Toxinas de Cianobactérias : Causas e 
conseqüências para a Saúde Pública

Prof. Dra. Sandra M.F.O.Azevedo
Núcleo de Pesquisas de Produtos Naturais – CCS – UFRJ



1 – Ocorrência e Habitat das Cianobactérias.

As cianobactérias ou cianofíceas ( algas azuis ), como preferem os botânicos, são microorganismos aeróbicos fotoautotróficos. Seus processos vitais requerem somente água, dióxido de carbono, substâncias inorgânicas e luz. A fotossíntese é seu principal modo de obtenção de energia para o metabolismo. Entretanto, sua organização celular demonstra que esses microorganismos são procariontes e, portanto, muito semelhantes bioquimicamente e estruturalmente às bactérias.

A origem das cianobactérias foi estimada em cerca de 3,5 bilhões de anos pela descoberta de fósseis do que foram certamente esses microorganismos, em rochas sedimentares encontradas no noroeste da Austrália. As cianobactérias estão, portanto, entre os organismos pioneiros na Terra, sendo provavelmente os primeiros produtores primários de matéria orgânica a liberarem oxigênio elementar na atmosfera primitiva.

A capacidade de crescimento nos mais diferentes meios é uma das características marcantes das cianobactérias. Várias espécies vivem em solos e rochas onde desempenham um importante papel nos processos funcionais do ecossistema e na ciclagem de nutrientes.
Entretanto, ambientes de água doce são os mais importantes para o crescimento de cianobactérias, visto que a maioria das espécies apresenta um melhor crescimento em águas neutro alcalinas ( pH 6-9), temperatura entre 15 a 30oC e alta concentração de nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo.

 2 – Ocorrência de florações de cianobactérias – porque isso acontece.

A crescente eutrofização dos ambientes aquáticos tem sido produzida por atividades humanas, causando um enriquecimento artificial desses ecossistemas. As principais fontes desse enriquecimento tem sido identificadas como as descargas de esgotos domésticos e industriais dos centros urbanos e das regiões agriculturáveis .

Esta eutrofização artificial produz mudanças nas qualidades da água incluindo : a redução de oxigênio dissolvido, perda das qualidades cênicas, aumento do custo de tratamento, morte extensiva de peixes e aumento da incidências de florações de microalgas e cianobactérias.

Estas florações ou “blooms” se caracterizam pelo intenso crescimento desses microorganismos na superfície da água, formando uma densa camada de células com vários centímetros de profundidade, com conseqüências relacionadas com a Saúde Pública.

De acordo com Tundisi & Matsumura-Tundisi (1992), o crescimento da agroindústria em algumas regiões do Brasil, tem sido bastante alto nos últimos 20 anos. A grande biomassa de cultivos monoespecíficos e a necessidade de intensificar o crescimento vegetal, pelo uso extenso de fertilizantes, têm causado uma rápida eutrofização de rios e reservatórios que tem resultado num crescimento elevado de macrófitas aquáticas e altas concentrações de fósforo no sedimento.

A taxa de urbanização tem também crescido rapidamente, com o consequente aumento de descarga de esgotos sem nenhum tratamento prévio. Esses dois processos em larga escala são hoje as principais causas da eutrofização de rios, lagos e reservatórios, em muitas regiões brasileiras.

Uma rápida resposta que ocorre com a eutrofização é dada pela comunidade fitoplanctônica ( microalgas e cianobactérias que vivem na coluna d’água ) que apresentam um decréscimo na diversidade de espécies. Nesses ambientes, têm sido observado um aumento da dominância de espécies de cianobactérias. Consequentemente, têm sido mais comum a ocorrência de florações de cianobactérias, principalmente próximo aos centros urbanos (Azevedo et al.,  1994).

3 – Toxinas de cianobactérias : o que são, como agem.

Vários gêneros e espécies de cianobactérias que formam florações produzem toxinas. As toxinas de cianobactérias, que são conhecidas como Cianotoxinas, constituem uma grande fonte de produtos naturais tóxicos produzidos por esses microorganismos e, embora ainda não estejam devidamente esclarecidas as causas da produção dessas toxinas, têm-se assumido que esses compostos tenham função protetora contra herbivoria, como acontece com alguns metabólitos de plantas vasculares (Carmichael,1992).

Algumas dessas toxinas, que são caracterizadas por sua ação rápida, causando a morte por parada respiratória após poucos minutos de exposição, têm sido identificadas como alcalóides ou organofosforados neurotóxicos. Outras atuam menos rapidamente e são identificadas como peptídeos ou alcalóides hepatotóxicos. Estes são os dois principais grupos de cianotoxinas até agora caracterizados : Neurotoxinas e Hepatotoxinas.

Neurotoxinas

As neurotoxinas são produzidas por espécies e cepas incluídas nos gêneros : Anabaena (Carmichael et al.,  1990), Aphanizomenon (Mahamood & Carmichael, 1986), Oscillatoria (Sivonen et al.,  1989), Trichodesmium (Hawser et al.,  1991) e Cylindrospermopsis (Lagos et al., in press). Já são conhecidas pelo menos cinco neurotoxinas produzidas a partir de espécies desses gêneros.

A anatoxina-a foi a primeira toxina de cianobactéria a ser quimicamente e funcionalmente definida e trata-se de uma amina secundária (Devlin et al.,  1977) com peso molecular de 165 daltons.

Os sinais de envenenamento por esta toxina, em animais selvagens e domésticos,  incluem: desequilíbrio, fasciculação muscular, respiração ofegante e convulsões. A morte é devida a parada respiratória e ocorre de poucos minutos a poucas horas, dependendo da dosagem e consumo prévio de alimento. Os sinais clínicos de intoxicação mostram uma progressão de fasciculação muscular, decréscimo de movimentos, respiração abdominal exagerada, cianose, convulsão e morte.
Este alcalóide neurotóxico é um potente bloqueador neuromuscular pós-sináptico de receptores nicotínicos e colinérgicos. Esta ação se dá porque a anatoxina-a liga-se irreversivelmente a receptores de acetilcolina, pois não é degradada pela acetilcolinesterase. A DL50 intraperitoneal (i.p.) em camundongos, para a toxina purificada, é de 200 mg/Kg de peso corpóreo, com um tempo de sobrevivência de 1 a 20 minutos.

Doses orais produzem letalidade aguda em concentrações muito maiores, mas a toxicidade das células é assim mesmo alta o suficiente para que os animais precisem ingerir de poucos mililitros a poucos litros de água da superfície das florações para receber uma quantidade letal (Carmichael, 1992;1994).

Uma outra neurotoxina, posteriormente caracterizada, que apresenta os mesmos sinais de intoxicação da anatoxina-a, acrescidos da intensa salivação, foi designada como Anatoxina-a(s). Esta neurotoxina tem um mecanismo de ação semelhante a anatoxina-a, pois inibe a ação da acetilcolinesterase, impedindo a degradação da acetilcolina ligada aos receptores. Estruturalmente é caracterizada como uma N-hidroxiguanidina fosfato de metila (Matsunaga et al.,1989). A DL50 (i.p.) em camundongos é de 20mg/Kg de peso corpóreo e, portanto, dez vezes mais potente que a anatoxina-a.

Outras neurotoxinas da classe das “PSP toxins” que tinham sido primeiramente isoladas de dinoflagelados marinhos, responsáveis pela ocorrência de marés vermelhas, já foram também isoladas de cepas de cianobactérias, dos gêneros Anabaena, Aphanizomenon, Lyngbia e Cylindrospermopsis (Carmichael, 1994; Lagos et al., in press).

Estas neurotoxinas inibem a condução nervosa por bloqueamento dos canais de sódio, afetando a permeabilidade ao potássio ou a resistência das membranas. A DL50 (i.p.) em camundongos é de 10?g/Kg de peso corpóreo.

Figura 1 – Estrutura química das neurotoxinas produzidas por cepas dos gêneros Anabaeana, Aphanizomenon , Oscillatoria e Cylindrospermopsis : (a) anatoxina-a, (b) anatoxina-a(s) e ( c) saxitoxina (se R for um H) ou neosaxitoxina (se R for uma OH).

Hepatotoxinas

O tipo mais comum de intoxicação envolvendo cianobactérias é causado por hepatotoxinas, que apresentam uma ação mais lenta, causando a morte entre poucas horas e poucos dias, em decorrência de hemorragia intra-hepática e choque hipovolêmico. Os sinas observados após ingestão dessas hepatotoxinas são prostração, anorexia, vômitos, dor abdominal e diarréia (Carmichael & Schwartz,1984; Beasley et al., 1989).

As espécies já identificadas como produtoras dessas hepatotoxinas estão incluídas nos gêneros Microcystis, Anabaena, Nodularia, Oscillatoria, Nostoc e Cylindrospermopsis (Carmichael, 1992).

A partir da primeira metade deste século, bioensaios realizados com células de cianobactérias coletadas em florações, principalmente da espécie Microcystis aeruginosa, já mostravam a presença de uma toxina que causava sérios danos ao fígado dos animais testados (Hughes et al.,  1958). A confirmação de que esta hepatotoxina era um peptídeo foi apresentada por Bishop et al. (1959), mas somente no início dos anos 80 é que sua estrutura química foi caracterizada (Botes et al.,1982).As principais hepatotoxinas até agora caracterizadas são hepatapeptídeos cíclicos conhecidos como microcistinas e os pentapeptídeos designados como nodularinas. A estrutura geral das microcistinas é D-Ala-X-D-MeAsp-Z-Adda-D-Glu-Mdha, onde X e Z são os dois L aminoácidos variáveis, D-MeAsp é D-eritro ácido metilaspártico e Mdha é N-metildeidroalanina (Carmichael et al.,  1988a). Adda, é o ácido 3-amino-9-metoxi-2,6,8-trimetil-10-fenil-deca-4,6-dienóico, que está também presente nas nodularinas e foi determinado como um dos responsáveis pela atividade biológica dessas hepatotoxinas (Harada et al.,1990; Nishiwaki-Matusushima et al.,1992).

A nomenclatura dessas microcistinas foi proposta por Carmichael et al. (1988b). Inicialmente apenas as variações qualitativas observadas em seus dois L-aminoácidos foram usadas para designar as diferentes microcistinas, por exemplo, microcistina-LR (leucina-arginina); -RR (arginina-arginina); -YA (tirosina-alanina).

A toxicidade dessas microcistinas é praticamente a mesma : quase todas apresentam DL50 (i.p.) entre 60 e 70 ?g/Kg de peso corpóreo e sintomas similares de envenenamento (Carmichael, 1994).
As nodularinas foram primeiramente identificadas na espécies Nodularia spumigena (Sivonen et al.,  1989); atualmente são conhecidas oito nodularinas distintas, classificadas de acordo com as variações no grau de metilação, composição e isomerização de seus aminoácidos. A DL50 (i.p.) em camundongos varia entre 50 a 200?g/Kg de peso corpóreo (Rinehart et al.,  1994).
 


FIGURA 2 : Estrutura química de hepatotoxinas de cianobactérias, de acordo com Falconer,1996.

As hepatotoxinas chegam aos hepatócitos por meio de receptores dos ácidos biliares (Runnegar et al.,  1981; Erikson et al.,  1990; Falconer, 1991) e promovem uma desorganização dos filamentos intermediários e dos filamentos de actina, que são polímeros protéicos componentes do citoesqueleto (Runnegar & Falconer, 1986).

Esta desorganização leva a uma retração dos hepatócitos, provocando a perda de contato entre eles com as células que formam os capilares sinusoidais. Como consequência, o fígado perde sua arquitetura e desenvolve graves lesões internas. A perda de contato entre as células cria espaços internos que são preenchidos pelo sangue que passa a fluir dos capilares para esses locais (Hooser et al.,  1991; Carmichael, 1994; Lambert et al.,  1994).

Através do estudo dos mecanismos de ação dessas hepatotoxinas, tem sido demonstrado que várias microcistinas e nodularinas são potentes inibidores de proteínas fosfatases tipo 1 e 2A de células eucariontes (Mackintosh et al.,  1990; Matsuhima et al.,  1990; Yoshizawa et al.,  1990).

Estas toxinas são agora reconhecidas como potentes promotores de tumores hepáticos (Falconer,1991; Fujiki,1992; Nishiwaki-Matsuhima et al.,1992) e, portanto, a ocorrência de espécies potencialmente produtoras dessas substâncias nos nossos ambientes aquáticos precisa ser melhor investigada e monitorada.

Recentemente, um alcalóide hepatotóxico, denominado cilindrospermopsina , foi isolado de duas espécies de cianobactérias: Cylindropermopsis raciborskii (Ohatoani et al.,1992) e Umemzakia natans (Harada et al.,1994);  seu mecanismo de ação se dá por inibição da síntese protéica e já tem sido observado danos severos também em células renais dos animais testados.

4 – Fatores ambientais que influenciam a produção de Cianotoxinas

A toxicidade de florações de Cianobactérias pode apresentar uma variação temporal, desde intervalos curtos de tempo até diferenças sazonais, anuais e também espacial, provavelmente decorrente de alterações na proporção de cepas tóxicas e não tóxicas na população.
A ocorrência irregular da toxicidade nas cianobactérias ainda não foi devidamente esclarecida e uma questão importante que precisa ser considerada nesta variabilidade é : Existem cepas geneticamente distintas que não produzem toxinas ou fatores ambientais tais como luz, temperatura, nutrientes que regulariam a síntese dessas toxinas ? (Carmichael,1992).

Além disso, está se tornando cada vez mais frequente a ocorrência de florações tóxicas que apresentam os grupos comuns de cianotoxinas; tipicamente, cerca de 50% de todas as florações testadas em diferentes países mostram-se tóxicos em bioensaios (Carmichael & Gorham, 1981; Repavich et al.,1990; Sivonen et al.,  1990; Lawton & Cood, 1991; Watanabe et al.,1991, Costa & Azevedo, 1995).

5 – Efeitos em mamíferos e suas implicações em Saúde Pública

Pelos dados apresentados verifica-se que várias espécies de cianobactérias, que comumente apresentam um grande crescimento em ambientes de água doce e estuarina, têm sido descritas como produtoras de toxinas capazes de causar a morte de animais domésticos e selvagens e problemas à saúde humana.

Os principais tipos de intoxicação incluem distúrbios hepáticos, neurológicos, gastrointestinais e reações alérgicas. Os países onde esses casos foram registrados estão distribuídos nos diferentes continentes, entretanto, observa-se uma grande dominância de relatos em países do hemisfério norte, certamente decorrente do maior interesse e investimentos nesta linha de pesquisa e consequente preocupação com o potencial de intoxicação das toxinas de cianobactérias.

No Brasil, os estudos que vem sendo realizados no Laboratório de Fisiologia e Cultivo de Microalgas do Núcleo de Produtos Naturais (NPPN) da Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ), tem confirmado a ocorrência de cepas tóxicas de cianobactérias em corpos d’água (reservatórios de abastecimento público, lagos artificiais, lagoas salobras e rios) dos Estados de São Paulo, Rio de Janeiro, Minas Gerais, Paraná, Bahia, Pernambuco e do Distrito Federal.

Aproximadamente 75% das cepas isoladas se mostram tóxicas quando testadas em bioensaios de toxicidade, sendo que apenas uma delas é produtora de neurotoxinas enquanto que as demais hepatotóxicas (Costa & Azevedo, 1994).

6 – Evidências de intoxicações humanas por Cianobactérias

As intoxicações de populações humanas pelo consumo oral de água contaminada por cepas tóxicas de cianobactérias já foram descritas em países como Austrália, Inglaterra, China e África do Sul (Falconer, 1994).

Em nosso país, o trabalho de Teixeira et al. (1993) descreve uma forte evidência de correlação entre a ocorrência de florações de cianobactérias, no reservatório de Itaparica (Bahia) e a morte de 88 pessoas, entre as 200 intoxicadas, pelo consumo de água do reservatório, entre março e abril de 1988.

No início de 1996, 123 pacientes renais crônicos, após terem sido submetidos a sessões de hemodiálise em uma clínica da cidade de Caruaru (PE), passaram a apresentar um quadro clínico compatível com uma grave hepatotoxicose, que no entanto não era correlacionada com nenhum dos fatores usualmente tidos como causadores deste tipo de intoxicação. Destes, 54 vieram a falecer até cinco meses após o início dos sintomas e, de acordo com informações fornecidas pela Secretaria de Saúde de Estado de Pernambuco, a referida clínica recebia água sem um tratamento completo e usualmente era feita uma cloração no próprio caminhão tanque utilizado para transportar a água, em períodos de falha no abastecimento pela rede pública.

Como tínhamos conhecimento prévio da ocorrência de florações de cianobactérias em mananciais de abastecimento da região nordeste, decidimos testar a hipótese dessas intoxicações estarem sendo causadas por hepatotoxinas presentes na água utilizada durante as sessões de hemodiálise.

As análises feitas em nosso laboratório e pelo Prof. Wayne W. Carmichael na Wright State University – Ohio – Estados Unidos, confirmaram a presença de microcistinas no carvão ativado utilizado no sistema de purificação de água da clínica, bem como em amostras de sangue e fígado dos pacientes intoxicados (Azevedo, 1996; Carmichael et al.,  1996). Além disso, as contagens das amostras do fitoplâncton do reservatório que abastecia a cidade demonstraram uma dominância de gêneros de cianobactérias comumente relacionados com a produção de cianotoxinas.


FIGURA 3 : Concentração de organismos fitoplanctônicos e de cianobactérias na água bruta recebida na Cidade de Caruaru, antes de 1996 (acima) e durante o primeiro semestre de 1996.
 



FIGURA 4: Concentração de organismos fitoplanctônicos e de cianobactérias na água distribuída aos centros de diálise (água decantada), da Cidade de Caruaru, antes de 1996 (acima) e durante o primeiro semestre de 1996



FIGURA 5 : Concentração de organismos fitoplanctônicos e de cianobactérias na água tratada distribuída para a  Cidade de Caruaru, antes de 1996 (acima) e durante o primeiro semestre de 1996.

Este passou a ser o primeiro caso confirmado de mortes humanas causadas por uma toxina produzida por cianobactérias (Jochimse et al.,  1998). Em termos globais, os relatos clínicos de danos para a população humana, pelo consumo oral de toxinas de cianobactérias em águas de abastecimento, aparecem como conseqüência de acidentes, ignorância ou má administração. Como resultado, esses relatos são parcialmente estimados e as circunstâncias originais são frequentemente de difícil definição.
 

Em muitos casos, as cianobactérias causadoras dos danos desaparecem do reservatório antes que as autoridades de saúde pública considerem uma floração como o possível risco, pois são geralmente desconhecedoras dos danos possíveis resultantes da ocorrência de florações de cianobactérias e, portanto, assumem que os padrões de purificação de água utilizados nas estações de tratamento de água são capazes de remover qualquer problema potencial. Entretanto, várias toxinas de cianobactérias, quando em solução, não podem ser retiradas através de um processo normal de tratamento, sendo inclusive resistentes à fervura.

Desta forma, os reservatórios de água utilizados para o abastecimento da população que são sujeitos ao aparecimento de florações de cianobactérias precisam ser cuidadosamente monitorados para evitar todos os riscos potenciais adversos à saúde humana. Sabendo-se que as cianotoxinas são endotoxinas, que só são liberadas para a água quando ocorre a lise ou morte celular, a relação entre a idade e a condição da floração deve ser avaliada para evitar as consequências para a saúde pública.
 


FIGURA 6 : Vista panorâmica de uma
lagoa com floração de cianobactérias.

Em regiões agriculturáveis ou áreas densamente povoadas há muitas vezes o aparecimento em reservatórios de abastecimento público de florações constantes de cianobactérias e, usualmente, as autoridades de meio ambiente tentam controlar as florações com o tratamento convencional com sulfato de cobre. Este método provoca a lise desses organismos, liberando as toxinas frequentemente presentes nas células para a água. Tais ações podem causar exposições agudas às toxinas. Além disso, há evidências que populações abastecidas por reservatórios que apresentam extensas florações podem estar expostas a baixos níveis de toxinas por longo período (Lambert et al.,  1994).

Essa exposição prolongada deve ser considerada como um sério risco à saúde uma vez que, como já descrevemos anteriormente, as microcistinas, que são o tipo mais comum de toxinas de cianobactérias, são potentes promotoras de tumores e, portanto, este consumo continuado de pequenas doses de hepatotoxinas pode levar a uma maior incidência de câncer hepático na população exposta. Como consequência, é importante que os efeitos crônicos de exposições prolongadas por ingestão oral de baixas concentrações dessas toxinas sejam avaliados.

Para se estabelecer os padrões de segurança da água são necessárias demonstrações dos efeitos de toxicidade dose-dependentes e determinação dos níveis máximos que não causam efeitos adversos ou Nível Máximo Aceitável (“Maximum Acceptable Level” – MAC), pelo uso de muitos tipos de dados biológicos, toxicológicos e epidemiológicos.
Por exemplo, nos Estados Unidos eles são publicados pela Academia Nacional de Ciências como : “Risk Assessment in Federal Government: Managing the Process”. Esses padrões são suplementados por publicações mais específicas como da Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA). O Canadá se utiliza do “Guidelines for Canadian Drinking Water Quality – Supporting Documentation”.
Três países já estabeleceram um nível máximo aceitável para microcistinas em águas de abastecimento público : Austrália, Canadá e Grã Bretanha, porém não se estabeleceu nenhum padrão para neurotoxinas porque elas não são tão amplamente distribuídas e não se conhece o grau de risco para toxicidade crônica.

Na Austrália, uma proposta para limite de concentração de microcistinas que não apresente efeito adverso foi publicada por Falconer et al. (1994). A proposta que resultou desse trabalho, incluindo a incorporação de um fator de segurança contra a promoção de tumores é de 1,0?g de microcistina ou nodularina/L. Baseado no uso de células de Microcystis na dieta dos porcos, esta concentração corresponde a 5000 células/mL.

Um número similar para MAC foi apresentado em junho de 1994, num documento da “Canadian Drinking Water”, onde a dose máxima aceitável é de 0,5 mg/L para microcistina LR (Kuiper-Goodman et al.,1994).
Finalmente, em 1997 a Organização Mundial de Saúde (O.M.S.), após várias reuniões com pesquisadores de diferentes países, decidiu editar um “Guideline” específico para toxinas de cianobactérias em águas de abastecimento público, onde foi estabelecido o limite de 1,0 mg/L, como máximo aceitável para consumo oral humano diário.

Certamente a edição desse “Guideline” pela OMS representará um grande avanço no auxílio à prevenção de problemas de saúde pública, decorrentes da presença de cianobactérias em mananciais de abastecimento. Contudo, se o aumento crescente da entrada de nutrientes em nossos ambientes aquáticos não for severamente controlado é altamente provável que outros episódios de intoxicação por cianotoxinas venham a ocorrer.

Portanto, programas de monitoramento para alertar as autoridades sobre a presença de cianotoxinas e melhorias nas técnicas de tratamento de água que permitam a sua remoção da água tratada precisam ser rapidamente implementados.

Além disso, as normas para controle de qualidade de água utilizada em tratamentos de diálise não consideram as cianotoxinas como um parâmetro a ser monitorado. Entretanto, já é sabido que um tratamento de água convencional,  usando floculação, precipitação, filtração e cloração não é suficiente para remover toxinas de cianobactérias, principalmente de mananciais apresentando altos níveis de eutrofização, com dominância de cianobactérias, como vem sendo observado na maioria dos reservatórios brasileiros.

Como consequência, os centro de diálise precisam considerar a toxicidade potencial de cianobactérias na água distribuída pelos sistemas de abastecimento público e um rigoroso controle interno do sistema de purificação de água das clínicas precisa ser feito pelas autoridades de saúde.

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FIGURA 7: Esquemas representativos dos principais gêneros de cianobactérias.
A- Anabaena, B- Microcystis, C- Aphanizomenon, D- Oscillatoria. (De acordo com Vasconcelos, 1995).

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