entre os níveis ambiental

e tecidual.

Aves de uma maneira geral, são animais conspícuos, fáceis de serem observados (PI-

ATT, 2007; BURGER & GOCHFELD, 2004). Esse grupo é um dos mais conhecidos e bem

estudados, além de serem encontrados ao longo de todo o globo terrestre. As aves marinhas

ocupam uma alta posição na cadeia trófica de ecossistemas marinhos, o que permite a bio-

magnificação de determinados compostos químicos ambientais, principalmente os lipofílicos

(BECKER, 2003; CUNHA et al, 2012). A contaminação nas aves reflete principalmente sua

exposição através da dieta. Desta maneira, os possíveis riscos à saúde humana podem ser in-

dicados com muito mais eficiência através destes animais do que de amostras físicas, como

sedimento, água ou solo (BECKER, 2003). Outro ponto a favor dos estudos com aves mari-

33

nhas é o fato de se reproduzirem em locais específicos. Por outro lado, uma das dificuldades

da sua utilização como sentinelas é o fato de muitas delas realizarem migrações e assim, difi-

cultar a associação da contaminação com a localização da fonte emissora (JASPERS et al,

2008).

A amostragem de matrizes desses animais é relativamente fácil, assim como técnicas de

captura para manuseio e obtenção de dados. Outro ponto é a possibilidade de técnicas não

destrutivas de amostragem, como o uso de penas e óleo da glândula uropigiana, causando

menos stress ao animal e evitando consequências na sua sobrevivência.

Predadores de topo na Antártica são considerados como uma “pia” de compostos poten-

cialmente tóxicos e voláteis (WANIA & MACKAY, 1993). Desta maneira, as aves marinhas

dessa região são animais susceptíveis à contaminação por POPs. Isso torna importante o mo-

nitoramento dessas espécies, uma vez que tais compostos podem causar sérias implicações

não só nas espécies, mas também no ambiente.

1.4.1 PINGUINS E SKUAS

Mais de 40 espécies de aves nidificam no continente antártico. Muitas são endêmicas

desta região (Pinguim antártico, Petrel da neve, Petrel antártico etc) e outras chegam ao conti-

nente antártico e às ilhas sub antárticas no verão para se reproduzirem e, posteriormente, mi-

gram para o norte do globo terrestre, onde vivem o resto do ano (Petrel do Cabo, Skua Polar

do Sul etc) (TANIGUCHI et al, 2009). Desta forma, a avaliação de POPs nos tecidos das

aves deve considerar os hábitos migratórios desses organismos.

Os Pinguins, aves que melhor caracterizam o ambiente antártico (ordem Spheniscifor-

mes), apresentam as maiores modificações morfológicas que os fazem extremamente bem

adaptados ao ambiente marinho (WATSON, 1975). Eles representam 90% da biomassa de

aves marinhas no Oceano Antártico, onde constituem um grupo chave de consumidores mari-

nhos no ecossistema pelágico (WOEHLER, 1995). Das quatro espécies que se reproduzem

exclusivamente no ambiente antártico, três são encontradas na Baía do Almirantado (SAN-

DER et al, 2005; 2007) e são objetos de estudo deste trabalho. São elas: Pinguim antártico

(Pygoscelis antarctica), Pinguim adélia (P. adeliae) e Pinguim papua (P. papua) (Figura 1.9).

Todas possuem distribuição circumpolar, estando restritas às regiões próximas ao continente

antártico (Figura 1.10). No entanto, entre elas umas migram mais que as outras. É o caso do

sedentário pinguim papua, que reside no geral, próximo às colônias reprodutivas, enquanto o

34

P.antarctica migra até 1500 km durante os meses de inverno (TANTON et al, 2004). A dieta

delas consiste principalmente de krill e peixes, variando na proporção dos itens alimentares

entre cada espécie. Por compartilharem o mesmo ambiente, essas espécies de pinguins têm

adotado uma segregação ecológica para reduzir a sobreposição de nichos e competição.

Diferenças quanto a dieta, status reprodutivo, nichos ecológicos, e migrações podem

proporcionar diferentes graus de exposições destas espécies aos poluentes em questão

(SCHIAVONE et al, 2009).

a) b)

Figura 1.9- Espécies de pinguins que reproduzem na Baía do Almirantado. a) Pinguim papua (P.papua); b) à

esquerda: Pinguim antártico (P.antarctica), à direita: Pinguim adélia (P.adeliae). Fotos por Flávia Vasconcelos.

35

(a) (b)

(c)

Figura 1.10- Mapas da distribuição (faixas azuis) das diferentes espécies de pinguins durante o período não re-

produtivo. (a) Pinguim papua; (b) Pinguim adélia; (c) Pinguim antártico. Retirados do site www.birdlife.org em

05/2014.

Os mandriões ou gaivotas rapineiras (Catharacta spp.), também conhecidos como

skuas, destacam-se por serem predadoras, territorialistas e apresentarem ampla distribuição.

A Skua Polar do Sul (Chataracta maccormicki) é uma espécie bem adaptada às extremas

condições climáticas do continente antártico e se reproduz em toda a Antártica, incluindo á-

reas no interior do continente (Figura 1.11) (RITZ, 2005). É uma ave migratória, a qual pode

dispersar até a Europa durante o inverno austral (KOPP et al, 2011) e ocupar os territórios de

reprodução no início do verão (MADER et al, 1996). Além disso, essas aves reproduzem sem

necessidade de estabelecer território próximo às colônias de pingüins ou outras aves, depen-

dendo apenas de alimento de origem marinha (WATSON, 1975 apud COSTA, 2012).

A tabela 1.3 resume as principais características das espécies sentinelas deste estudo.

36

Figura 1.11- Skua Polar do Sul (C.maccormickii), ave migratória que reproduz na Baía do Almirantado durante o

verão antártico. Fotos por Flávia Vasconcelos.

Tabela 1.3- Principais características das quatro espécies estudadas (residentes e migratória), as quais

reproduzem na Baía do Almirantado.

Pinguim de Adélia

(P.adeliae)

Pinguim antárti-

co (P.antarctica)

Pinguim papua

(P.papua)

Skua polar do sul

(C.maccormicki)

Comprimento

(cm) 46-75 Até 68 75-90 Até 127 de envergadura

Peso (kg) 3,9-5,8 3-6 Até 8,5 Até 1,7

Reprodução

(mês) Início de Novembro Fim de novembro Novembro Setembro

Distribuição

Circumpolar, norte

do continente cerca

de 60°S

Circumpolar,

norte do conti-

nente cerca de

55°S

Circumpolar

(zona sub-

antártica), 65°S-

43°S

Circumpolar (continen-

te/península) com migra-

ções pelos 3 oceanos até a

Europa

Ovos 2 2 2 2

Área de alimen-

tação

5-120 km da costa /

70 m de profundi-

dade

Próxima à costa Próximo à costa Geralmente próximo à

costa (oportunista)

Dieta

Principalmente

krill, além de al-

guns peixes, lulas e

outros crustáceos

Krill e peixes

Peixes (rock

cod), krill, anfí-

podas e molus-

cos. Machos mais

peixes e fêmeas

mais krill

Peixes, moluscos krill,

ovos e filhotes de outras

espécies

37

1.5 Ovos e a contaminação ambiental

As fêmeas durante a época reprodutiva investem no forrageamento a fim de acumular

energia a ser utilizada durante a postura dos ovos. Essa reserva de gordura e proteínas é trans-

ferida para formação do ovo e assim, os contaminantes presentes na “mãe” são remobilizados

para o ovo. A contaminação no ovo reflete o que foi ingerido pela fêmea antes da postura dos

ovos, principalmente no período de acúmulo de gordura (CIFUENTES et al, 2003). Além

disso, ovos têm sido usados com sucesso para avaliar relações entre carga de poluentes nas

aves e razões de isótopos estáveis (BRAUNE; DONALDSON; HOBSON, 2001; HEBERT et

al, 2009).

A coleta de ovos é realizada facilmente em campo e um efeito negligenciável é esperado

a nível populacional quando é removido apenas um ovo de espécies que tem a postura de mais

ovos (FURNESS, 1993). Essa matriz é um dos meios mais utilizados em programas de moni-

toramento de poluição mundialmente e é essencial a importância da correta interpretação dos

contaminantes em ovos para a detecção de tendências temporais e espaciais, assim como os

efeitos críticos (MORRISSEY; ELLIOT; ORMEROD, 2010). Além disso, análises de ovos

abandonados ou não eclodidos podem ser consideradas como uma técnica não invasiva para

determinação de POPs, sem causar morte de algum indivíduo em potencial (Figura 1.12 c,d).

A desvantagem dessa matriz é a restrição do monitoramento apenas de fêmeas e em período

restrito. Além disso, a amostragem de ovos de espécies que põem apenas 1 ovo por ninhada

não é aplicável (JASPERS et al, 2008). Essa matriz é utilizada principalmente para monito-

ramento de contaminantes lipofílicos, como POPs.

As espécies estudadas são consideradas capital breeders (criadores de capitais), ou seja,

estocam nutrientes períodos antes da postura para que possam jejuar durante a formação do

ovo. Segundo Meijer & Drent (1999), em grandes espécies, a energia e proteína da ninhada

representam 30% e 70%, respectivamente, do total da fêmea que pôs o ovo (Figura 1.12 a,b).

Em um levantamento de artigos realizado para este trabalho, que utilizaram quaisquer

espécies de aves que reproduzem na Antártica como sentinelas da contaminação por POPs, os

pinguins foram as aves sentinelas mais utilizadas, principalmente Pygoscelis adeliae. Muitas

espécies que outrora foram utilizadas para estudos envolvendo metais, ainda não foram objeto

de estudo para trabalhos com contaminação por POPs. O ovo também está entre as matrizes

mais utilizadas para verificar a contaminação por esses compostos.

38

No entanto, a maioria dos estudos com ovos nesta região envolve a determinação de

compostos clássicos como PCBs, DDTs e alguns pesticidas mais voláteis, como HCB e HCH.

Embora atualmente estejam surgindo trabalhos com poluentes emergentes em pinguins e fo-

cas (CORSOLINI et al., 2004; SCHIAVONE et al, 2009; MUÑOZ-ARNANZ et al, 2012),

como PBDEs e DPs, pouco se sabe sobre as tendências temporais desses grupos.

Com as espécies e matriz utilizadas neste estudo, Yogui e colaboradores (2009) deter-

minaram níveis de PBDEs e Weichbrodt e colaboradores (1999), níveis de DDTs e PCBs.

Sobretudo, ambos os estudos abrangeram apenas 3 das 4 espécies presentes no atual estudo.

Além disso, nenhum desses relaciona o nível de contaminação com isótopos estáveis, o que

pode ser visto em poucos estudos dessa região.

a) b)

c) d)

Figura 1.12- Ninhos. Todas as espécies estudadas põem 2 ovos por ninhada. Ninhos de pinguins em pedras e de

skuas no solo com vegetação. a) Ninho de P.papua com filhotes. b) Ninho de P.antarctica com filhotes. c) Ni-

nho de P.antarctica abandonado com ovos não eclodidos. d) Ninho de C.maccormickii abandonado com ovos

não eclodidos. Fotos por Adriana Pessoa.

39

1.6 Uso de isótopos estáveis em estudos de contaminação

A dieta de aves marinhas pode ser usada como um indicador conveniente de mudan-

ças no ambiente marinho (FURNESS, 1982). Análises de isótopos estáveis em tecidos de a-

nimais são uma poderosa alternativa para as convencionais formas de análises de dieta, como

coleta de conteúdo estomacal ou fezes (KELLY, 2000; BEARHOP et al, 2004). Este método

tem sido cada vez mais utilizado em uma variedade de animais (HOBSON, 1999), incluindo

aves e mamíferos marinhos, pois fornece uma maneira de inferir a posição trófica e nicho

ecológico do animal (HOBSON; PIATT; PITOCCHELLI, 1994). Tais informações podem ser

valiosas em estudos de trofodinâmica de contaminantes, principalmente de POPs (KIDD,

1998).

Razões isotópicas são expressas como a diferença em partes por mil (‰) na proporção

do isótopo mais pesado (mais raro) em relação ao mais leve (mais comum), 13

C/12

C, compa-

rada com a razão encontrada no padrão internacional (Pee Dee Belemnite para carbono e ar

atmosférico para nitrogênio) (BOND &JONES, 2009).

δX= (R amostra / R padrão -1) x 1000,

onde δX é δ13

C ou δ15

N, e R é a razão 13

C/12

C ou 15

N/14

N.

A proporção da concentração de 15

N/14

N (δ15

N), expressa em relação a um padrão é par-

ticularmente útil para a avaliação de nível trófico em sistemas marinhos. Há um aumento des-

sa proporção com o aumento do nível trófico devido à excreção preferencial do isótopo mais

leve de nitrogênio (KELLY, 2000). Um aumento de um nível trófico é associado com apro-

ximadamente um enriquecimento de 3-4‰ no δ15

N (MINAGAWA & WADA, 1984). Para o

carbono, esta razão mantém-se relativamente constante com o aumento do nível trófico

(MACKINTOSH et al,2004), apesar de um pequeno grau de enriquecimento de δ13

C (0.5-

1‰) com o nível trófico em sistemas marinhos costeiros (FRANCE & PETERS, 1987) poder

ocorrer.

Razões 13

C/12

C (isto é, δ13

C) em ambientes marinhos podem indicar se a alimentação é

costeira ou pelágica e/ou bentônica ou nerítica (HOBSON; PIATT; PITOCCHELLI, 1994;

FRANCE, 1995), assim como a latitude de forrageamento (CHEREL & ROBSON, 2007)

devido ao gradiente dessa razão. Isso é possível, pois nas regiões costeiras a produção primá-

40

ria é mais intensa e durante a fotossíntese, o carbono mais leve (12

C) é usado preferencialmen-

te, tornando a água costeira mais enriquecida de 13

C (MANCINI et al, 2013). Além disso, essa

razão é também usada para investigar movimentos de vários animais, como borboletas, aves,

camarões e peixes (HOBSON & WASSENAAR, 1997), através da área de forrageamento de

organismos que migram. Os animais migratórios, ao longo do seu trajeto, tendem a mudar a

composição isotópica quando incorporam uma nova dieta. O gradiente latitudinal de δ13

C no

material orgânico particulado é bem definido no hemisfério Sul, inclusive no Oceano Antárti-

co, variando de valores altos de δ13

C nas águas quentes subtropicais no norte a valores baixos

nas águas frias da Antártica, no sul (TRULL & ARMAND, 2001). Ou seja, em baixas latitu-

des do hemisfério sul, as cadeias com base no plâncton são mais enriquecidas de 13

C do que

as de águas de altas latitudes. Sendo assim, o uso deste isótopo contribui para a investigação

das áreas de forrageamento de predadores marinhos (CHEREL et al. 2000), principalmente no

inverno, que são menos conhecidas. Segundo Bearhop e colaboradores (2004), espécies as

quais os indivíduos forrageiam em uma variedade de áreas geográficas são susceptíveis a a-

presentar maior variação nas assinaturas isotópicas de seus tecidos do que as das populações

mais sedentárias.

Segundo Hobson (1993), a análise de dois isótopos estáveis em tecidos pode permitir

uma maior segregação de espécies do que o uso de um único isótopo. Sendo assim, diversos

trabalhos têm utilizado a relação entre os níveis de poluentes orgânicos persistentes e valores

δ15

N em fauna marinha para explorar a biomagnificação destes poluentes, bem como sua rela-

ção com δ13

C para avaliar as suas principais fontes nos predadores marinhos (FISK et al,

2001) e descrever os padrões de movimentos de animais.

2 OBJETIVO E HIPÓTESES

2.1 Objetivo geral

O objetivo principal deste trabalho foi avaliar os níveis e perfis de contaminação por Po-

luentes Orgânicos Persistentes em 4 espécies de aves marinhas residentes e migratória (Py-

goscelis antarctica, Pygoscelis adeliae, Pygoscelis papua e Chataracta maccormicki) da Baía

do Almirantado, na Antártica, acessando a influência do nível trófico e fontes alimentares nos

níveis de contaminantes através de isótopos estáveis de nitrogênio e carbono.

41

2.2 Hipóteses

1- Espécie migratória (C.maccormicki) possui ovos com níveis maiores de POPs do que as

espécies residentes.

2- Pygoscelis papua é a espécie de pinguim com ovos mais contaminados por POPs por apre-

sentar uma dieta com uma proporção maior de consumidores secundários (peixes).

3- Perfis dos grupos de POPs estudados são diferentes entre ovos de skuas e pinguins, mas

semelhantes entre as espécies de pinguins.

4- A principal fonte de contaminação em todas as espécies é a industrial.

5- Uso mais recente de DDT (Menor razão p,p’-DDE/∑ DDT) é esperado na espécie P.papua,

a qual possui distribuição atingindo áreas próximas a locais, onde ainda é permitido o uso do

pesticida. No entanto, todas as espécies indicam antigo uso desse produto.

6- Nível de contaminação de POPs aumenta com o valor de δ15

N.

7- Nível de contaminação de POPs aumenta com o valor de δ13

C.

8- Skuas (C.maccormickii) encontram-se acima do nível trófico de todas as espécies de pin-

guins, enquanto os pinguins encontram-se no mesmo nível trófico, apesar de diferenças de

δ15

N.

3 ÁREA DE ESTUDO

A ilha Rei George (61°50’-62o15´S e 57

o30’-59

o00’W) é a maior ilha do arquipélago

das Shetlands do Sul, situada na porção oeste da Península Antártica (Figura 1.14). A ilha

encontra-se largamente coberta de gelo durante todo o ano (SCAR, 2007), com médias men-

sais de temperatura inferiores a 0°C, principalmente no inverno. O clima se caracteriza por

pequena variação na temperatura atmosférica durante o ano, alta umidade relativa do ar (RA-

KUZA-SUSZCZEWSKI; BATTKE; CISAK, 1993) e segundo Ferron, Simões e Aquino

(2001), na classificação de Koppen, pode ser considerado como polar oceânico do hemisfério

sul. Além disso, Rei George possui a maior concentração de bases de pesquisa multinacional

na Antártica (nove estações permanentes e uma pista de pouso) e é o destino preferido dos

cruzeiros turísticos (IAATO, 2011).

42

A maior baía dessa ilha é a Baía do Almirantado (62°10’S, 56°30’W) com cerca de 120

km² (UNEP, 2002), considerada como uma “Área Antártica Especialmente Gerenciada - AA-

EG” pelo Protocolo de Madri, onde o Comitê Científico de Pesquisas Antárticas atua na con-

servação ambiental (Figura 1.14) (SCAR, 2007). No período entre Maio e Agosto, a superfí-

cie do mar na baía costuma congelar devido às baixas temperaturas somadas aos ventos e on-

das fracas (YOGUI, 2002). A costa da Baía do Almirantado é bastante irregular com praias de

cascalho, costões rochosos e geleiras ao longo da sua linha de costa de 84 km (RAKUSA-

SUSZCZEWSKI, 1995). Durante o verão austral, terrenos livres de gelo são ocupados por

uma avifauna diversificada que constrói ninhos e reproduz na área (YOGUI & SERICANO,

2009).

Figura 3.1- Localização da Baía do Almirantado, área onde as amostras foram coletadas.

4 MATERIAIS E MÉTODOS

4.1 Coleta de amostras

Ovos não eclodidos de pinguins e skuas foram coletados de forma oportunística através

da verificação dos ninhos (Figura 1.13) em diferentes pontos da Baía do Almirantado durante

os períodos reprodutivos (verão) dos anos 2010-2011 e 2011-2012, entre os meses de Dezem-

bro e Fevereiro. Somente ovos abandonados, fora do ninho ou com casca quebrada foram

utilizados nesse estudo, de maneira a ser menos invasivo possível. Ovos de Pygoscelis antarc-

tica (n=20), Pygoscelis adeliae (n=21), Pygoscelis papua (n=16) e Catharacta maccormicki

(n=16) foram pesados com balança tipo dinamômetro, Pesola de 100g com precisão de 1g. O

43

comprimento e a largura de cada ovo foram medidos com paquímetro digital Mitutoyo com

precisão de 0,02 mm. Após a coleta, os ovos foram armazenados em potes de vidros previa-

mente descontaminados e refrigerados a 4º C até seu armazenamento definitivo a -20º C em

freezer no Laboratório de Radioisótopos Eduardo Penna Franca, no Instituto de Biofísica da

UFRJ.

Todo o material foi coletado pelos pesquisadores do projeto Pinguins e Skuas nas pin-

guineiras de diferentes pontos, mas todos dentro da Baía do Almirantado. As coletas de ovos

de P.antarctica ocorreram em Chabrier Rock, de P.adeliae em Arctowiski, de P.papua em

Copacabana e C.maccormicki em Hennequin Point. Os ovos com embriões mortos também

foram utilizados, mas considerando nas amostras a parte embrionária.

4.2 Análises químicas

Toda vidraria e material utilizados foram lavados com sabão Nuclean neutro, próprio

para remover resquícios de isótopos marcados e permaneceram em banho de imersão conten-

do o mesmo sabão diluído em água. Após secagem dos materiais com acetona e secador de

cabelo, todos foram lavados três vezes com acetona, diclorometano e hexano, nesta ordem. As

amostras foram preparadas e analisadas utilizando apenas material de vidro ou porcelana para

evitar uma possível contaminação por compostos químicos liberados por materiais plásticos.

Para remoção de qualquer impureza, lãs de vidro e 500 g de sílica e sulfato para montagem da

coluna foram lavados com 500 mL de metanol seguido de 500 mL de diclorometano. Após

lavagem, as lãs permaneceram overnight na capela secando à temperatura ambiente, enquanto

o excesso de solventes foi retirado dos adsorventes com o uso de uma pequena bomba de ar.

No dia seguinte, os adsorventes foram mantidos em estufa à 160°C por 48 horas antes de se-

rem utilizados. A sílica ácida 44% foi preparada a partir da sílica neutra lavada com os sol-

ventes citados anteriormente, da qual foram retirados 40 g e adicionados 18,3 mL de ácido

sulfúrico. A sílica acidificada foi então homogeneizada com agitador magnético até que não

fossem mais formados grumos na mesma.

Os ovos foram liofilizados para que fosse retirada toda água presente na amostra. Tanto

a gema quanto a clara foram analisadas. Após liofilização, as amostras foram homogeneizadas

com o auxílio de bastão de vidro. A metodologia utilizada foi baseada em Vicente et al

(2014). A extração foi apoiada no procedimento de dispersão de matriz fase sólida. Foi utili-

44

zado 0,3g de ovo liofilizado adicionados a 0,3 de sílica ácida 44% e uma pequena quantidade

de sulfato e areia do mar para ajudar na retirada da umidade e dispersão da matriz, respecti-

vamente. A sílica ácida contribui para digerir a matriz, disponibilizando o acesso ao conteúdo

lipídico pelo solvente. Foi realizada a homogeneização dessa mistura com pistilo de cerâmica

em um graal até que a mesma ficasse seca e em “pó” (Figura 4.1a).

Foram então montadas colunas de vidro, as quais foram empacotadas de baixo para ci-

ma com uma pequena quantidade de sulfato de sódio ativado, 0,5g de sílica neutra, 2g de síli-

ca ácida 44%, a mistura homogênea contendo amostra, 0,5g de sílica neutra e outra pequena

quantidade de sulfato de sódio para não permitir que a umidade atingisse a amostra (Figura

4.1b). A sílica ácida tem a função de reter a gordura eluída com o solvente. Posteriormente,

foram adicionados 10μL de padrões marcados isotopicamente (13

C12-PCB-28, -52, -101, -153,

-138, -180, -209, Cambrige Isotope Lab. Inc., Adover, USA), 3 D8-DDTs (p,p’-DDE, o,p’-

DDT, p,p’-DDT) and 13

C12-HCB (Dr. Ehrenstorfer, Augsburg, Germany), 13

C12-PBDE-138 e

13C12-PBDE-209 (Wellington laboratories, Guelph, Ontario, Canada) e

13C12-DPs (syn- e

anti-, Cambrige Isotope Lab. Inc.), diluídos em nonano a concentrações de 200 ppb, para cor-

rigir as concentrações dos compostos não marcados através de suas recuperações (Figura

4.1c).

As colunas então, foram eluídas três vezes com 7 mL de hexano:diclorometano (9:1),

volume suficiente para cobrir todas as fases da coluna. Tal mistura de solvente bastante apolar

foi responsável por carrear os contaminantes disponíveis nos lipídios (Figura 4.1d). Entre ca-

da eluição, o solvente ficou preso na coluna fechada durante 7 minutos para que tivesse mais

contato com o conteúdo da coluna. Bombas de ar foram usadas para certificar de que todo o

solvente foi recolhido (Figura 4.1e). Os extratos finais foram rotoevaporados até aproxima-

damente 1 mL, transferidos a vials e reduzidos quase totalmente com corrente de nitrogênio e

aquecimento (40°C) (Figura 4.1f). As amostras foram reconstituídas com 10 μL da solução de

TCN e BDE-139 marcado, como um padrão interno cromatográfico e 9 μL de nonano, totali-

zando um volume final de 20 μL. Para garantir a homogeneidade dos padrões com a amostra,

os vials passaram em um vórtex depois da adição dos padrões e antes de serem injetados.

O peso lipídico das amostras foi determinado gravimetricamente mediante o processo

descrito por Muñoz-Arnanz et al (2011) (Figura 4.2).

45

Figura 4.1- Ilustração de algumas partes da metodologia para as análises químicas dos ovos para determinação

de POPs (VICENTE et al, 2014). a) Dispersão da matriz de fase sólida com sílica ácida e areia do mar até ho-

mogeinização completa; b) Colunas montadas antes da eluição; c) Aplicação dos padrões (10μL) nas colunas

antes de serem eluída; d) Colunas após eluição com a gordura retida pela sílica ácida; e) Bomba de ar criada para

retirar o resquício de solvente da coluna após eluição; f) Concentrador de amostras através de fluxo de nitrogênio

e temperatura.

Figura 4.2- Extração lipídica das amostras com clorofórmio: metanol (1:1) em SPE (solid phase extraction) para

estimativa do peso lipídico.

46

4.3 IDENTIFICAÇÃO E QUANTIFICAÇÃO DOS COMPOSTOS

Cromatografia gasosa de alta resolução acoplada à espectrometria de massas de baixa

resolução (HRGC-LRMS) foi utilizada para identificar e quantificar os compostos estudados.

Vinte e dois congêneres de PCBs (PCB-28, -52, -95, -101, -149, -123, -118, -114, -153, -132,

-105, -138, -183, -167, -156, -200, -157, -180, -169, -170, -189, -194), HCB, p,p’- e o,p’- i-

sômeros de DDT, DDD e DDE foram determinados usando um cromatógrafo gasoso 7890N

equipado com uma coluna capilar de sílica fundida BPX5 (60m x 0.25 mm x 0.25 µm de es-

pessura da membrana, SGE, Melbourne, Austrália) e acoplado com espectrômetro de massa

quadrupolo 5975C (Agilent, Palo Alto, CA, EUA). O espectrômetro executou o modo selected

ion monitoring (SIM) com ionização por impacto de elétrons a uma tensão de elétrons de 70

eV. A injeção da amostra (1µL) foi realizada a 250 ºC no modo splitless quente (1.0 min tem-

po splitless). A temperatura da coluna foi mantida a 120 ºC por 2 min, depois programada a

um aumento de 35 ºC/min até 250 ºC (30min) e finalmente subindo a 15 ºC/min até 310 ºC

(30 min). A linha de transferência foi fixada a 280 ºC, a fonte a 230 ºC e o quadrupolo a 150

ºC. O gás carreador foi o hélio usado a um fluxo constante de 0.8 mL/min.

PBDEs (BDE-17, -28, -47, -66, -100, -99, -154, -153, -184, -183, -191, -197, -196, -

209) e DPs (syn-DP, anti-DP, anti-[DP-1Cl] e anti-[DP-2Cl]) foram analisados usando o

cromatógrafo gasoso 6890N equipado com uma coluna de baixa drenagem DB-5MS (15 m x

0.20 mm x 0.20 µm de espessura da membrana, J&W Scientific, Folsom, CA, EUA) e acopla-

da com um espectrômetro de massa quadrupolo 5975 (Agilent, Palo Alto, CA, EUA). Neste

caso, o espectrômetro operou no modo SIM com ionização química negativa – negative che-

mical ionization (NCI). As amostras (1µL) foram injetadas a 260 ºC pulsadas no modo spli-

tless quente (4.0 min pulso e tempo splitless). Hélio e metano foram usados como gás carrea-

dor (fluxo constante de 1.5 mL/min) e gás de reação, respectivamente. A temperatura do forno

foi programada para 120 ºC for 4.2 min, 30 ºC/min até 200 ºC, 5 ºC/min até 275 ºC, 40 ºC/min

até 300 ºC, mantida por 10 min, e finalmente aumentando 10 ºC/min até 310 ºC e mantida por

2 min. As temperaturas da linha de transferência, fonte e quadrupolo foram fixadas em 300

ºC, 150 ºC e 150 ºC, respectivamente.

A identificação dos compostos de interesse teve como base o correspondente tempo de

detecção de pelo menos duas razões m/z dos íons produtos de cada congênere. A quantifica-

ção baseou-se na curva de calibração linear com sete pontos (1 pg/μL até 200 pg/μL) para

padrões de PBDEs e DPs e nove pontos (1 pg/μL a 400 pg/μL) para os demais. O 13

C12-BDE-

47

139 foi usado com padrão interno para quantificação dos compostos nativos e marcados de

PBDEs e marcados de DPs. Os nativos de DPs, PCBs e DDTs foram quantificados pela técni-

ca de diluição isotópica. O TCN foi utilizado como padrão interno para quantificar os com-

postos marcados de PCBs e DDTs.

4.4 CRITÉRIOS DE CONTROLE DE GARANTIA/ CONTROLE DE SEGURANÇA

O método foi testado anteriormente às análises usando ovo (0,3g) de cegonha branca

(Ciconia ciconia). Quadruplicatas da mesma amostra de ovo foram “fortificadas” com todos

os padrões marcados (PCB-28, -52, -101, -153, -138, -180, -209, p,p’-DDE, o,p’-DDT, p,p’-

DDT, HCB, PBDE-138, PBDE-209, syn-DP and anti-DP) e também com todos contaminan-

tes nativos. As concentrações variaram entre 50 a 100 ppb. Em uma outra réplica foi adicio-

nado somente padrões marcados. Valores de recuperação e desvio padrão relativo (relative

standard desviation - RSD) para todos os analitos nativos (não marcados) foram satisfatórios,

com médias de recuperação variando entre 87 a 118.8% com RSD < 16.3% para os compos-

tos clássicos e 86 a 122%, com RSD < 21% para os emergentes. Níveis de PBDE nas amos-

tras de ovos foram corrigidos com as recuperações dos padrões e os demais analitos alvos

foram corrigidos através da técnica de diluição isotópica.

Um branco foi incluído a cada bateria de no máximo sete amostras, cobrindo todo o

procedimento analítico. Nos casos que alguns analitos apresentaram níveis acima do limite de

quantificação (LOQ) nos brancos, eles foram subtraídos dos níveis encontrados nas amostras

das baterias correspondentes. Cuidados foram tomados para proteger o processo analítico por

inteiro da exposição à luz UV, devido aos bromados. Para garantir a correta identificação e

quantificação dos analitos estudados foram utilizados os seguintes critérios: (a) semelhantes

tempos de retenção GC (± 0.1 min) dos compostos padrões; (b) razão entre os íons monitora-

dos de até ± 15% dos valores médios obtidos para os padrões de calibração; (c) uma relação

sinal-ruído de 10 foi utilizado como um limite de quantificação (LOQ). Médias de LOQs para

PCBs e DDTs nos ovos variaram de 0.01 a 0.11 ng/g, dependendo do composto. No caso dos

PBDEs, médias de LOQs encontraram-se entre 0.01 e 0.05 ng/g, e entre 1.8 e 5.6 pg/g para

DPs. Curvas de calibração foram conferidas diariamente. Limites de detecção foram estabele-

cidos através de uma relação sinal-ruído de 3 (Tabelas 4.1 e 4.2).

48

Tabela 4.1- Valores de LOD e LOQ da amostra para cada composto (PCBs e DDTs) em pg/g de peso seco do

ovo.

Compostos LOD_amostra

(pg/g peso seco)

LOQ_amostra

(pg/g peso seco)

HCB

PCB 28

PCB 52

PCB 95

PCB 101

o,p’-DDE

p,p’-DDE

o,p’-DDD

PCB 149

PCB 123

PCB 118

PCB 114

PCB 153

PCB 132

PCB 105

p,p’-DDD

o,p’-DDT

PCB 138

PCB 183

PCB 167

p,p’-DDT

PCB 156

PCB 200

PCB 157

PCB 180

PCB 169

PCB 170

PCB 189

PCB 194

8.0 26.5

31.0 103.3

25.7 85.6

9.5 31.6

8.3 27.7

8.2 27.2

26.6 88.7

20.6 68.6

4.7 15.7

10.0 33.3

8.0 26.7

5.5 18.4

6.1 20.4

5.0 16.6

4.7 15.8

11.4 38.0

21.1 70.5

8.1 27.2

3.9 12.8

3.9 13.1

34.21 114.0

13.6 45.3

3.5 11.5

12.0 39.9

10.5 34.9

33.0 110.0

10.7 35.8

6.4 21.2

7.4 24.6

49

Tabela 4.2- Valores de LOD e LOQ da amostra cada composto (PBDEs e DPs) em pg/g de peso seco (dry wei-

ght- d.w) do ovo.

4.5 ANÁLISES DE ISÓTOPOS ESTÁVEIS

Para a análise de isótopos estáveis é necessária uma eliminação prévia da fase lipídica

da amostra. Sendo assim, foi retirada uma pequena alíquota de cada amostra, previamente

liofilizada e homogeneizada. Cada alíquota foi submetida a um tratamento, que se baseou na

adição de 8 mL de uma mistura 2:1 de clorofórmio:metanol, seguido de uma agitação por 3

minutos em vórtex e um consecutivo repouso de 10 minutos. Posteriormente, tais alíquotas

foram centrifugadas durante 10 minutos a 400 rpm e por fim, foi descartado o sobrenadante.

Após esse processo de tratamento ter sido repetido três vezes, as amostras passaram 24 horas

a 60°C na estufa.

Cerca de 0,40 mg da amostra triturada com bastão de vidro foi colocada em cápsulas de

estanho e então processadas no Serviço Científico da Universidade de Barcelona. A determi-

nação de δ15

N e δ13

C nos ovos foi efetuada mediante análise elementar – espectrometria de

massas de razões isotópicas (elemental analysis - isotope ratio mass espectometry, EA-

Compostos LOD_amostra

(pg/g d.w)

LOQ_a LOQ_amostra

(pg/g d. (pg/g d.w)

PBDE 17

PBDE 28

PBDE 47

PBDE 66

PBDE 100

PBDE 99

PBDE 154

PBDE 153

PBDE 184

PBDE 183

PBDE 191

PBDE 197

PBDE 196

PBDE 209

DP-2Cl

DP syn

DP-1Cl

DP anti

3.4

3.2

5.6

8.0

3.8

2.5

2.4

2.7

1.9

3.7

3.2

3.9

4.9

15.9

0.5

0.6

0.7

1.7

11.4

10.7

18.7

26.7

12.6

8.3

7.9

9.0

6.4

12.4

10.5

13.0

16.5

53.1

1.8

2.0

2.4

5.6

50

IRMS). Utilizou-se um equipamento modelo Flash Thermo Finnigan 1112 como analisador

elementar acoplado ao espectrômetro de massas para razões isotópicas modelo Finnigan

MAT 253 (Thermo Scientific) por interface CONFLOIII.

Três materiais de referência fornecidos pela Agência Internacional de Energia Atômica

foram analisados a cada doze amostras para compensar qualquer mudança ao longo do tempo

e calibrar o equipamento. Padrões alcançaram a amplitude das assinaturas dos isótopos está-

veis encontrados nos ovos de pinguins e skuas.

4.6 ANÁLISES DOS DADOS

Concentrações foram expressas em peso lipídico (lipid weight - l.w.). As médias das

concentrações de cada grupo foram apresentadas juntamente ao intervalo de confiança de

95%, que se constitui do desvio padrão vezes 1.96. Amostras com concentrações abaixo dos

limites de quantificação (LOQs) foram atribuídas com valor zero. Análises estatísticas foram

realizadas no programa “R”, versão 3.1 para Windows.

Para analisar se o perfil de contaminação diferiu entre as espécies, o perfil de contami-

nantes foi resumido a uma única variável. Esse procedimento é necessário, pois o número de

compostos aumentaria substancialmente erros do tipo 1 caso testes estatísticos fossem condu-

zidos para cada um separadamente. Para resumir a concentração de POPs, utilizamos o non-

metric dimensional scaling (NMDS), pois esta técnica de ordenação não assume qualquer

relação entre as variáveis. Em resumo, essa análise calcula as diferenças entre quaisquer ovos,

considerando todos os compostos. A análise associa valores aleatórios para cada ovo e calcula

as diferenças entre os ovos de acordo com estes valores. Esse processo é repetido para encon-

trar o conjunto de valores aleatórios, cujas diferenças entre ovos mais se assemelham às dife-

renças nos dados originais de POPs. Desta maneira, é possível representar várias concentra-

ções de POPs por apenas dois valores.

Uma parte vital desta análise é a transformação das variáveis, no nosso caso, das con-

centrações dos compostos. É comum quando se analisa múltiplas variáveis que algumas não

variem em ordem de grandeza. Neste caso, por exemplo, compostos PCB podem ser encon-

trados em ovos na ordem de milhares de microgramas por grama a dezenas de milhares. En-

quanto isso, compostos da família DP não são encontrados acima de algumas centenas de mi-

crogramas por grama. Portanto, análises baseadas em subtrações como o NMDS, realizadas

51

em dados brutos, serão mais fortemente influenciadas pelos compostos que apresentam maio-

res concentrações. Dá mesma maneira, ovos substancialmente mais contaminados também

possuem mais peso na análise do que ovos menos contaminados, se dados brutos forem usa-

dos diretamente no NMDS. Para contrapor tal efeito, nós utilizamos a transformação de Wis-

consin. Nesta transformação duas operações são realizadas: Primeiramente as concentrações

são recalculadas como porcentagem do total de POP no ovo. Em seguida, tais porcentagens

são dividas pela maior porcentagem encontrada em ovos. A primeira parte da transformação

impede que ovos mais contaminados sejam mais relevantes para a análise, limitando os valo-

res de concentrações dentro de um ovo à escala de 0 a 1. A segunda transformação garante

que compostos mais abundantes, como os PCBs, não sejam mais determinantes.

Tendo aplicado esta transformação, e em seguida executado o NMDS, os valores aleató-

rios resultantes são agrupados em eixos, cuja relação com os contaminantes originais pode ser

recuperada. No nosso caso específico, os contaminantes se distribuíram paralelamente ao eixo

X. Portanto, decidimos usar apenas o primeiro eixo, isto é, o primeiro conjunto de valores

aleatórios como representante do perfil de contaminantes. O uso de apenas um eixo do NMDS

não é uma prática adequada sem transformações póstumas. Em um NMDS convencional, o

eixo X pode não apresentar a maior parte da variância. Além disso, não existe certeza de que a

maior concentração dos dados seja capturada por um dos eixos apenas. Entretanto, os eixos do

NMDS realizado foram rotacionados depois de sua criação para garantir que a maior parte da

dispersão esteja distribuída ao longo do eixo X. Nesse eixo, valores negativos indicam que os

ovos estão mais contaminados por DPs e PBDEs, enquanto valores positivos indicam conta-

minação por PCBs e DDTs. Note que um valor positivo não implica que o ovo não esteja con-

taminado por PBDE ou DP; somente indica que ele está mais contaminado por PCBs e DDTs

que por PBDEs ou DPs. Com esse eixo, a ser denominado NMDS1, pôde-se testar se o perfil

de contaminação é diferente entre as espécies, simplesmente verificando se as espécies possu-

em diferentes valores médios em NMDS1. Para isso, usamos uma ANOVA. No entanto, tes-

tes baseados na estatística F, podem rejeitar a hipótese nula de que não há diferença, mas não

são capazes de apontar quais espécies possuem concentrações diferentes. Então, utilizamos o

teste de Tukey para identificar quais espécies diferem entre si.

Mesmo se as espécies apresentarem diferenças no perfil de contaminação, não é possí-

vel concluir com o teste anterior se a dieta das espécies ou área de forrageamento pode estar

afetando a concentração dos compostos. Sendo assim, nós somamos as concentrações de to-

dos os POPs aqui estudados e usamos o modelo generalizado aditivo (generalized additive

52

model-GAM) para testar se a soma das concentrações de POPs aumentam ou diminuem com

δ15

N e/ou δ13

C. Os modelos generalizados aditivos permitem modelar efeitos não lineares,

sendo uma generalização das regressões locais (ZUUR et al, 2009). Nestes modelos, ao in-

vés de utilizar uma única equação para descrever todos os conjuntos de dados, este é divido

em trechos, de acordo com o valor da variável independente. Em cada trecho uma regressão

linear diferente é aplicada, e as retas resultantes são então conectadas, formando uma curva.

Como pode se esperar, o número de regressões locais a serem utilizadas influencia o resultado

da análise. Consequentemente, diversos métodos foram desenvolvidos para determinar qual o

melhor número de retas e como conectar as retas de forma a criar uma curva contínua. Na

presente análise utilizamos “suavizadores” tensor product, devido a sua superior capacidade

de lidar com interações entre variáveis com grandezas diferentes (WOOD, 2011). Indepen-

dente do método, não é possível calcular com acurácia a probabilidade de uma determinada

curva ser fruto do acaso. Devido a essa característica, recomenda-se que sejam apenas variá-

veis com p<0.001 sejam considerados significativamente diferentes do acaso (WOOD, 2006;

ZUUR, 2009).

No GAM, nós assumimos que a soma de POPs seguiu uma distribuição gamma, devido

ao grande número de valores baixos. Contudo, a soma das concentrações foram também loga-

ritmizadas, para tornar os valores menos extremos, uma vez revelado que os modelos apresen-

tam dificuldade de convergir a um resultado, quando a concentração de poluentes é mantida

em sua grandeza original. Como variáveis independentes neste GAM, utilizamos a concentra-

ção de carbono e de nitrogênio, e sua interação, sendo as três suavizadas conforme o explica-

do acima.

A razão DDE/DDT foi utilizada para verificar diferenças nos perfis das espécies de aves

marinhas e detectar possíveis entradas recente desse pesticida (MORA, 1997; CUNHA et al,

2012). Gráficos foram gerados para apresentar os perfis de contaminação entre as espécies, a

contribuição de determinados compostos e grupos, entre outras informações.

5 RESULTADOS

O presente estudo apresenta os níveis e o perfil de contaminação por diferentes grupos

de POPs, em uma espécie de skua e nas três espécies de pinguins que reproduzem na Baía do

Almirantado, na Antártica. Considerando a contaminação total por todos os grupos de com-

53

postos estudados, a ordem decrescente de contaminação das espécies foi C.maccormicki >

P.antarctica > P.adeliae > P.papua. HCB foi o composto mais abundante nos ovos dos pin-

guins P.adelia e P.papua (Figura 5.1), embora tenha sido encontrado em todas as amostras de

todas as espécies. Este composto constituiu de 39- 56% da contaminação total nos ovos de

pinguins, enquanto nas skuas representaram apenas 4%. DDTs e PCBs predominaram em

C.maccormickii seguido de P.antarctica (Figura 5.1).

Figura 5.1- Concentrações totais (pg/g, peso lipídico) dos diferentes grupos de POPs nos ovos de cada espécie.

Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

Somente uma porcentagem quase nula das amostras das três espécies de pinguins en-

controu-se acima do limite de quantificação (LOQ) para os grupos PBDEs e DPs. Já os ovos

de skuas analisados tiveram mais de sua metade contaminada acima do LOQ para PBDEs e

DPs. As espécies em estudo apresentaram intervalos de confiança de 95% muito amplos, com

altos valores de desvio padrão. Isso ocorreu, pois as concentrações variaram bastante entre as

amostras, o que confirma uma distribuição não normal dos dados. A tabela 5.1 mostra com

maiores detalhes as concentrações médias em peso lipídico das amostras, assim como o IC

95% e a porcentagem de amostras acima dos LOQs.

54

Tabela 5.1- Concentrações médias (ng g−1 peso lipídico) ± intervalo de confiança de 95 % (DP x 1.96) nos prin-

cipais grupos de compostos presentes nos ovos das espécies em questão. Porcentagem das concentrações acima

do limite de quantificação.

HCB ∑DDTs ∑PCBs ∑PBDEs ∑DPs

P. antarctica

(n=20) 28

118,09±33,41

100%>LOQ

140,12±155,25

94%>LOQ

83,04±62,19

70%>LOQ

0,52±3,52

0,02%>LOQ

0 0,04±0,12

18%>LOQ

P. adeliae

(n=21) 51

152,21±49,63

100%>LOQ

77,10±48,03

77%>LOQ

65,71±38,44

66%>LOQ

0,05±0,22

0,01%>LOQ

0,02±0,06

14%>LOQ

P. papua

(n=16)56

142,14±40,54

100%>LOQ

65,07±61,25

68%>LOQ

46,91±49,26

65%>LOQ

0,13±0,98

0,09%>LOQ

0,01±0,02

14%>LOQ

C. maccormickii

(n=16)4

133,43±113,5

100%>LOQ

1344,75±2168,36

97%>LOQ

2040,53±4265,9

100%>LOQ

66,33±128,4

58%>LOQ

0,34±1,13

53%>LOQ

Considerando a razão p,p’-DDE/∑DDT, a qual tem sido utilizada para discriminar entre

uso recente e antigo do pesticida DDT, os resultados obtidos foram 0,94, 0,93, 0,94 e 0,97 em

P.antarctica, P.adeliae, P.papua e C.maccormickii, respectivamente. Como mostra a Figura

5.2, a forma isomérica p,p’-DDE é a mais abundante em todas as espécies desse estudo.

55

Figura 5.2- Porcentagem (%) de cada metabólito nas espécies estudadas. Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa,

P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

Dentre os vinte e dois congêneres de PCBs determinados neste estudo, os mais

abundantes, considerando a concentração total nas espécies que reproduzem no ambiente

antártico, foram o 153, 180 e 138, consecutivamente (Figura 5.3). Quando consideramos as

espécies separadamente, observamos que os congêneres predominantes nos pinguins foram

os PCBs 28 > 52 > 95>101, que são os quatro mais leves estudados (Figura 5.4). Tal mudança

dos mais abundantes mostra a grande contribuição de C.maccormickii nos níveis de PCBs.

P.antarctica apresentou as maiores concentrações da maioria do congêneres quando

comparado às outras espécies de pinguins (Figura 5.4). Ovos de C.maccormickii foram

majoritários em relação à contaminação pelos congêneres 153, 183, 200, que são mais

clorados. Simples histogramas ilustram o perfil de PCBs dos ovos, facilitando a visualização

da semelhança de perfis entre os ovos das três espécies de pinguins e o distinto perfil do ovo

da espécie de skua (Figura 5.5).

Razões PCBs/DDTs de 0,59, 0,85, 0,72 e 1,52 para P.adelia, P.antarctica, P.papua e

C.maccormicki, respectivamente, indicaram maior contaminação por PCBs apenas nos ovos

de skuas, enquanto nos de pinguins (nas três espécies), a proporção de DDT e seus

metabólitos foi maior. Além da maior influência de pesticida na contaminação em relação aos

PCBs, ainda conta com o tão presente pesticida nas amostras de ovos, HCB.

56

Figura 5.3- Concentração total dos congêneres de PCBs (pg/g, peso lipídico) presentes nas quatro espécies de

aves estudadas.

Figura 5.4- Concentração (pg/g, peso lipídico) de cada congênere de PCBs nos ovos das espécies de pinguins .

Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua.

57

Figura 5.5- Histogramas de congêneres de PCBs para cada espécie. Concentrações em peso lipídico. Pad,

P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua.

A contribuição de PBDEs nos ovos dos pinguins foi muito pequena, com destaque

apenas para o congênere 209 (DecaBDE) no P.antarctica. Ovos de C.maccormicki

apresentaram as maiores concentrações desses compostos. No entanto, alguns dos 14

congêneres determinados predominaram na matriz analisada. É o caso do PBDE 47, 100, 99,

154 e 153 (Figura 5.6). Além disso, as skuas apresentaram todos os congêneres estudados em

seus ovos, enquanto P.antarctica somente 5 congêneres, P.adeliae 4 e P.papua apenas 2.

Declorano plus e seus compostos relacionados presentes em ovos de pinguins

apresentaram concentrações muito baixas, com maioria dos resultados abaixo dos limites de

quantificação e detecção (LOQ e LOD). Tais compostos fizeram-se presentes nos ovos da

skua C.maccormicki, onde o composto DP-anti foi o mais abundante com 0,29 ng/g em peso

lipídico, o que corresponde a 85 % do total das skuas (Figura 5.7). Considerando a

concentração total das 4 espécies, o DP-anti apresenta a mesma proporção, seguido do DP-syn

58

com 11% da concentração total. Os compostos relacionados DP-1Cl e DP-2Cl não foram

detectados em nenhuma amostra de pinguim. No entanto, as concentrações encontradas nos

ovos de skuas de DP-1Cl foi 6 vezes maior que a de DP-2Cl.

Figura 5.6- Concentrações em peso lipídico (pg/g) de cada congênere de PBDE nos ovos de Pad, P.adeliae; Pan,

P.antarctica; Ppa, P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

Figura 5.7- Concentrações (pg/g) em peso lipídico nos ovos. Somente concentrações em C.maccormicki

aparecem no gráfico.

59

O perfil de contaminação foi capturado eficientemente pelo NMDS, com um estresse de

0,02. Valor menor que 0,1 indica que o eixo representante se assemelha aos dados originais.

O teste ANOVA indicou que amostras de ovos de diferentes espécies tiveram perfis distintos

(F3,59=144,9, p<0,001;fig.2), com pinguins apresentando uma contaminação mais proeminem-

te por PCBs/DDTs e skuas por DPs, PBDEs e também de PCBs (Figura 5.8). Quando anali-

sando separadamente, observou-se que os perfis dos ovos de todas as espécies diferiram entre

si (p<0,05), exceto entre P.papua e P.adeliae (p= 0,6997).

Figura 5.8- Influência dos compostos na contaminação dos ovos das quatro espécies em questão através de análi-

se de NMDS. Pad, P.adeliae; Pan, P.antarctica; Ppa, P.papua; SK, C.maccormicki (skua).

60

Valores de δ15

N das espécies de pinguins encontraram-se sobrepostos, onde P. papua

(média ± DP, 10,4 ± 0,84‰), P. antarctica (12,0±3,13‰), P. adeliae (12,64± 3,19‰) (Figura

5.9). C.maccormicki (15,9±3,97‰) apresentou um enriquecimento que variou de 3,2 a 5,5%

em relação às espécies de pinguins. Já entre estes, a principal diferença de δ15

N foi de 2,2%,

entre P.papua e P.adeliae. A razão isotópica de carbono nos pinguins foi também fortemente

sobreposta: P. papua (média ± DP, −25,47±0,86‰), P. antarctica (-25,965±2,06‰) e P. ade-

liae (-24,715 ±1,38‰). A skua C.maccormicki apresentou valores mais altos de δ13

C (-

21,60±1,45‰) (Figura 5.9). Segundo o GAM, valores de isótopos de carbono apresentaram

um efeito significativo na concentração de poluentes, indicando que existe um efeito da área

de forrageamento na taxa de contaminação (F=10,842; p=0,0000119). Entretanto, esse efeito

parece limitado a valores acima de -24‰. Apesar de visualmente haver uma interação entre

nitrogênio e carbono, não se pode afirmar que tal interação é fruto do acaso (F=2,58,

p=0,038). Não há evidência para suportar um efeito do nitrogênio por si só (F=0,987,

p=0,405). Logo, o nitrogênio embora aparente uma relação em determinado intervalo, não

explica as concentrações de POPs nos ovos (Figura 5.10).

Figura 5.9- Valores de δ13

C e δ15

N (‰) em ovos de pinguins e skuas coletados na Ilha de Rei George durante os

períodos de 2010-2011 e 2011-2012.

61

Figura 5.10- Gráfico gerado pelo modelo GAM, onde o log das concentrações totais de POPs nos ovos de todas

as espécies em função dos valores de δ13

C e δ15

N são demonstrados.

6 DISCUSSÃO

6.1- NÍVEIS E PERFIS DE CONTAMINAÇÃO POR POPs

O HCB representou uma significativa importância na contaminação dos ovos de pin-

guins. A contribuição desse composto na contaminação de organismos de outras áreas do

mundo todo é geralmente muito baixa (CORSOLINI et al, 2007) quando comparada aos or-

ganismos antárticos. O fato de ser relativamente volátil, o torna menos detectável em regiões

quentes e de baixas latitudes. No entanto, sua persistência e transporte atmosférico de longo

alcance o tornam disponível em ambientes remotos. A condensação fria, distribuição mundial

e aprisionamento no gelo polar pode afetar a presença do HCB nas cadeias tróficas antárticas

(WANIA, 2003). Cipro, Taniguchi e Montone (2010) também encontraram o HCB como o

composto organoclorado mais detectado na maioria das amostras de ovos do gênero Pygosce-

lis. Alguns estudos apontam um declínio das concentrações de HCB e PCBs em aves mari-

62

nhas antárticas. Van den Brink (2011) observou no óleo da glândula uropigiana de P.adeliae

uma tendência à diminuição de HCB desde os anos 80. Cipro et al (2010) encontraram

22,1ng/g (peso úmido) de HCB em ovos de P.adeliae, 18,91ng/g em P.antarctica e 16,2 ng/g

em P.papua. Já no presente estudo, as concentrações nas mesmas espécies foram um pouco

menores, 10,39ng/g, 14,52ng/g e 15,47 ng/g em peso úmido, respectivamente. No entanto,

para observar tendências de compostos nessa matriz, as mesmas espécies devem ser monito-

radas durante anos.

O DDE é um composto semi-volátil e transportado facilmente pelas massas de ar. As

pressões de vapor de HCB e p,p’-DDE são 1,8×10-6

e 1,7×10-8

atm, respectivamente (BI-

DLEMAN & FOREMAN, 1987), o que torna o HCB mais disponível nos organismos de re-

giões frias do que o DDE, tornando as aves marinhas da região mais susceptíveis à acumula-

ção do primeiro. No entanto, o DDT continua a atingir a Antártica e a contaminação de skuas

confirmam a utilização global desse composto e sua capacidade de ser biomagnificado. Esse

resultado pode confirmar o uso deste pesticida no controle de vetores em países com surtos de

doenças, como a malária, por exemplo. Embora atualmente com seu uso bastante restrito, a

produção global estimada só na Índia foi de 4450t em 2003, 4740t em 2005 e 6300t em 2007

(UNEP, 2008), o que não surpreende a detecção de p,p’-DDT nos ovos analisados. Todavia, o

metabólito predominante foi o p,p’-DDE. Segundo Yogui, Santos e Montone (2003), razões

de p,p’-DDE/∑DDTs superiores a 0,60 representam uma contaminação antiga por DDT. To-

das as espécies estudadas apresentaram mais de 90% deste metabólito, indicando que não

sofrem influência de uma entrada recente desse contaminante no ambiente antártico. Além

disso, cabe ressaltar que o DDE é mais resistente à degradação que o DDT (D’AMATO;

TORRES; MALM, 2002). Para pinguins, a ordem das concentrações totais de DDT (inclusive

os metabólitos) foi a mesma observada por Yogui e colaboradores (2009) e Lukowski (1983):

P.antarctica >P.adeliae >P.papua. O mesmo foi observado para PCBs.

Perfis de PCBs semelhantes entre os pinguins indicam similares exposição e transfe-

rência desses compostos. Nos ovos das três espécies estudadas dessas aves não voadoras os

congêneres menos clorados e, portanto mais leves, predominaram. A presença do triclorado

PCB 28, mais abundante entre essas espécies, pode estar relacionada ao fracionamento global,

que permite que este congênere alcance regiões polares (WANIA, 2003). Essa influência para

abundância de congêneres mais leves também foi observado em amostras de ar da mesma

região (MONTONE et al, 2005) e em amostras de krill Euphasia superba (CIPRO; TANI-

GUCHI; MONTONE,2010). Segundo Tanabe, Hidaka e Tatsukawa (1986), os ovos refletem

63

o mesmo padrão de PCBs da mãe, onde os mais leves são mais facilmente transferidos. Além

disso, pinguins possuem uma menor atividade desintoxicante do citocromo P450 e em parti-

cular CYP3A, que é específico para biotransformação de PCBs (WANWIMOLRUK et al,

1999). Isso permite que esses congêneres menos resistentes sejam encontrados em sua maioria

nos pinguins e não nas skuas.

Considerando a concentração total das skuas apenas ou de todas as espécies juntas, os

mais abundantes foram os PCBs 153, 180 e 138, que são hexa e heptaclorados. Todos esses

três congêneres, que possuem átomos de cloro substituídos nas posições 2,4,5, são os mais

resistentes à degradação metabólica em peixes e invertebrados (BRIGHT; GRUNDY; REI-

MER, 1995). Como as aves marinhas em questão alimentam-se exatamente desses grupos de

animais, elas acabam sujeitas a acumular tais compostos. Embora esses congêneres não sejam

os mais abundantes nas espécies de pinguins, eles apresentam concentrações significativas

nestas espécies também. De uma maneira geral, estes PCBs são os mais frequentes em orga-

nismos antárticos, dentre eles mamíferos (YOGUI, 2002) e peixes (WEBER & GOERKE,

2003). As razões PCBs/DDTs indicaram que a fonte agrícola é a mais importante na contami-

nação de ovos de pinguins, enquanto a industrial é a principal na contaminação de

C.maccormickii. Mais uma indicação da grande contribuição da carga de contaminantes du-

rante o período não reprodutivo, no hemisfério norte. Já os mais voláteis pesticidas, alcançam

mais facilmente o continente antártico, atuando como maioria na carga de contaminantes ad-

quiridos pelos residentes pinguins.

A presença de PBDEs e DPs, ainda que em baixíssimas concentrações nas aves residen-

tes estudadas, pode ser influenciada pelas alterações das vias de contaminação no interior do

ecossistema antártico, resultantes das mudanças climáticas (PARKINSON, 2004). Acredita-se

que o clima induz mudanças na dinâmica do gelo marinho, que pode alterar o fluxo de conta-

minantes e levando a uma alta retenção dos compostos orgânicos na cadeia trófica pelágica

com a redução da duração e cobertura do gelo. Essas mudanças podem dificultar a previsibili-

dade do destino dos poluentes orgânicos emergentes, por exemplo (YOGUI & SERICANO,

2009). Concentrações de PBDEs em aves marinhas antárticas (CORSOLINI et al, 2004; VAN

DEN BRINK, 2011) mostraram concentrações desses compostos de 4 a 9 vezes maiores que

aquelas observadas nos ovos de aves marinhas do Ártico entre 1975 e 1998 (BRAUNE et al,

2005), o que sugere a susceptibilidade da Antártica ao aumento não só desses compostos, mas

de outros emergentes, como o DP. Para ambos os grupos de POPs, as skuas exibiram conta-

minação com uma ordem de grandeza maior que os pinguins. Isso Levanta a possibilidade de

64

que essa contaminação em C.maccormocki é consequente principalmente do período de in-

verno, onde ocupam áreas poluídas e antropizadas no hemisfério norte. Estas aves dispersam

através dos Oceanos Pacífico e Atlântico para áreas industrializadas, como costas do Japão,

América do Norte e Europa (VEIT, 1978). Ovos de pinguins da Antártica são considerados

os menos contaminados por PBDEs no mundo e os baixos níveis são associados ao endemis-

mo do gênero Pygoscelis (YOGUI & SERICANO, 2009).

Dos 58% das amostras com concentrações acima do limite de detecção, o mais abun-

dante tetraBDE-47 é componente da mistura comercial de penta-BDE (uma das mais vendidas

mundialmente) e também potencial produto de degradação dos decaBDE. Além disso, esse

congênere possui um longo tempo de meia-vida de 1,8 anos (BOTARO & TORRES, 2007).

Os congêneres com menor número de bromos, como o tri, tetra, penta e hexaBDEs, são quase

que completamente absorvidos, lentamente eliminados e altamente bioacumulativos. E embo-

ra os decaBDE sejam pobremente absorvido e rapidamente eliminados, estes podem ser con-

vertidos em moléculas menores, quando expostos à luz solar (McDONALD, 2002). Em di-

versos estudos, em diversas matrizes, os congêneres mais abundantes são o BDE-47, seguido

dos pentas BDE-99 e BDE-100 (HALE; LA GUARDIA; HARVEY, 2002; SCHECTER et al,

2006; YOGUI & SERICANO, 2009). No entanto, no presente estudo, depois do BDE-47, os

mais abundantes foram o BDE-153 seguido do BDE-100, embora o pentaBDE-99 e hexaB-

DE-154 também tenham se destacado. O BDE-153, que é também um produto de degradação

dos decaBDEs, tem aumentado nas amostras ambientais. Isso pode ser consequência não só

da intensa comercialização dessa mistura, mas também do seu tempo de meia-vida de 6,5 a-

nos (BOTARO & TORRES, 2007). O PBDE- 209, que apresentou a maior concentração em

pinguins, mais especificamente no P.antarctica, é um dos mais comuns na mistura comercial

decaBDE, com uma considerável estabilidade ambiental e que acredita-se estar aumentando

(HALE; ALAEE; MANCHESTER-NEESVIG, 2003). O consumo cada vez mais intenso de

produtos que contenham esses contaminantes, somado ao caráter mais bioacumulativo, dis-

persivo na atmosfera e reativo do que PCBs, tornam os bromados susceptíveis a aumentarem

nestas regiões ao longo do tempo (IKONOMOU; KELLEY; STERN, 2005), enquanto os clo-

rados tendem a diminuir seus níveis (TANABE, 2002). Contudo, Yogui & Sericano (2009),

encontraram níveis médios de PBDEs em ovos de pinguins e skuas maiores que no presente

estudo, o que não pode ser considerado para declarar ou confirmar tendências, pois foram

investigados 29 congêneres, enquanto no atual trabalho, apenas 14, além do que, são necessá-

rios muito mais estudos ao longo do tempo para isto.

65

Dentre os estereoisômeros e formas declorinadas de declorano plus, o DP-anti repre-

sentou a grande maioria, seguido pelo outro estereoisômero DP-syn. Em formulações técni-

cas, tem sido reportado razões (syn/anti) entre 1:3 e 1:2 (XIAN et al, 2011). No entanto, neste

trabalho foram observadas razões que variaram de 1:1 em P.papua a 1:10 em C.maccormicki.

Essa mudança na razão dos isômeros de DP em diversas matrizes ambientais pode indicar

diferença comportamental desses isômeros (degradação e bioacumulação/biomagnificação) no

ambiente ou na biota (XIAN et al, 2011). As formas declorinadas de DP observadas somente

nas skuas corresponderam somente a 4% dos DPs aqui estudados. DP-1Cl foi quantificado em

56% das amostras de skuas analisadas, o que não se trata de um percentual baixo quando

comparado a outros estudos com ovos de outras espécies (MUÑOZ-ARNANZ et al, 2012).

Tal fato comporta a hipótese de que um fator dependente da espécie influencia na biotrans-

formação ou bioacumulação dos compostos relacionados ao declorano plus.

Considerando os níveis totais de contaminação por POPs, pôde-se observar que

C.maccormicki possui maiores concentrações em quase todos os grupos, exceto HCB, que é

um composto que alcança notavelmente o ambiente antártico. Isso explica os níveis deste pes-

ticida nos ovos das três espécies de pinguins, que possuem sua distribuição mais restrita, indi-

cando a região antártica como principal área de contaminação por este composto nessas espé-

cies. Quanto aos demais compostos, o perfil de contaminação de C.maccormicki, distinto das

aves residentes, sugere que a grande carga de contaminantes seja oriunda do período não re-

produtivo, quando a espécie ocupa áreas mais ao norte do planeta, como mencionado anteri-

ormente.

Tudo o que foi concluído pelos gráficos e tabelas, foram evidenciados através do

NMDS, que mostrou que o perfil de contaminação dos pinguins é mais influenciado pelos

DDTs e PCBs, que são os contaminantes mais clássicos e, portanto, com o uso intenso duran-

te décadas em todo o planeta. Desta forma, ainda presentes no ambiente, e ainda utilizado em

alguns casos, estes compostos atingem facilmente o ambiente antártico e contamina as espé-

cies que lá residem. As skuas também são mais influenciadas pelos PCBs, mas também pelos

poluentes emergentes, DPs e PBDEs. C maccormicki ocupa costas próximas às áreas muito

industrializadas do hemisfério norte, que ainda são fontes potenciais de PCBs e também de

PBDEs e DPs, os quais são retardantes de chamas encontrados em muitos produtos atualmen-

te. A ANOVA apontou diferenças significativas entre todas as espécies exceto entre P. adeli-

ae e P.papua, ou seja, skuas diferenciam dos pinguins, enquanto somente P.antarctica que se

66

diferencia das demais espécies de pinguins. Isso confirma em partes a hipótese levantada de

que apenas as skuas diferem dos pinguins.

A similaridade no perfil geral de contaminação de P.antarctica, P.adeliae e P.papua é

resultante da ocupação do mesmo nível trófico, dietas semelhantes e residência nas redonde-

zas do continente antártico. Ocorre que o período reprodutivo bastante próximo entre as

espécies, no início do verão antártico, confere a elas a possibilidade de se alimentarem da

comunidade de organismos à beira dos blocos de gelo marinhos durante o período de

formação do ovo (BOTTARO et al, 2009; CORSOLINI et al,2011). E tal fato torna as 3

espécies susceptíveis a acumularem POPs liberados com o derretimento do gelo (CORSOLI-

NI & FOCARDI, 2000). No entanto, as diferenças entre a contaminação de ovos de

P.antarctica e as demais espécies de pinguins não pode ser associada às faixas de distribui-

ção. Isso porque a espécie P. papua, pode ocupar até a parte mais setentrional; portanto, mais

perto de centros urbanos e industriais, não demonstrou níveis significativamente mais eleva-

dos de contaminantes do que as demais espécies. Pelo contrário, foi a menos contaminada em

quase todos os grupos de compostos estudados. Curiosamente também, P.antarctica é a es-

pécie que teoricamente se alimenta de uma proporção maior de krill (nível trófico baixo) e

apresentou valores maiores de δ15

N e contaminação, o que descarta a influência da dieta. Di-

ferentes taxas de transferência da mãe para o ovo poderiam explicar as diferenças entre as

espécies. Tal fato foi também sugerido por Verreault et al (2006), onde diferentes padrões de

PBDEs foram encontrados entre o plasma e ovos de gaivota Larus hyperboreus. Possíveis

diferenças metabólicas interespecíficas podem também explicar as diferenças não só entre

essas espécies, mas também entre C.maccormickii e os pinguins, o que pode ser verificado

nos diferentes perfis entre os grupos de compostos e dentro de cada grupo.

6.2 ASSINATURAS ISOTÓPICAS NAS AVES E A CONTAMINAÇÃO

Durante o período reprodutivo na Ilha Rei George, tanto pinguins quanto skuas ali-

mentam-se principalmente de recursos marinhos (HEMMINGS, 1984). Contudo,

C.maccormicki consome em sua grande maioria, peixes nototenídeos Pleuragramma antarc-

ticum, os quais são comedores de zooplâncton, inclusive krill (DEWITT & HOPKINS, 1977),

que é o principal recurso alimentar dos pinguins. Isso sugere uma posição trófica superior às

67

skuas. Estudos anteriores reportaram um aumento de 3-4‰ de δ15

N para cada nível trófico na

cadeia alimentar marinha (KELLY, 2000). Enriquecimentos de 3,2 a 5,5%, em relação a

P.adeliae e P.papua, respectivamente, confirmam uma ocupação por C.maccormicki de um

nível trófico superior a todas as espécies de pinguins. No entanto, ao considerar apenas os

pinguins, percebemos que o maior enriquecimento de 15

N foi entre P.papua e P.adeliae, de

apenas 2,2%. Isto não os diferencia em relação ao nível trófico, além do que possuem dietas

similares. P.papua embora seja a espécie de pinguim que consome mais peixes, apresentou os

menores valores de δ15

N e apresentou menores níveis de contaminação, o que refutou uma das

hipóteses. Além disso, a ordem da espécie com ovos mais enriquecidos de 15

N, mesmo com

pequena diferença, não coincidiu com a ordem de contaminação, o que enfraquece a influên-

cia da dieta na contaminação dos pinguins. No entanto, o GAM mostrou que essa diferença

existente entre os níveis tróficos não explica a diferença nos níveis de contaminação, embora

contribua.

Valores mais enriquecidos de δ13

C nas skuas em relação às três espécies de pinguins

podem estar relacionados com a posição trófica superior, bem como maiores áreas de forrage-

amento e suas presas (ROBSON & HARRARD, 2004), que podem forragear mais ao norte

que os pinguins, onde os valores de 13

C são maiores. Estes resultados coincidem com outros

estudos sobre o comportamento de forrageamento de C.maccormiki, onde maiores valores

indicam forrageamento mais costeiro, que inclui ovos e filhotes de outras espécies de aves,

moluscos marinhos costeiros e pinguins e carcaças de focas. Além disso, a maior variação dos

valores de isótopos nas skuas confirma o hábito alimentar mais generalista (BEARHOP et al,

2004). Dentre os pinguins, a alta sobreposição dos valores de δ13

C indica similaridade nas

presas e de um modo geral, da área de forrageamento. Apenas alguns valores de P.adeliae,

especificamente os menores, não apresentaram sobrepostos. Isso pode confirmar a área de

forrageamento da espécie, que é um pouco mais afastada da costa, como mostra a tabela 1.3.

P.antarctica, que apresentou os maiores níveis, migra cerca de 1500 km durante os meses de

inverno (TRIVELPIECE et al, 2007), enquanto P.papua reside próximo às colônias reprodu-

tivas durante o ano.

Segundo o GAM, δ13

C apresenta relação com os níveis de POPs nos ovos, onde as

concentrações são maiores quando os valores isotópicos de carbono são mais altos. Isso suge-

re que quanto mais costeira ou principalmente, quanto mais ao norte for a extensão da área de

forrageamento, maior será a contaminação. Tal relação é mais forte acima dos valores de δ13

C

igual a -24. Observando a Figura 5.9, pode-se notar que os ovos com valores acima do men-

68

cionado são os de skuas, as quais são os animais que mais migram e mais alcançam latitudes

menores. O δ15

N não mostrou relação com os níveis de contaminação (p= 0.405), ou seja, o

nível trófico não explica os níveis de contaminação nos ovos das espécies estudadas. Quando

se considerou no modelo valores de δ15

N e δ13

C ao mesmo tempo, o pico de contaminação

quando valores de δ15

N eram baixos e outro pico menor quando δ15

N era mais alto parecem

afetar a contribuição dos valores de δ13

C na contaminação. No entanto, o valor de “p” não tão

alto, mas bem superior a 0,001, torna essa influência hipotética, pois pode ser devido ao aca-

so. Sendo assim, a hipótese de que os níveis de contaminação aumentam com δ15

N foi refuta-

da, enquanto a de que aumentam com δ13

C foi confirmada.

Os níveis de contaminação então, são provavelmente resultados de fatores

mencionados anteriormente, como diferenças nas taxas de transferência materna e no

metabolismo, mas principalmente do período onde as espécies passam o inverno. A assinatura

isotópica do carbono nas amostras de ovos confirmaram essa influência das áreas

contaminadas mais ao norte do planeta quando essas aves migram durante o período não

reprodutivo. Além disso, os perfis distintos confirmaram essa influência das áreas mais

industrializadas na contaminação das skuas.

7.0 CONCLUSÃO

Os congêneres mais clorados, diferentes dos pinguins, podem ter sido incorporados

nas áreas próximas às fontes do hemisfério norte e permanecido no organismo, uma vez que

são metabolizados e excretados em uma taxa menor quando comparados aos menos clorados.

Análises de isótopos estáveis de carbono confirmam a área de forrageamento e presas mais ao

norte do planeta, embora as diferenças isotópicas não tenham sido suficiente para constituir

uma relação com os níveis de contaminação.

A posição trófica superior de C.maccormicki, mostrada pelas análises de isótopos es-

táveis, provavelmente contribui nos níveis de POPs, mas não os explicam neste estudo. Além

do mais, esta espécie pode alcançar áreas altamente poluídas, o que influencia contribuindo

para grande presença nos ovos de skuas dos poluentes clássicos, mas principalmente dos e-

mergentes. Maior área de forrageamento também contribui para os maiores níveis em relação

aos pinguins, onde presas que também migram mais podem ser consumidas. P.adeliae,

P.antarctica e P.papua apresentam dieta, nível trófico e área de forrageamento similares, a-

69

presentando razões de isótopos de nitrogênio e carbono sobrepostas. No entanto, a diferença

entre ovos de P.antarctica e das outras espécies de pinguins, podem ser associadas a diferen-

ças interespecíficas na transferência materna e/ou na capacidade de metabolização de POPs.

Valores isotópicos de carbono mais altos indicaram uma alimentação no oceano austral em

menores latitudes para as espécies mais contaminadas: P.antarctica e P.adeliae, mais uma vez

confirmando a influência da área de forrageamento.

A maior contribuição do metabólito p,p’-DDE indica que a influência deste pesticida

nessa região é proveniente de uma contaminação antiga. Contaminação no hemisfério norte

durante o período não reprodutivo das skuas é confirmado pela maior influência das fontes

industriais nos ovos de C.maccormicki, observada através da razão PCBs/DDTs. As espécies

residentes apresentam as fontes agrícolas como principais contribuintes na contaminação por

POPs, onde os pesticidas são os principais atores da contaminação no ambiente antártico. Isso

foi observado pelo teste NMDS, o qual acrescentou PBDEs e DPs como grandes contribuintes

na contaminação das skuas.

A presença de POPs clássicos no ambiente antártico, inclusive nas aves marinhas que

lá reproduzem é proveniente do transporte global (WANIA, 2003) e de sua liberação contínua

no ambiente através dos estoques existentes ou de vendas ilegais de produtos que contenham

tais compostos (UNEP, 2008), como mencionado anteriormente. Além disso, o forte

crescimento populacional e o desenvolvimento industrial intensificam e aceleram as

mudanças climáticas. E com isso, muitos dos compostos produzidos anteriormente e

“aprisionados” no gelo, por exemplo, são remobilizados para o ambiente marinho. Os POPs

emergentes continuam sendo utilizados na fabricação de muitos produtos e assim, criam ex-

pectativas de aumento na região em questão. No entanto, tendências quanto a esse grupo de

contaminantes no ambiente antártico ainda não podem ser definidas, uma vez que estudos

recentes começaram a relatar o comportamento, níveis e a distribuição desses compostos nes-

se ambiente.

As aves migratórias desse estudo (C.maccormicki) também se mostraram como meio

de transporte de contaminantes clássicos, mas também de emergentes, oriundos de regiões

mais ao norte do planeta para a Antártica. Através das fezes, ovos, penas esse incremento po-

de tornar-se disponível no ecossistema antártico. Embora, os níveis atuais nas espécies antár-

ticas sejam geralmente inferiores às documentadas como causadoras de efeitos biológicos nas

espécies “equivalentes” em regiões temperadas e árticas, é importante ressaltar que, a maioria

dos organismos no Oceano Antártico são espécies endêmicas. Estas possuem características

70

ecofisiológicas únicas provenientes de uma longa história evolutiva no isolamento

(BARGAGLI, 2008). Sendo assim, os poluentes orgânicos persistentes podem causar efeitos

adversos mais facilmente a esses organismos, que acabam se encontrando mais vulneráveis ao

estresse e a qualquer mudança mais drástica. Desta maneira, torna-se necessário o monitora-

mento a longo prazo de POPs, e principalmente dos emergentes, em aves marinhas antárticas

principalmente as espécies endêmicas a fim de garantir o acompanhamento das tendências

futuras de contaminação global.

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