Avaliação da exposição de base a poluentes atmosféricos associados à fumaça em bombeiros e brigadistas durante o treinamento no bioma Pantanal

Resumo

Objetivos  Avaliar a exposição a hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) em bombeiros e brigadistas no bioma Pantanal.

Métodos  Um estudo observacional descritivo foi realizado. Foram utilizados metabólitos de hidroxi-HPAs na urina (OH-HPAs) como biomarcadores. Foram coletadas e analisadas amostras de urina e de solo.

Resultados  60 bombeiros participaram, dos quais 57 eram do sexo masculino. Observou-se ampla exposição aos HPAs, o 1-OHNap (média = 4,5 ng mL^-1) foi o metabólito mais prevalente. Fumantes apresentaram concentrações mais altas de OH- HPAs (2-OHNap: fumantes = 3,0 ng mL^-1, não fumantes = 1,7 ng mL^-1, p<0,05). A ingestão diária total estimada (3,88×10^-4 a 4,42×10^-4 μg dia^-1) destacou potenciais riscos à saúde. A análise do solo indicou fontes mistas de HPAs, incluindo combustão e deposição atmosférica de incêndios florestais. O equivalente carcinogênico e o risco incremental de câncer ao longo da vida (ILCR) revelaram riscos à saúde em longo prazo. A Análise de Componentes Principais (ACP) identificou várias fontes de combustão contribuindo para a distribuição de HPAs.

Conclusão  A elevada exposição aos HPAs entre os participantes e a contaminação por HPAs no bioma Pantanal evidenciou a necessidade de implementar medidas para proteger a saúde dos bombeiros e brigadistas.

Palavras-chave:
Bombeiros; Pantanal; Urina; Biomarcadores Ambientais; Avaliação de Risco para a Saúde, Saúde do Trabalhador

Abstract

Objective  To assess firefighters’ exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the Pantanal biome of Brazil.

Methods  A descriptive observational study was conducted. Hydroxy-PAHs (OH-PAHs) were used as biomarkers. Urine and soil samples were collected and analyzed.

Results  Sixty firefighters participated, from which 57 were male. The study found widespread PAH exposure among firefighters, with 1-OHNap being the most prevalent metabolite (mean = 4.5 ng mL^-1). Smokers exhibited higher OH-PAH concentrations (2-OHNap mean: Smokers = 3.0 ng mL^-1, Nonsmokers = 1.7 ng mL^-1, p<0.05). Total estimated daily intake (TEDI: from 3,88×10^-4 to 4,42×10^-4 μg day^-1) highlighted potential health risks. Soil analysis indicated PAHs from combustion sources and atmospheric deposition from wildfires. Carcinogenic equivalent and Incremental Lifetime Cancer Risk (ILCR) revealed significant long-term health risks. Principal Component Analysis (PCA) identified various combustion sources contributing to PAH distribution.

Conclusions  The high exposure to PAHs among participants and the contamination by PAHs in the Pantanal biome underscore the need to implement measures to protect firefighters’ health.

Keywords:
Firefighter; Pantanal biome; Urine; Environmental Biomarkers; Health Risk Assessment; Occupational Health

Introdução

A Agência Internacional de Pesquisa em Câncer (IARC) classificou a exposição ocupacional ao combate a incêndios como “carcinogênica para humanos”¹ (grupo 1). Os bombeiros estão expostos a inúmeros riscos, incluindo jornadas de trabalho prolongadas, calor extremo e misturas complexas de poluentes liberados durante a combustão de materiais como madeira, resíduos agrícolas e vegetação natural². Essas exposições levantam sérias preocupações em relação aos desfechos de saúde em longo prazo.

O Pantanal – a maior área úmida continental do mundo – é um local que abriga grande biodiversidade cada vez mais ameaçado por incêndios florestais e degradação ambiental³. Em 2020, uma seca severa levou a incêndios que queimaram quase 30% do bioma, causando danos ecológicos extensos e perda de vida selvagem⁴. A crise persistiu em 2023, com mais de 4.000 incêndios registrados⁵.

O combate a incêndios em tais ambientes requer resiliência física e expõe os indivíduos a agentes químicos e biológicos encontrados na fumaça e no material particulado (MP)⁶. Estudos mostraram riscos elevados de doenças cardiovasculares (DCV) e câncer entre bombeiros, associados a vários fatores, como tipo de poluente, intensidade e frequência da exposição, vias de exposição e suscetibilidade individual²,⁶. Notavelmente, a exposição química isolada não explica totalmente o impacto observado na saúde; em vez disso, deve-se considerar uma interação complexa de fatores de risco.

Compreender os níveis de exposição de base antes da atividade de combate aos incêndios florestais pode ajudar a distinguir os riscos ocupacionais de outros fatores contribuintes. Neste contexto, o biomonitoramento humano – a medição de substâncias químicas ou seus metabólitos em amostras biológicas – oferece uma abordagem valiosa para avaliar as respostas fisiológicas aos fatores de estresse ambiental⁷,⁸.

Os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs), formados durante a combustão incompleta de matéria orgânica de fontes naturais e artificiais⁹, são particularmente preocupantes devido às suas propriedades citotóxicas, genotóxicas e disruptoras do sistema endócrino, relacionados ao câncer, diabetes, DCV e hipertensão¹⁰. Uma vez absorvidos, os HPAs são metabolizados no fígado e excretados como hidroxi-HPAs conjugados (OH-HPAs) na urina, tornando-os biomarcadores eficazes da exposição por inalação, ingestão e contato dérmico¹¹.

Para diferenciar entre exposição de fundo e exposições relacionadas a incêndios florestais, este estudo teve como objetivo avaliar a exposição de base aos HPAs em bombeiros e brigadistas que atuam no bioma Pantanal, quantificando os OH-HPAs em amostras de urina coletadas durante o período de treinamento, antes dos incêndios florestais ativos. Amostras de solo de vários locais do Pantanal também foram analisadas quanto ao teor de HPAs para investigar possíveis ligações com a exposição ambiental. Além disso, este é o primeiro estudo a medir os níveis de OH-HPAs na urina de bombeiros e brigadistas brasileiros.

Métodos

Desenho e cenário do estudo

Este é um estudo epidemiológico observacional descritivo baseado na coleta de dados primários, incluindo um questionário domiciliar e coleta de amostras de urina para a análise de metabólitos de HPA.

O estudo foi dividido em duas etapas: (1) Seleção de grupos de voluntários (bombeiros e brigadistas) que participaram do combate a incêndios florestais no bioma Pantanal em 2022 e (2) Estratificação dos indivíduos expostos por faixa etária, com foco na priorização dos grupos mais vulneráveis.

O estudo foi realizado na área do bioma Pantanal, em locais situados em dois estados da região Centro-Oeste do Brasil – Mato Grosso (MT) e Mato Grosso do Sul (MS).

Participantes

Uma visita exploratória inicial foi realizada em março de 2022 para estudar e selecionar grupos potenciais para participar do estudo. Os grupos selecionados foram aqueles que atuavam principalmente nas regiões mais afetadas pelos incêndios florestais durante o período 2020-2021, com base em registros de áreas queimadas e pontos de calor. Após essa visita, as áreas mais afetadas e suas zonas de influência foram identificadas, e os grupos de estudo foram definidos.

Os critérios de inclusão foram:

• Idade: 18 a 59 anos.

• Ocupação: bombeiros brigadistas que trabalharam no Pantanal durante a estação seca pelo Prev-Fogo (Ibama) ou forças armadas (estados de MT e MS).

• Ter trabalhado no combate a incêndios florestais por pelo menos 3 meses (com frequência e duração definidas de exposição diária).

Os critérios de exclusão foram:

• Indivíduos com menos de 18 anos ou mais de 59 anos.

• Indivíduos que não trabalharam como bombeiros ou brigadistas no Pantanal durante a estação seca pelo Prev-Fogo (Ibama) ou forças armadas (estados de MT e MS).

• Bombeiros ou brigadistas que não tenham trabalhado no combate a incêndios florestais por pelo menos 3 meses, ou cuja frequência e duração da exposição diária não tenham sido definidas.

Foram recrutados 60 bombeiros (42 Prev-Fogo, 18 militares). Para os brigadistas do Prev-Fogo (Ibama), foram selecionados 42 voluntários, sendo 19 brigadistas alocados na cidade de Corumbá (MS), onde o número total de brigadistas era de 30, e 23 brigadistas de Cáceres (MT), de um total de 29 brigadistas. Para os bombeiros militares da região de Cáceres, um total de 172 participou no combate aos incêndios e 18 foram selecionados para o presente estudo.

Coleta de dados

A coleta de dados ocorreu durante o treinamento de recrutas de 2022 (estação seca), antes do início da temporada de incêndios florestais. Os bombeiros e brigadistas participaram de uma pesquisa domiciliar, doaram amostras de urina e foram submetidos a avaliações básicas de saúde (altura, peso, pressão arterial, frequência cardíaca, níveis de oxigênio).

Entrevistadores treinados, dentre os quais enfermeiros e pesquisadores de saúde pública, aplicaram questionários presenciais a cada participante para coletar os seguintes dados:

• dados de identificação e demográficos (data e hora da entrevista, nome completo do participante, informações de contato, sexo, data de nascimento e idade);

• características ocupacionais (tempo de serviço como bombeiro ou brigadista, participação no combate a incêndios florestais durante a semana anterior à entrevista, tempo médio diário de exposição ao fogo e condições do equipamento de proteção individual);

• histórico alimentar com foco nas últimas 48 horas (consumo de carne defumada ou vermelha, churrasco, bacon, peixe grelhado, sardinha enlatada, linguiça, bebidas alcóolicas, café, chá e uso de suplementos alimentares);

• situação de saúde autorreferida (boa, regular ou ruim);

• histórico de tabagismo (atual, ex-fumante ou nunca fumou, e presença de fumantes ou ex-fumantes na residência).

Uma cópia do questionário pode ser encontrada no Material Suplementar (Seção S1) - Apêndice A. Todos os dados pessoais foram anonimizados para análise.

Coleta e análise de urina

As amostras de urina foram coletadas pela manhã, após um intervalo mínimo de duas horas desde a última micção dos participantes. Cada participante recebeu um kit de coleta com instruções e um recipiente estéril. As amostras foram rotuladas, mantidas em gelo e congeladas a -10 °C dentro de 48 horas. Em seguida, foram transportadas e armazenadas a -80 °C em alíquotas de 10 mL no Laboratório de Estudos Marinhos e Ambientais da PUC-Rio (LabMAM/PUC-Rio), até a análise.

A metodologia analítica adaptou protocolos estabelecidos¹² com pequenas modificações. As amostras de urina foram submetidas à desconjugação usando β-glucuronidase de Helix pomatia após ajuste para pH 5,0 com tampão acetato. Padrões internos foram adicionados a cada amostra antes da incubação e a extração ocorreu em fase sólida (SPE) usando cartuchos C18 (Waters SEP-PAK VAC C-18, Waters, Milford, MA, Estados Unidos).

Após a eluição e secagem, o extrato foi purificado utilizando cartuchos NH₂ (Waters SEP-PAK VAC 3 cc NH₂, Waters, Milford, MA, Estados Unidos), em seguida, a alíquota foi eluida na mistura de solventes acetonitrilo/água (70:30 v/v). Finalmente, as amostras foram analisadas por cromatografia líquida acoplada a espectrometria de massa em tandem (LC-MS/MS, Agilent Technologies, Santa Clara, Califórnia) após a adição de um padrão interno. Este método permitiu a detecção de doze OH-HPAs (hidrocarbonetos policíclicos aromáticos hidroxilados) em amostras de urina: 1-OH-naftaleno (1-OHNap), 2-OH-naftaleno (2-OHNap), 1-OH-fenantreno (1-OHPhe), 3-OH-fenantreno (3-OHPhe), 4-OH-fenantreno (4-OHPhe), 9-OH-fenantreno (9-OHPhe), 2-OH-fluoreno (2-OHFlu), 9-OH-fluoreno (9-OHFlu), 1-OH-pireno (1-OHPyr), 6-OH-criseno (6-OHChr), 3-OH-benzo[a]pireno (3-OHBaP) e 9-OH-benzo(a)pireno (9-OHBaP).

O método demonstrou um limite de detecção de 0,025 ng/mL, uma taxa de recuperação de 78% e um coeficiente de variação aceitável (8,2%) para medições repetidas.

Amostragem e análise do solo

Vinte e cinco locais representativos em todo o bioma Pantanal foram selecionados para a coleta de amostras de solo na estação seca de 2022 (Figura 1). Esses locais abrangiam áreas rurais e urbanas afetadas pelos incêndios florestais de 2020 e refletiam os diversos tipos de vegetação do bioma. A área de amostragem cobriu aproximadamente 181.213 km². Para garantir amostras representativas, três amostras de solo superficial foram coletadas em cada local usando uma pá de aço descontaminada (15 cm de diâmetro), seguindo protocolos previamente estabelecidos¹³. Um total de 75 amostras foram coletadas e transportadas em recipientes de alumínio previamente limpos para o LabMAM/PUC-Rio. No laboratório, as amostras foram secas, homogeneizadas, peneiradas (<4 mm) e armazenadas a 5°C para análise posterior.

Figura 1
Mapa dos locais de amostragem no Pantanal

A análise de HPA seguiu o protocolo EPA 3545A (SW-846). Aproximadamente 10 g de cada amostra foram extraídos utilizando um sistema Accelerated Solvent Extractor (ASE 200, Thermo Scientific, Alemanha). Os extratos foram então purificados por cromatografia e analisados usando cromatografia gasosa acoplada a espectrometria de massa (GC-MS) de acordo com o método EPA 8270D¹⁴. Esse método permitiu a detecção de dezesseis HPAs, incluindo carcinógenos conhecidos como benzo(a)pireno.

Curvas analíticas com coeficientes de correlação linear superiores a 0,99 garantiram a determinação precisa da concentração de HPA nas amostras. Os limites de detecção (LOD) variaram de 0,15 µg/kg (naftaleno) a 0,48 µg/kg (criseno), com um limite de quantificação (LOQ) de aproximadamente 1,8 µg/kg. Mais detalhes sobre a metodologia podem ser encontrados no Material Suplementar (Seção S2) - Apêndice A.

Estimativa da exposição e avaliação dos riscos para a saúde

Os níveis de ingestão diária total estimada (TEDI) de HPAs foram determinados pela concentração de OH- HPAs nas amostras de urina, utilizando a fórmula descrita em estudos anteriores¹⁵ que consideraram hidroxinaftaleno, fluoreno, fenantreno e pireno. As equações e parâmetros relevantes para a avaliação são fornecidos no Material Suplementar (Seção S2) - Apêndice A.

O risco carcinogênico foi avaliado por meio da concentração equivalente carcinogênica de B[a]P (BaP_EQ^C), considerando sete HPAs que apresentam riscos carcinogênicos. A avaliação realizada neste estudo envolveu equações de estudos anteriores¹⁶. O risco incremental de câncer ao longo da vida (ILCR) foi empregado para estimar os riscos cumulativos ao longo da vida em várias faixas etárias. Para este estudo, os cálculos do ILCR consideraram a ingestão (ILing), a exposição dérmica (ILder) e a exposição por inalação (ILinh), de acordo com a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos¹⁷. As equações detalhadas para todos esses cálculos são fornecidas no Material Suplementar (Seção S2) - Apêndice A.

Análises estatísticas

Todas as análises estatísticas foram realizadas utilizando o software R, versão 4.1.0. (R Core Team 2020) em conjunto com o RStudio (RStudio Team 2015). As concentrações de OH-HPAs para análise descritiva são expressas em ng mL^-1. Cada analito foi quantificado de acordo com a razão da área de pico referenciada à respectiva curva de calibração. Para amostras de solo, os resultados de HPAs são calculados em ng g^-1 com base no peso seco.

Como os dados apresentaram uma distribuição não normal, as correlações entre os compostos-alvo foram analisadas utilizando a análise de correlação de Spearman.

A análise de componentes principais (ACP) foi empregada para a caracterização da fonte de emissão dos componentes químicos. A análise foi realizada em todas as amostras e 20 variáveis, que foram os quatro OH- HPAs detectados nas amostras de urina e os dezesseis HPAs encontrados nas amostras de solo. Os resultados da ACP foram representados pela correlação de elementos químicos e gráfico de agrupamento.

Ética

Este estudo seguiu as diretrizes éticas estabelecidas pelo Ministério da Saúde do Brasil (resoluções CNS 466/2012 e CNS 510/2016) e foi aprovado pela Fundação Oswaldo Cruz (39891620.0.0000.5240), em 23 de dezembro de 2020. Os bombeiros e brigadistas forneceram consentimento informado por escrito.

Resultados

Um total de 60 bombeiros e brigadistas participaram do estudo, fornecendo amostras de urina de referência e respondendo questionários. Os dados demográficos dos participantes estão resumidos na Tabela 1. A maioria dos participantes era do sexo masculino (n = 57). Em relação à experiência no combate a incêndios, 29 trabalhavam entre 1 e 5 anos. A maioria dos participantes (n = 50) era não fumante. Quanto à ingestão alimentar nas 48 horas antes da coleta de urina, 34 consumiram carne vermelha ou defumada, 26 consumiram alguma bebida alcóolica e 50 beberam café. Durante a semana da coleta de urina, 26 estavam ativamente envolvidos no combate a incêndios florestais, enquanto 34 não estavam. O estado de saúde autoavaliado foi majoritariamente positivo, 41 classificaram sua saúde como boa. Enquanto 48 dos bombeiros e brigadistas consideraram os Equipamentos de Proteção Individual (EPI) adequados.

Tabela 1
Características dos bombeiros e brigadistas no presente estudo (n = 60)

Variável	n
Sexo
Masculino	57
Feminino	3
Idade (anos)
≤30	16
30–40	23
>40	21
Tabagismo atual
Sim	10
Não	50
Tempo de serviço como bombeiro (anos)
1–5	29
6–10	17
> 10	14
Informações sobre a dieta (últimas 48 horas)
Carne defumada ou vermelha	34
Álcool	26
Café	50
Trabalhou com queimadas controladas durante a última semana?
Sim	26
Não	34
Autoavaliação da saúde
Boa	41
Regular	17
Ruim	2
Equipamento de Proteção Individual (EPI) adequado?
Sim	48
Não	12

Entre os doze OH-HPAs analisados, quatro foram detectados e quantificados nas amostras de urina de bombeiros e brigadistas (Tabela 2): 1-OHNap, 2-OHNap, 1-OHPyr e 6-OHChr. Esses compostos foram encontrados em pelo menos 85% das amostras, com concentrações de ΣOH-HPAs (soma de 4 OH-HPAs) variando de 1,0 a 67,6 ng mL^-1 e média de 7,1 ng mL^-1. Foi observada uma variação significativa nos níveis de ΣOH-HPAs entre os participantes (p < 0,05). As concentrações medianas foram mais elevadas para o 1-OHNap (4,5 ng mL^-1), seguido do 2-OHNap (1,9 ng mL^-1), 1-OHPyr (1,1 ng mL^-1) e 6-OHChr (0,2 ng mL^-1).

Tabela 2
Concentração de hidróxi hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (OH-HPas) (ng mL-1) na urina dos bombeiros e brigadistas

	Concentração (ng mL-1)	Compostos
		1-OHNap	2-OHNap	1-OHPyr	6-OHChr
Geral	Percentil 25	0,58	0,63	0,92	0,16
	Mediana	4,55	1,91	1,13	0,20
	Percentil 75	5,40	2,56	1,23	0,22
	Média (DP*)	2,00 (4,50)	1,03 (1,52)	1,01 (0,24)	0,19 (0,03)
	Intervalo	0,03;53,09	0,03;12,44	0,80;2,00	0,15; 0,32
	FD** (%)	86,7	85,0	96,7	96,7
Fumantes	Percentil 25	1,09	1,40	1,12	0,16
	Mediana	2,03	2,75	1,37	0,20
	Percentil 75	3,40	4,09	1,69	0,22
	Média (DP*)	2,61 (1,62)	3,03 (1,81)	1,42 (0,37)	0,19 (0,03)
	Intervalo	0,93;5,21	0,63;5,91	0,96;2,00	0,15;0,25
	FD** (%)	100,0	100,0	100,0	100,0
Não fumantes	Percentil 25	0,45	0,51	0,90	0,16
	Mediana	1,21	0,91	1,00	0,19
	Percentil 75	5,55	2,13	1,10	0,21
	Média (DP*)	3,39 (1,06)	1,70 (0,73)	1,07 (0,27)	0,20 (0,04)
	Intervalo	0,03;13,46	0,02;12,43	0,80;1,97	0,14; 0,32
	FD** (%)	87,7	85,8	97,9	93,8

• *DP Desvio padrão
• **FD: frequência de detecção

É importante observar que a ΣOH- HPAs é amplamente influenciada pela concentração de OH-Naps, que constituiu entre 20,2% e 96,8% do total de OH- HPAs em nossa população de estudo. Essa ampla variação destaca o domínio dos OH-Naps na carga total dos metabólitos medidos e sugere que as diferenças observadas nos níveis de ΣOH- HPAs entre os participantes refletem principalmente variações nas concentrações de OH-Naps.

Os fumantes apresentaram níveis significativamente mais elevados de 2-OHNap em comparação com os não fumantes (3,0 vs. 1,7 ng mL^-1, p < 0,05) e um nível mais elevado, mas não estatisticamente significativo, de 1-OHPyr (1,4 vs. 1,0 ng mL^-1, p > 0,05). Embora participantes do sexo feminino apresentassem concentrações de 1-OHNap ligeiramente mais elevadas em relação ao masculino (5,7 vs. 4,5 ng mL^-1, p < 0,05), esta diferença deve ser interpretada com cautela devido ao número muito limitado de participantes do sexo feminino no estudo (n = 3). Entre os participantes envolvidos em queimadas controladas, os não fumantes apresentaram níveis mais elevados de Σ4OH- HPAs (11,2 ng mL^-1) do que os fumantes (8,6 ng mL^-1).

Para avaliar os níveis de exposição e os riscos à saúde associados aos OH- HPAs, foi calculado o TEDI, com valores medianos de 3,9×10^-1μg dia^-1 para MS e 4^,42×10^-4μg dia^-1 para MT. O principal contribuinte para o TEDI foi o 1-OHPyr, responsável por 67-86% do total. O metabólito carcinogênico 3-OH-BaP não foi detectado em nenhuma amostra.

As amostras de solo superficial apresentaram todos os 16 HPAs analisados (Tabela 3), com concentrações variando de 3,1 a 345,7 ng g^-1 e uma média de 48,4 ng g^-1. Phe, Nap, Per e Flt foram os HPAs mais abundantes. O HPA cancerígeno B[a]P teve baixa frequência de detecção (38%) e concentração média (0,7±0,6 ng g^-1), abaixo dos limites estabelecidos na legislação brasileira¹⁸. A análise dos homólogos de HPAs revelou a maior proporção de HPAs de 3 anéis aromáticos, seguidos pelos compostos de 4, 5, 2 e 6 anéis.

Tabela 3
Concentração de hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) no solo superficial coletado no bioma do Pantanal, 2022 (ng g-1)

Composto	Percentil 25	Mediana	Percentil 75	Média (DP*)	Intervalo	FD** (%)
Nap	1,4	2,7	6,4	9,2 (11,2)	0,3; 75,0	45
DBT	1,7	1,7	1,8	1,7 (0,1)	1,3; 1,9	66
Phe	1,0	3,6	9,5	12,5 (14,5)	0,2; 130,5	72
Ant	0,2	0,9	1,8	1,1 (0,9)	0,1; 3,6	26
Flt	0,3	1,1	5,3	3,8 (4,6)	0,1; 19,8	19
Pyr	0,7	1,5	4,0	3,6 (3,5)	0,1; 22,3	68
B[a]A	0,9	2,1	4,4	3,0 (2,3)	0,1; 18,6	64
Chr	0,6	1,5	3,9	2,6 (2,2)	0,1; 14,4	62
B[b+j]F	0,5	0,9	1,4	1,3 (0,8)	0,1; 8,5	68
B[k]F	0,2	0,8	1,4	1,2 (1,0)	0,1; 8,7	55
B[e]P	0,1	0,6	0,8	0,8 (0,7)	0,1; 6,5	49
B[a]P	0,1	0,3	1,4	0,7 (0,6)	0,1; 2,5	38
Per	0,4	1,8	6,9	4,5 (4,3)	0,1; 21,2	53
IdP	0,3	0,4	0,7	0,8 (0,6)	0,2; 5,8	66
DB[ah]A	0,2	0,3	0,4	0,4 (0,3)	0,2; 1,5	21
B[ghi]Per	0,3	1,1	1,6	1,1 (0,8)	0,1; 4,7	70

• *DP Desvio padrão
• **FD: frequência de detecção

Foram encontradas fortes correlações de Pearson entre os HPAs de 4-5 anéis (Figura S3, >0,8), particularmente Chr com B[b]F (0,9) e B[e]P (0,8). Foram observadas correlações fracas entre os OH-HPAs e seus HPAs parentais, com 1-OHNap e 2-OHNap apresentando baixa correlação com Nap (0,1 e 0,2, respectivamente). As razões diagnósticas (Ant/(Ant+Phe), BaA/(BaA+Chr), IdP/(IdP+B[ghi]P))¹⁹ indicaram fontes pirogênicas e de combustão para os HPAs detectados.

Figura S3
Coeficiente de Pearson para a concentração de OH-HPA na urina de bombeiros e brigadistas e resultados de HPAs em amostras de solo

O carcinogênico equivalente (BaPEq) foi calculado para amostras de solo, revelando riscos de exposição variando de 0,02 a 8,0 ng g^-1 em MS e 0,01 a 2,5 ng g^-1 em MT (Figura S2), todos abaixo dos limites legais brasileiros¹⁸. O ILCR para adultos, considerando ingestão, inalação e contato dérmico, foi em média de 7,1×10^-6para amostras coletadas em MS e 1,4×10^-6 para MT, com 48% dos locais excedendo os limites regulatórios canadenses²⁰. O ILCR mais alto foi registrado próximo a uma rodovia em MS (5,2×10^-5), enquanto o mais baixo foi registrado em uma área turística (8,3×10^-8).

Figura S2
Valores de BaPEq e ILCR observados em solos coletados no bioma Pantanal nos estados de MS e MT

A ACP identificou quatro componentes que explicam 78,2% da variação nos dados de HPAs e OH-HPAs. O CP1 (44,3%) foi associado a Chr, B[b]F, Pyr e B[e]P, indicando fontes mistas de combustão de madeira e atividades de mineração. O CP2 (18,2%) correlacionou-se com Flt, Phe, 6-OHChr, 1-OHPyr e Nap, sugerindo fontes de combustão de petróleo. O PC3 (9,2%) foi impulsionado por emissões frescas de HPAs, possivelmente provenientes da alimentação e da poluição atmosférica local. O PC4 (6,5%) refletiu as contribuições da combustão de combustíveis fósseis.

Discussão

Este é o primeiro estudo no Brasil a avaliar os OH- HPAs na urina de bombeiros e brigadistas como biomarcadores da exposição a HPAs. O estudo oferece uma avaliação detalhada da exposição dos bombeiros e brigadistas aos HPAs, revelando uma variabilidade considerável influenciada pelo tabagismo e pelas atividades ocupacionais. Entre 60 participantes, predominantemente do sexo masculino, quatro OH- HPAs (1-OHNap, 2-OHNap, 1-OHPyr e 6-OHChr) foram detectados nas amostras de urina de forma consistente, com diferenças individuais significativas. Os fumantes apresentaram níveis mais elevados de 2-OHNap, indicando modificadores-chave da exposição. Níveis elevados também foram associados a queimadas controladas, destacando os riscos ocupacionais. A análise do solo confirmou fontes pirogênicas de HPAs com risco carcinogênico geralmente baixo de acordo com as diretrizes brasileiras, embora os pontos críticos do ILCR tenham excedido os limites internacionais de segurança. A análise multivariada sugeriu fontes de exposição mistas, incluindo combustão de madeira, petróleo e alimentação.

As condições operacionais durante incêndios florestais geralmente envolvem ambientes remotos e com recursos limitados, expondo os trabalhadores a fatores de estresse físico e psicológico, como longas jornadas de trabalho, água limitada e descanso inadequado. Embora a disponibilidade de EPIs fosse considerada adequada, foram observados problemas com conforto e equipamentos pesados para serem carregados. De acordo com estudos anteriores, o EPI inadequado pode contribuir potencialmente para lesões por esforço repetitivo (LER) e distúrbios musculoesqueléticos relacionados ao trabalho (DORT)²¹. Garantir a saúde e a segurança dos bombeiros e brigadistas é crucial para uma resposta eficaz ao combate aos incêndios florestais.

Amostras de urina foram coletadas no início do treinamento, que incluía queimadas controladas, antes do pico da temporada de incêndios florestais. Os metabólitos mais prevalentes foram 1-OHNap, 2-OHNap, 1-OHPyr e 6-OHChr, cada um encontrado em mais de 85% das amostras. Em comparação com os dados de 26 cidades chinesas²², as taxas de detecção neste estudo foram mais elevadas. Assim, Huang e colaboradores²²observaram detecções mais baixas do que o presente estudo. Os fumantes apresentaram níveis levemente elevados de 2-OHNap e 1-OHPyr (Figura S1). Embora as mulheres apresentassem níveis mais elevados de 1-OHNap, o pequeno número de participantes do sexo feminino (n = 3) impediu a análise estatística.

Figura S1
Boxplot da concentração de OH-HPA na urina de bombeiros e brigadistas, para fumantes vs. não fumantes, e mulheres vs. homens

OH- HPAs de baixo peso molecular, particularmente OH-Naps, foram predominantes, consistentes com associações conhecidas com o tabagismo e emissões veiculares²³. Em comparação com um estudo alemão²⁴ que relatou concentração de 1-OHNap basal de 0,14 ng mL^-1, o presente estudo mostrou uma média de 4,55 ng mL^-1 — possivelmente refletindo diferenças na dieta e no estilo de vida, incluindo o alto consumo de carne vermelha da população residente do Pantanal.

O TEDI dos OH- HPAs foi calculado para avaliar a exposição geral e os riscos potenciais para a saúde. O 1-OHPyr foi o principal contribuinte, representando 67-86% dos valores totais do TEDI, que variaram de 2,95×10^-4 µg dia^-1 para os participantes do MT a 3,34×10^-4 µg dia^-1 para o MS. Os valores de TEDI variam de acordo com o composto, a população e a fonte de exposição. Atualmente, não existe valor de TEDI referência para OH- HPAs devido à variabilidade na exposição e toxicidade que cada indivíduo pode enfrentar. O valor médio do TEDI para bombeiros sul-coreanos envolvidos no combate a incêndios²⁵foi mais alto (1,0 µg dia^-1) do que o presente estudo, destacando a exposição a HPAs durante o processo de combate a incêndios e os riscos potenciais à saúde decorrentes da exposição ocupacional a HPAs.

Para complementar os dados de exposição humana, foram coletadas amostras do solo superficial em 25 locais no bioma Pantanal. Todos os 16 HPAs alvo foram detectados, com níveis de concentração total inferiores aos das amostras de cinzas de solo pós-incêndio florestal de 2020²⁶ no mesmo bioma. O fenantreno, o HPA mais abundante, permaneceu bem abaixo do limite de estabelecido para solo brasileiro (12,5 ng g^-1 versus 3.300 ng g^-1)¹⁹. No entanto, um estudo anterior encontrou prevalência de Phe em solos florestais²⁷. O naftaleno apresentou níveis elevados, provavelmente ligados a incêndios recentes, sua alta volatilidade e presença ambiental generalizada²⁸. Os níveis de Nap são considerados notavelmente elevados em solos com histórico recente de incêndios. Como um dos HPAs de baixo peso molecular, o Nap é amplamente encontrado em produtos de consumo e aplicações comerciais, e frequentemente existe no ambiente devido à sua elevada volatilidade em contraste com outras formas isoméricas²⁹. O perileno (média = 4,5 ng g^-1 – Tabela 3) pode indicar entrada biogênica³⁰, enquanto o BaP raramente foi detectado e permaneceu abaixo dos limites regulatórios, incluindo as diretrizes canadenses (600 ng g^-1)²⁰.

As correlações de Pearson indicam que os HPAs de 4–5 anéis provavelmente compartilham fontes locais comuns, notadamente a deposição de partículas atmosféricas de incêndios florestais, consistente com descobertas anteriores³¹. As fortes correlações entre Nap, Chr e Pyr estão alinhadas com estudos que relacionam esses compostos à queima de biomassa e combustão de detritos³¹.

Embora os metabólitos de HPAs de alto peso molecular sejam excretados principalmente pelas fezes e os de baixo anel pela urina³², foram encontradas correlações fracas entre os HPAs e seus metabólitos urinários, mesmo para HPAs de baixo peso molecular, como o Nap. Isso pode refletir fontes de emissão diferentes para os HPAs do solo e aqueles que detectados na urina.

As razões diagnósticas (por exemplo, Ant/(Phe+Ant), B[a]A/(Chr+B[a]A), IdP/(IdP+B[ghi]P)) sugerem fontes mistas de HPAs, incluindo entradas atmosféricas pirogênicas e de combustão direta. As contribuições dos incêndios florestais para os HPAs do solo superficial no Pantanal foram evidentes.

As concentrações de BaPEq variaram de 0,2 a 1,1 ng g^-1, com os valores mais altos próximos às rodovias, provavelmente devido às emissões veiculares combinadas com incêndios florestais. Concentrações mais baixas foram observadas em áreas turísticas, locais que podem apresentar práticas de conservação. Dado o uso agrícola e pecuário das áreas circundantes deste bioma, de maneira geral, o acúmulo de HPAs pode representar riscos ecológicos e à saúde humana, justificando maior atenção à exposição carcinogênica no bioma Pantanal.

O ILCR é uma métrica fundamental para avaliar os possíveis riscos de câncer decorrentes da exposição aos HPAs. Os valores médios do ILCR de 7,1×10^-6 (MS) e 1,4×10^-6 (MT) sugerem preocupações claras com a saúde a longo prazo. Esses resultados destacam a necessidade de estratégias de mitigação de riscos.

Para a ACP, o CP1 (44,3%) estava relacionado à mineração, combustão de madeira e fontes pirogênicas, consistente com a extração regional de ouro e ferro³³, práticas de queimadas, aumento dos incêndios florestais e uso de fogões a lenha. O CP2 (18,2%) refletiu as emissões de veículos e gás natural, influenciadas pelo uso generalizado de carros e motocicletas²⁹. O CP3 (9,2%) foi dominado por OH- HPAs (por exemplo, 1-OHNap, 2-OHNap), sugerindo exposição recente a HPAs por ingestão alimentar³⁴ou pela respiração da poluição atmosférica local. O CP4 (6,5%) foi associado a HPAs de alto peso molecular provenientes da combustão de combustíveis fósseis, provavelmente ligados ao tráfego intenso de veículos pesados, incluindo caminhões, ônibus e tratores. O tráfego de caminhões e ônibus, bem como o uso de tratores nas terras pantaneiras, é habitual na região. Isso reforça o papel das atividades antropogênicas, particularmente aquelas associadas à queima de combustíveis fósseis, na formação das distribuições de HPAs neste bioma.

Esses resultados indicam múltiplas fontes de combustão que contribuem para a contaminação por HPA no Pantanal, incluindo queima de biomassa e combustíveis fósseis. Pesquisas futuras devem incorporar análises temporais e espaciais para compreender melhor a dinâmica das fontes e orientar os esforços de mitigação.

Limitações do estudo

Este estudo é o primeiro entre bombeiros e brigadistas brasileiros a avaliar metabólitos de HPA na urina, mas é limitado pelo tamanho da amostra (n = 60), o que pode restringir a generalização dos resultados. O número de mulheres no estudo foi consideravelmente menor do que o número de homens (5% dos participantes), tornando inviável a estratificação por sexo devido ao pequeno tamanho da amostra de participantes do sexo feminino. No entanto, as diferenças metabólicas entre homens e mulheres poderiam potencialmente levar a resultados distintos entre esses grupos. As informações autorrelatadas sobre dieta e estilo de vida nas 48 horas anteriores à coleta de urina introduzem viés de memória e imprecisões, afetando potencialmente a avaliação da exposição a HPAs provenientes de alimentos e bebidas. Além disso, a duração das atividades de combate a incêndios foi relatada de forma imprecisa, pois os participantes não conseguiram lembrar com precisão o número de horas dedicadas ao combate à queima controlada, reduzindo a caracterização da exposição à fumaça.

Cada participante forneceu apenas uma amostra de urina, representando a composição de OH-HPAs em um único momento, devido a restrições logísticas, já que os bombeiros e brigadistas priorizam o trabalho em detrimento da pesquisa. Os valores de TEDI, baseados exclusivamente nas concentrações de metabólitos de HPAs na urina, podem subestimar os níveis reais de exposição, destacando a necessidade de métodos adicionais, como ensaios celulares, para avaliar os riscos à saúde.

A análise da composição de HPA em amostras de solo ofereceu informações valiosas sobre a distribuição e as fontes de HPAs nas áreas de estudo. No entanto, são necessárias mais estudos para explorar as implicações da exposição aos HPAs e os riscos associados à saúde humana e ao meio ambiente.

Conclusão

Os bombeiros e brigadistas brasileiros que participaram forneceram dados de referência cruciais, revelando um consumo significativo de alimentos e bebidas que contêm HPAs, como carne vermelha ou defumada e café, contribuindo potencialmente para os níveis de exposição de fundo. A análise da urina detectou quatro principais OH-HPAs, sendo o 1-OHNap o mais prevalente. Fumantes apresentaram concentrações ligeiramente elevadas de OH- HPAs. O TEDI destacou riscos potenciais à saúde, com o 1-OHPyr contribuindo significativamente para a ingestão total, indicando que o estilo de vida e as condições ambientais podem aumentar a exposição aos HPAs além dos níveis ocupacionais.

A análise do solo identificou contribuições de HPAs principalmente por conta de atividades de mineração e incêndios florestais. O BaPEq e o ILCR revelaram níveis preocupantes de riscos à saúde a longo prazo. A análise meticulosa dos dados forneceu elementos a respeito das fontes, da variabilidade dos PAs e dos riscos à saúde. É imprescindível explorar mais medidas de mitigação e fortalecer a legislação nacional para lidar com a contaminação por HPAs e proteger a saúde dos bombeiros e brigadistas.

Agradecimentos

Os autores agradecem aos governos dos estados de Mato Grosso e Mato Grosso do Sul, ao Corpo de Bombeiros Militar do Estado de Mato Grosso, ao Centro Nacional de Prevenção e Combate aos Incêndios Florestais (Prevfogo/IBAMA), à Universidade Estadual de Mato Grosso (UNEMAT) e à Universidade Federal de Mato Grosso (UFMT). Os autores agradecem a Centro de Pesquisas, Desenvolvimento e Inovação Leopoldo Américo Miguez de Mello (Cenpes), onde foram realizadas as análises de OH-HPAs.

Referências

• ¹ International Agency for Research on Cancer. Occupational exposure as a firefighter. Lyon: IARC; 2023. (IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans; vol. 132).
• ² Demers PA, DeMarini DM, Fent KW, Glass DC, Hansen J, Adetona O, et al. Carcinogenicity of occupational exposure as a firefighter. Lancet Oncol. 2022 Aug;23(8):985-6. https://doi.org/10.1016/S1470-2045 (22)00390-4
  » https://doi.org/10.1016/S1470-2045 (22)00390-4
• ³ Marengo JA, Cunha AP, Cuartas LA, Deusdará Leal KR, Broedel E, Seluchi ME, et al. Extreme drought in the Brazilian Pantanal in 2019-2020: characterization, causes, and impacts. Front Water. 2021;3(February):639204. https://doi.org/10.3389/frwa.2021.639204
  » https://doi.org/10.3389/frwa.2021.639204
• ⁴ Lázaro WL, Oliveira-Júnior ES, Silva CJ, Castrillon SK, Muniz CC. Climate change reflected in one of the largest wetlands in the world: an overview of the Northern Pantanal water regime. Acta Limnol Bras. 2020;32:1-8. https://doi.org/10.1590/s2179-975x7619
  » https://doi.org/10.1590/s2179-975x7619
• ⁵ Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais. Programa Queimadas. Monitoramento dos focos ativos por estado, região ou bioma. Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais; 2024 [citado 31 jan 2024]. Acesso em: http://terrabrasilis.dpi.inpe.br/queimadas/situacao-atual/estatisticas/estatisticas_estados/
  » http://terrabrasilis.dpi.inpe.br/queimadas/situacao-atual/estatisticas/estatisticas_estados/
• ⁶ Barros B, Oliveira M, Morais S. Firefighters' occupational exposure: contribution from biomarkers of effect to assess health risks. Environ Int. 2021 Nov;156:106704. https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.106704
  » https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.106704
• ⁷ Barros B, Oliveira M, Morais S. Urinary biohazard markers in firefighters. Adv Clin Chem. 2021;105:243-319. https://doi.org/10.1016/bs.acc.2021.02.004
  » https://doi.org/10.1016/bs.acc.2021.02.004
• ⁸ Morgan MK, Jones PA, Sobus JR, Chuang JC, Wilson NK. Using urinary biomarkers to evaluate polycyclic aromatic hydrocarbon exposure in 126 preschool children in Ohio. Int J Environ Health Res. 2015;25(6):628-39. https://doi.org/10.1080/09603123.2014.1003039
  » https://doi.org/10.1080/09603123.2014.1003039
• ⁹ Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Toxicity of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs): routes of exposure for PAHs? Agency for Toxic Substances and Disease Registry; 2009.
• ¹⁰ Oliveira M, Slezakova K, Delerue-Matos C, Pereira MC, Morais S. Children environmental exposure to particulate matter and polycyclic aromatic hydrocarbons and biomonitoring in school environments: a review on indoor and outdoor exposure levels, major sources and health impacts. Environ Int. 2019 Mar;124:180-204. https://doi.org/10.1016/j.envint.2018.12.052
  » https://doi.org/10.1016/j.envint.2018.12.052
• ¹¹ Health Canada. Fourth report on human biomonitoring of environmental chemicals in Canada. V. Cycle 4 (2014-2015); 2017 [citado 6 fev 2024]. Disponível em: https://www.canada.ca/en/health-canada/services/environmental-workplace-health/reports-publications/environmental-contaminants/fourth-report-human-biomonitoring-environmental-chemicals-canada.html
  » https://www.canada.ca/en/health-canada/services/environmental-workplace-health/reports-publications/environmental-contaminants/fourth-report-human-biomonitoring-environmental-chemicals-canada.html
• ¹² Fernández SF, Pardo O, Hernández CS, Garlito B, Yusà V; BIOVAL task force. Children's exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons in the Valencian Region (Spain): urinary levels, predictors of exposure and risk assessment. Environ Int. 2021 Aug;153:106535. https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.106535
  » https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.106535
• ¹³ Fang T, Verma V, Guo H, King LE, Edgerton ES, Weber RJ. A semi-automated system for quantifying the oxidative potential of ambient particles in aqueous extracts using the dithiothreitol (DTT) assay: results from the Southeastern Center for Air Pollution and Epidemiology (SCAPE). Atmos Meas Tech. 2015;8(1):471-82. https://doi.org/10.5194/amt-8-471-2015
  » https://doi.org/10.5194/amt-8-471-2015
• ¹⁴ United States Environmental Protection Agency. Method 8270D: semivolatile organic compounds by gas chromatography. Washington, DC: US EPA; 2014.
• ¹⁵ Guo Y, Senthilkumar K, Alomirah H, Moon HB, Minh TB, Mohd MA, et al. Concentrations and profiles of urinary polycyclic aromatic hydrocarbon metabolites (OH-PAHs) in several Asian countries. Environ Sci Technol. 2013 Mar;47(6):2932-8. https://doi.org/10.1021/es3052262
  » https://doi.org/10.1021/es3052262
• ¹⁶ United States Environmental Protection Agency. TEQ Calculation - BaP. United States. Environmental Protection Agency; 2016.
• ¹⁷ United States Environmental Protection Agency. Risk assessment guidance for superfund. Office of Superfund Remediation and Technology Innovation Environmental Protection Agency. 2009 [citado 20 jan 2024]. (v. 1: Human Health Evaluation Manual (Part F, Supplemental Guidance for Inhalation Risk Assessment). Disponível: https://www.epa.gov/risk/risk-assessment-guidance-superfund-rags-part-f
  » https://www.epa.gov/risk/risk-assessment-guidance-superfund-rags-part-f
• ¹⁸ Ministério do Meio Ambiente (BR). Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução 420, de 28 de dezembro de 2009. Dispõe sobre critérios e valores orientadores de qualidade do solo quanto à presença de substâncias químicas e estabelece diretrizes para o gerenciamento ambiental de áreas contaminadas por essas substâncias em decorrência de atividades antrópicas. Brasília, DF: Conselho Nacional do Meio Ambiente; 2009.
• ¹⁹ Tobiszewski M, Namiesnik J. PAH diagnostic ratios for the identification of pollution emission sources. Environ Pollut. 2012 Mar;162:110-9. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2011.10.025
  » https://doi.org/10.1016/j.envpol.2011.10.025
• ²⁰ Canadian Council of Ministers of the Environment. Canadian environmental quality guidelines summary table. Winnipeg: Canadian Council of Ministers of the Environment; 2021 [citado 22 nov 2021]. Acesso em: https://ccme.ca/en/summary-table
  » https://ccme.ca/en/summary-table
• ²¹ Kodom-Wiredu JK. The relationship between firefighters' work demand and work-related musculoskeletal disorders: the moderating role of task characteristics. Saf Health Work. 2019 Mar;10(1):61-6. https://doi.org/10.1016/j.shaw.2018.05.004
  » https://doi.org/10.1016/j.shaw.2018.05.004
• ²² Huang S, Li Q, Liu H, Ma S, Long C, Li G, et al. Urinary monohydroxylated polycyclic aromatic hydrocarbons in the general population from 26 provincial capital cities in China: Levels, influencing factors, and health risks. Environ Int. 2022 Feb;160:107074. https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.107074
  » https://doi.org/10.1016/j.envint.2021.107074
• ²³ Hoseini M, Nabizadeh R, Delgado-Saborit JM, Rafiee A, Yaghmaeian K, Parmy S, et al. Environmental and lifestyle factors affecting exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons in the general population in a Middle Eastern area. Environ Pollut. 2018 Sep;240:781-92. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2018.04.077
  » https://doi.org/10.1016/j.envpol.2018.04.077
• ²⁴ Taeger D, Koslitz S, Käfferlein HU, Pelzl T, Heinrich B, Breuer D, et al. Exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons assessed by biomonitoring of firefighters during fire operations in Germany. Int J Hyg Environ Health. 2023 Mar;248:114110. https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2023.114110
  » https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2023.114110
• ²⁵ Lee NM, Tadesse AW, Ekpe OD, Lee SY, Kwon JW, Kim W, et al. Assessment of PAH exposure and health risks among South Korean firefighters based on urinary PAH metabolites. Chemospher e. 2024 Apr;353:141429. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2024.141429
  » https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2024.141429
• ²⁶ Caumo S, Lázaro WL, Oliveira ES Jr, Beringui K, Gioda A, Massone CG, et al. Human risk assessment of ash soil after 2020 wildfires in Pantanal biome (Brazil). Air Qual Atmos Health. 2022;15(12):2239-54. https://doi.org/10.1007/s11869-022-01248-2
  » https://doi.org/10.1007/s11869-022-01248-2
• ²⁷ Kieta KA, Owens PN, Petticrew EL. Post-wildfire contamination of soils and sediments by polycyclic aromatic hydrocarbons in north-central British Columbia, Canada. Int J Wildland Fire. 2023 Jun;32(7):1071-88. https://doi.org/10.1071/WF22211
  » https://doi.org/10.1071/WF22211
• ²⁸ Vergnoux A, Malleret L, Asia L, Doumenq P, Theraulaz F. Impact of forest fires on PAH level and distribution in soils. Environ Res. 2011 Feb;111(2):193-8. https://doi.org/10.1016/j.envres.2010.01.008
  » https://doi.org/10.1016/j.envres.2010.01.008
• ²⁹ Oliveira M, Slezakova K, Alves MJ, Fernandes A, Teixeira JP, Delerue-Matos C, et al. Firefighters' exposure biomonitoring: impact of firefighting activities on levels of urinary monohydroxyl metabolites. Int J Hyg Environ Health. 2016 Nov;219(8):857-66. https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2016.07.011
  » https://doi.org/10.1016/j.ijheh.2016.07.011
• ³⁰ Opuene K, Agbozu IE, Ekeh LE. Identification of perylene in sediments: occurrence and diagenetic evolution. Int J Environ Sci Technol. 2007;4(4):457-62. https://doi.org/10.1007/BF03325981
  » https://doi.org/10.1007/BF03325981
• ³¹ Campos I, Abrantes N. Forest fires as drivers of contamination of polycyclic aromatic hydrocarbons to the terrestrial and aquatic ecosystems. Curr Opin Environ Sci Health. 2021;24:100293. https://doi.org/10.1016/j.coesh.2021.100293
  » https://doi.org/10.1016/j.coesh.2021.100293
• ³² Ramesh A, Walker SA, Hood DB, Guillén MD, Schneider K, Weyand EH. Bioavailability and risk assessment of orally ingested polycyclic aromatic hydrocarbons. Int J Toxicol. 2004;23(5):301-33. https://doi.org/10.1080/10915810490517063
  » https://doi.org/10.1080/10915810490517063
• ³³ May Júnior JA, Quigley H, Hoogesteijn R, Tortato FR, Devlin A, Carvalho Júnior RM et al. Mercury content in the fur of jaguars (Panthera onca) from two areas under different levels of gold mining impact in the Brazilian Pantanal. An Acad Bras Cienc. 2018;90(2):2129-2139. https://doi.org/10.1590/0001-3765201720170190
  » https://doi.org/10.1590/0001-3765201720170190
• ³⁴ Sun Y, Wu S, Gong G. Trends of research on polycyclic aromatic hydrocarbons in food: A 20-year perspective from 1997 to 2017. Trends Food Sci Technol. 2019;83:86-98. https://doi.org/10.1016/j.tifs.2018.11.015
  » https://doi.org/10.1016/j.tifs.2018.11.015

Referências

• ¹ United States Environmental Protection Agency. Method 3545A (SW-846): Pressurized Fluid Extraction (PFE). Washington, DC: United States Environmental Protection Agency; 2007.
• ² Guo Y, Senthilkumar K, Alomirah H, Moon HB, Minh TB, Mohd MA, et al. Concentrations and profiles of urinary polycyclic aromatic hydrocarbon metabolites (OH-PAHs) in several Asian countries. Environ Sci Technol. 2013;47(6):2932-8. https://doi.org/10.1021/es3052262
  » https://doi.org/10.1021/es3052262
• ³ Peng M, Lu S, Yu Y, Liu S, Zhao Y, Li C, et al. Urinary monohydroxylated polycyclic aromatic hydrocarbons in primiparas from Shenzhen, South China: levels, risk factors, and oxidative stress. Environmental Pollution. 2020 Apr;259:113854. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.113854
  » https://doi.org/10.1016/j.envpol.2019.113854
• ⁴ Li Y, Taffner T, Bischoff M, Niemeyer B. Test gas generation from pure liquids: an application-oriented overview of methods in a nutshell. J Chem Eng. 2012 Feb;2012(1):417029. https://doi.org/10.1155/2012/417029
  » https://doi.org/10.1155/2012/417029
• ⁵ Bortey-Sam N, Ikenaka Y, Nakayama SMM, Akoto O, Yohannes YB, Baidoo E, et al. Occurrence, distribution, sources and toxic potential of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in surface soils from the Kumasi Metropolis, Ghana. Sci Total Environ. 2014;496:471-8. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.07.071
  » https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2014.07.071
• ⁶ Xia Z, Duan X, Tao S, Qiu W, Liu D, Wang Y, et al. Pollution level, inhalation exposure and lung cancer risk of ambient atmospheric polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in Taiyuan, China. Environmental Pollution. 2013;173:150-6. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2012.10.009
  » https://doi.org/10.1016/j.envpol.2012.10.009
• ⁷ Nisbet ICT, Lagoy PK. Toxic Equivalency Factors (TEFs) for Polycyclic Aromatic Hydrocarbons (PAHs). Regul Toxicol Pharmacol. 1992;16(3):290-300. https://doi.org/10.1016/0273-2300 (92)90009-X
  » https://doi.org/10.1016/0273-2300 (92)90009-X
• ⁸ United States Environmental Protection Agency. Provisional guidance for quantitative risk assessment of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH). Washington, DC: US Envieronmental Protection Agency;1993.
• ⁹ Peng C, Chen W, Liao X, Wang M, Ouyang Z, Jiao W, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons in urban soils of Beijing: Status, sources, distribution and potential risk. Environ Pollut. 2011;159(3):802-8. https://doi.org/10.1016/j.envpol.2010.11.003
  » https://doi.org/10.1016/j.envpol.2010.11.003

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  Os dados brutos desta pesquisa não estão disponíveis publicamente devido às restrições éticas previstas no protocolo aprovado pelo Comitê de Ética em Pesquisa da Fundação Oswaldo Cruz (parecer nº 4.484.010/2020), que não autoriza o reuso da base de dados nem sua disponibilização em repositório aberto. Todos os dados coletados foram devidamente anonimizados antes da análise, de modo a impedir a identificação dos participantes. Entretanto, conforme estabelecido no Termo de Consentimento Livre e Esclarecido (TCLE), os dados são armazenados em local seguro, com acesso restrito exclusivamente à equipe de pesquisa, e destinados apenas ao alcance dos objetivos previamente aprovados. A preservação dos dados é realizada em servidores institucionais protegidos por senha e mecanismos de segurança digital, assegurando confidencialidade e integridade até o prazo regulamentar estabelecido pela instituição e pela Comissão Nacional de Ética em Pesquisa (CONEP).
• Declaração sobre o uso de Inteligência Artificial:
  Os autores declaram que não foram utilizadas ferramentas de inteligência artificial para a elaboração do artigo.
• Apresentação do estudo em evento científico:
  Os autores declaram que o estudo não foi apresentado em evento científico.
• Financiamento:
  Este trabalho foi apoiado pelo Fundo Nacional de Saúde do Ministério da Saúde por meio de um Termo de Execução Descentralizada (TED) para a Fundação Oswaldo Cruz (TED Nº 50/2021), pelo Conselho Nacional de Pesquisa e Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq) e pela Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado do Rio de Janeiro (FAPERJ) para a bolsa atual (Concessão 400724/2023-5 - Pós-doutorado Júnior) e pela Fundação Oswaldo Cruz para a concessão anterior (Programa Inova Fiocruz de 2021 a 2023). Este trabalho foi apoiado pelo Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq) (Processo 422782/2021-1 e Processo 312901/2021-6) e pela FAPERJ (Processo E-26/210.594/2023 - Programa de Apoio à Fixação de Jovens Doutores no Brasil).

Apêndice A

Seção S1 – Questionário aplicado aos bombeiros e brigadistas

Questionário para Coleta de Urina – Bombeiros e brigadistas/2022

Data da entrevista:___/___/____	Horário de início da entrevista___:___
Nome do entrevistador:
Nome da brigada:
Nome completo do entrevistado:
Telefone de contato:
E-mail:

A entrevista foi realizada no dia da coleta da amostra de urina

Características pessoais e ambiente de trabalho
1	Gênero:	1. ( ) Masculino					2. ( ) Feminino
2	Data de nascimento:	__________/__________/__________ Idade: _____________________
3	Há quanto tempo você atua como bombeiro/brigadista?	_________________
Histórico semanal do participante
4	Nas últimas 48 horas, você comeu algum destes alimentos: (Marque quantas alternativas quiser)	( ) Carne defumada ou vermelha ( ) Churrasco ( ) Bacon ( ) Óleo de coco ( ) Peixe grelhado	( ) Sardinha defumada enlatada ( ) Caranguejo ( ) Pizza ( ) Linguiça ( ) Pipoca							( ) Outro alimento queimado. Qual? ______________
5	Você consumiu bebida alcóolica nas últimas 48 horas?	( ) Sim						( ) Não
6	Nas últimas 48 horas você bebeu:	( ) Café ( ) Chá			( ) Licor ( ) Rum						( ) Uísque ( ) Guaraná em pó
7	Você consumiu algum suplemento alimentar nas últimas 48 horas?	( ) Sim			( ) Não						Qual? _________
8	Como você avalia sua saúde?	( ) Boa			( ) Regular						( ) Ruim
9	Nesta semana, entre segunda-feira e hoje, você participou de algum combate a incêndios? Quantos dias?	( ) Sim._____________						( ) Não
10	Você irá combater incêndios florestais hoje? Se sim, onde?	( ) Sim._____________						( ) Não
11	Em média, por quanto tempo você fica exposto ao fogo durante um dia de trabalho?	________________________________________________
12	Você sente dor ao urinar?	( ) Sim						( ) Não
13	Você está sem urinar há mais de 2 horas?	( ) Sim						( ) Não
Tabagismo
14	Você já fumou ou fuma cigarros? Há quantos anos?	( ) Sim, ___ anos		( ) Sim, mas já parei. (vá para 16)								( ) Não (vá para 17)
15	Com que idade você começou a fumar cigarros todos os dias?	___________ anos.							( ) Não sei
16	Com que idade você parou de fumar cigarros definitivamente?	___________ anos.							( ) Não sei
17	Alguém na sua casa é fumante ou já foi fumante?	( ) Sim				( ) Já fumou e parou. Quem? ____________							( ) Não

Seção S2 – Metodologia de determinação de HPAs

A análise de HPAs foi baseada no protocolo EPA 3545A (SW-846). As amostras foram extraídas por solvente aquecido e pressurizado utilizando o sistema de extração acelerada por solvente ASE 200 (Thermo Scientific, Alemanha). Uma alíquota de 10 g de cada amostra foi pesada em balança analítica (Shimadzu, Brasil ± 0,0002 g), e 25 µL de p-terfenil-d14 foi adicionado como padrão interno. A célula do extrator foi preenchida com areia diatomácea, que também auxilia na remoção da umidade residual, junto com a amostra. O sistema ASE operou a uma temperatura de 100 °C e pressão de 1.500 psi, utilizando um total de 60 mL de diclorometano em dois ciclos de 5 minutos para cada célula¹.

Os extratos foram concentrados em evaporador rotativo (a 30 °C) e purificados por cromatografia de adsorção em coluna de vidro (20 cm de comprimento × 8 mm de diâmetro interno) preenchida com 1 g de alumina (Supelclean® LC-AL-N) e 2 g de sílica (Supelclean® LC-Si). Inicialmente, a coluna foi eluída com 6 mL de hexano para remover hidrocarbonetos saturados. Em seguida, a fração contendo os HPAs foi isolada por eluição com 20 mL de uma mistura de hexano:diclorometano (1:1). A fração foi coletada, concentrada em evaporador rotativo até 1 mL e padrões internos (20 µL cada de naftaleno-d8, acenafteno-d10, fenantreno-d10, criseno-d12 e perileno-d12 deuterados) foram adicionados às amostras.

As análises de HPAs foram realizadas por cromatografia gasosa (Thermo Trace-GC, Alemanha) acoplada à espectrometria de massas (Thermo ITQ 900, Alemanha), com base no método EPA 8270D (EPA, 2014). Uma alíquota de 1 µL de cada extrato foi injetada no sistema de CG equipado com coluna DB-5MS (30 m de comprimento × 0,25 mm de diâmetro interno × 0,25 µm de espessura de filme) em fluxo constante (He, 1,2 mL min^-1). O seguinte programa de temperatura foi utilizado: 50 °C por 5 min; aumento de 50 °C min^-1 até 80 °C; 6 °C min^-1 até 280 °C por 20 min; e 12 °C min^-1 até 305 °C por 10 min. O sistema de espectrometria de massas por quadrupolo operou no modo de monitoramento de íons seletivos (SIM). Foi utilizada uma curva de calibração baseada em adição de padrão interno (100 ng) e em dez níveis de concentração (1, 2, 5, 10, 20, 50, 100, 200, 400 e 1.000 ng mL-1) de solução contendo uma mistura dos 16 HPAs prioritários e dibenzotiofeno, perileno e benzo(e)pireno. HPAs alquilados (C1 até C4) como naftalenos, fluorenos, dibenzotiofenos, antracenos + fenantrenos, pirenos e crisenos foram quantificados considerando o fator de resposta de homólogos com estruturas semelhantes. Foram aceitas curvas com coeficiente de correlação de Pearson (R²) > 0,99.

Os limites de detecção (LOD) e de quantificação (LOQ) foram calculados considerando o primeiro ponto da curva de calibração e a massa média de amostras extraídas. O LOD variou de 0,15 (Nap) a 0,48 µg kg^-1 (Chr), e o LOQ foi em torno de 1,8 µg kg^-1.

Seção S3 – Equações de avaliação de risco à saúde humana

Para avaliar os riscos à saúde associados à exposição aos HPAs, o risco não carcinogênico dos HPAs foi considerado utilizando a ingestão diária total estimada (TEDI), calculada com base nas concentrações de metabólitos de HPAs medidas na urina. Os cálculos seguiram a metodologia descrita por Guo et al.² e Peng³ et al.³:

$TEDI=\frac{C\times V\times M_p}{f\times BW\times M_m}$ (1)

Onde C representa a porcentagem de OH-HPAs excretados na urina em relação à dose total de exposição; BW é o peso corporal em quilogramas; Mp e Mm são os pesos moleculares dos HPAs parentais e dos OH-HPAs, respectivamente; e V é o volume urinário em litros por dia. O estudo adotou um volume urinário de 2,0 L/dia para adultos, com base em valores da literatura para cálculos de avaliação de risco, considerando variações na excreção urinária devido à atividade física. F (adimensional) refere-se à razão de OH-HPAs excretados na urina em relação à dose total de exposição de OH-HPA absorvida pelo organismo humano e apresenta os valores de 100%, 11%, 60% e 6,8% para NAP, PHE, FLU e PYR, respectivamente⁴.

BaP_EQ foi determinado pela seguinte equação⁵,⁶:

$Ba{P}_{Eq}^C=\sum TEF\left(PA{H}_i\right)\times \left[PA{H}_i\right]$ (2)

Onde TEF é o fator de equivalência tóxica carcinogênica, com valores individuais para cada HPA, variando de 0,001 a 5 ⁷, ⁸.

$ILC{R}_{ing}=\frac{CS\times CS{F}_{ing}\times \sqrt[3]{\frac{BW}{70}\times I{R}_{ing}\times EF\times ED}}{BW\times AT\times {10}^{-6}}$ (3)

$ILC{R}_{inh}=\frac{CS\times CS{F}_{inh}\times \sqrt[3]{\frac{BW}{70}\times I{R}_{inh}\times EF\times ED}}{BW\times AT\times PEF}$ (4)

$ILC{R}_{der}=\frac{CS\times CS{F}_{der}\times \sqrt[3]{\frac{BW}{70}\times SA\times AF\times ABS\times EF\times ED}}{BW\times AT\times {10}^{-6}}$ (5)

$ILC{R}_{\text{Total}}=ILC{R}_{ing}+ILC{R}_{inh}+ILC{R}_{\text{der}}$ (5)

O ILCR (do inglês, Incremental Lifetime Cancer Risk) para exposição por ingestão (ILing), contato dérmico (ILder) e inalatória (ILinh) foi calculado conforme descrito em⁸:

Onde, CS é a soma das concentrações dos HPAs carcinogênicos baseada no BaPEQ; BW é o peso corporal médio de um adulto ou de uma criança (< 14 anos); SA é a área de superfície de exposição dérmica; EF é a frequência de exposição; AT é a expectativa de vida média; ED é a duração da exposição; CSF é o fator de inclinação carcinogênica requerido para estimativa de risco de câncer; IRing é a taxa estimada de ingestão de solo; IRinh é a taxa de inalação; AF é o fator de aderência dérmica ao solo; ABS é o fator de absorção; e PEF é o fator de emissão de partículas (Tabela S1).

Os valores dos fatores de inclinação carcinogênica são: CSFing = 7,3 (mg kg^-1 dia^-1)^-1, CSFderm = 25 (mg kg^-1 dia^-1)^-1 e CSFinh = 3,85 (mg kg^-1 dia^-1)-1⁸,⁹.

Editado por

• Editores responsáveis:
  Dario Consonni https://orcid.org/0000-0002-8935-3843 Epidemiology Unit, Fondazione IRCCS Ca' Granda Ospedale Maggiore Policlinico
  Leila Posenato Garcia https://orcid.org/0000-0003-1146-2641 Fundação Jorge Duprat Figueiredo de Segurança e Medicina do Trabalho - FUNDACENTRO

Disponibilidade de dados

Os dados brutos desta pesquisa não estão disponíveis publicamente devido às restrições éticas previstas no protocolo aprovado pelo Comitê de Ética em Pesquisa da Fundação Oswaldo Cruz (parecer nº 4.484.010/2020), que não autoriza o reuso da base de dados nem sua disponibilização em repositório aberto. Todos os dados coletados foram devidamente anonimizados antes da análise, de modo a impedir a identificação dos participantes. Entretanto, conforme estabelecido no Termo de Consentimento Livre e Esclarecido (TCLE), os dados são armazenados em local seguro, com acesso restrito exclusivamente à equipe de pesquisa, e destinados apenas ao alcance dos objetivos previamente aprovados. A preservação dos dados é realizada em servidores institucionais protegidos por senha e mecanismos de segurança digital, assegurando confidencialidade e integridade até o prazo regulamentar estabelecido pela instituição e pela Comissão Nacional de Ética em Pesquisa (CONEP).

Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  15 Jun 2026
• Data do Fascículo
  2026

Histórico

• Recebido
  07 Jul 2024
• Revisado
  15 Ago 2025
• Aceito
  18 Ago 2025