( PDF ) Aspectos da interação do homem com pesticidas no ambiente: focando a cotonicultura e com ênfase às bordas do alto Pantanal, Mato Grosso, Brasil

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UNIVERSIDADE FEDERAL DE SÃO CARLOS - UFSCAR

Centro de Ciências Exatas e de Tecnologia

Programa de Pós-Graduação em Química

ASPECTOS DA INTERAÇÃO DO HOMEM COM PESTICIDAS NO

AMBIENTE: FOCANDO A COTONICULTURA E COM ÊNFASE ÀS

BORDAS DO ALTO PANTANAL, MATO GROSSO, BRASIL.

Arno Rieder

Tese apresentada como parte dos

requisitos para obtenção do título de

DOUTOR EM CIÊNCIAS, área de

concentração: QUÍMICA ANALÍTICA.

Orientador: Prof. Dr. Antônio Aparecido Mozeto

São Carlos (SP)

2005

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Ficha catalográfica

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Folha de aprovação

DEDICAÇÃO

Dedico o louro deste trabalho, aos meus familiares de origem, em especial aos pais

Frederico W. Rieder e Maria A. B. Rieder, e a família que constituí, em especial a

minha esposa Vera M.D. Rieder e filho(a)s.

Não existem problemas, mas sim desafios.

Desafios que, em si, querem melhorar a qualidade de vida da humanidade.

A dinâmica da vida é estimulada pelos desafios.

Os desafios nos fazem suscitar horizontes tentadores.

A tentação nos faz criar caminhos para ir ao encontro destes horizontes.

Mas quando chegamos lá, o horizonte estará sempre alguns passos a nossa frente.

“Nesse ínterim”, se desvelam e se iluminam caminhos, que nos aproximam da

verdade.

Enquanto acreditarmos ativamente que há algo a descobrir e encontrar em

horizontes, estaremos vivos e vivendo.

Mas a verdade está no horizonte, ou o horizonte está na verdade!?!.

E a verdade: é Deus.

Arno Rieder

AGRADECIMENTOS

Pelas relevantes e fundamentais contribuições, dedicações, orientações e apoios

prestados no período em que realizamos o doutoramento, nossos sinceros

reconhecimentos e profundos agradecimentos:

-Ao orientador Dr. Antonio Aparecido Mozeto - Biogeoquímica Ambiental-UFSCar

-Aos Coordenadore(a)s do Curso de Pós-Graduação em Química_UFSCar:

Dr. Orlando Fatibello-Filho e Dra. Maria Fátima das Graças F. da Silva;

-Aos nossos Professore(a)s da UFSCar: Drª Ana Rita A. Nogueira, Antonio

Aparecido Mozeto, Orlando Fatibello-Filho, Dr. Eduardo Fausto de Almeida Neves,

Drª Ivani Aparecida Carlos, Dr. Joaquim de Araújo Nóbrega; Da UFMT: Drª Eliana

Freire Gaspar de Carvalho Dores;

-Aos integrantes da banca de qualificação: Prof. Dr. Antonio Aparecido Mozeto; Prof.

Dr. Eduardo Fausto de Almeida Neves; Profa. Dra. Ivani Aparecida Carlos; Prof. Dr.

Orlando Fatibello Filho;

-Aos integrantes da banca de avaliação do Seminário: Professores Dr. Antonio

Aparecido Mozeto, Dr. Eduardo Fausto de Almeida Neves, Dr. Joaquim de Araújo

Nóbrega;

-Aos integrantes da comissão examinadora da tese: Professores Dr. Antonio

Aparecido Mozeto, Dr. Joaquim de Araújo Nóbrega, Dr. Antonio Carneiro Barbosa,

Dr. Marcos Roberto L. do Nascimento e Dr. José Roberto Guimarães.

-Aos colegas e equipe contemporânea do Laboratório de Biogeoquímica Ambiental

da UFSCar, coordenada pelo Prof. Dr. Antonio A. Mozeto: Raul Inácio Cazotti,

Marcos Roberto Lopes do Nascimento, Aluísio Soares, Patrícia Ferreira Silvério,

Júlio Cesar Thomaz, Ronaldo José Torres, Araceli C. Prezoto Gomes, Maria de

Lourdes A. Santinoni, Marcelo Montini, Érida F. Araújo Silva;

-Aos colegas da Universidade do Estado de Mato Grosso-UNEMAT, em especial a

Profª Edna André Soares de Melo, a bolsista PIBIC Nataly Manrique Rocha, aos ex-

bolsistas PIBIC e atuais Lic. Biologia Juliana Leite dos Santos, Anna Frida Hatsue

Modro e Paulo Luiz da Silva; ao Adm. José Roberto Mercado;

-Aos colegas da Empresa Mato-grossense de Pesquisa, Assistência e Extensão

Rural S. A. - EMPAER-MT: Engºs Agrºs M. Sc. João Acássio Muniz - de

Rondonópolis (MT); M. Sc. José Vieira – de Primavera do Leste (MT); Antonio Alves

da Cruz – de Glória do Oeste (MT); Samir Curi – da PROALMAT-Secretaria de

Desenvolvimento Rural (MT); José Antonio Gonçalves – Coord. Regional de

Cáceres; Valter Martins de Almeida – da Central Cuiabá (MT).

Às 100 (cem) famílias de Agricultores do Facão e de Barra Nova desta tese;

Aos membros da banca de defesa da tese.

Agradecimento especial a minha família: Esposa Vera Maria D’Elia Rieder, filhos

Julio César D’Elia Rieder, Frederico D’Elia Rieder; Laura da Guia Nascimento,

Vanusa A. S. Lesbon.

LISTA DE ALGUMAS ABREVIATURAS

Abreviatura Significado

Ambiente

ABH Associação Brasileira de Horticultura

Estado de Alagoas

ANVISA Agência Nacional de Vigilância Sanitária

APROFAC Associação dos Produtores do Projeto Facão

ATSDR Agency for Toxic Substances and Disease Registry

Tipo climático de Köppen:Savana tropical-verão úmido/inverno seco

Estado da Bahia

Comunidade Facão

wA’a’, Tipo climático – conformeThornthwaite: 3º Megatérmico, seco

Comunidade Barra Nova

wA’a’ Tipo climático – conforme Thornthwaite: 3º Megatérmico, sub-

úmido

CAS Chemical Abstract Service

Estado do Ceará

(CE) Concentrado emulsionável

Categoria focada

CG Cromatógrafo a gás (cromatografia gasosa)

i=1,2

Comunidades 1 e 2

Categoria não-focada

CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente

CONFEA Conselho Federal de Engenharia, Arquitetura e Agronomia

Csb Concentração na solução base

(CS) Concentrado solúvel

Classes Toxicológicas

CTC Capacidade de troca catiônica

DDT Diclorodifeniltricloroetano

A dose letal do produto para 50% da população de cobaias machos

i=1,2,3

Camadas superficiais de solos: 1, 2 e 3

EMATER-MT Empresa de Assistência Técnica e Extensão Rural de Mato Grosso

EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária

EMPAER-MT

Empresa Mato-grossense de pesquisa, assistência e extensão rural SA

EPI

Equipamento de proteção individual

Estado do Espírito Santo

EXTOXNET Extension Toxicology Network

FAO Food and Agricultural Organization

FDA Food and Drug Administration

GL Graus de liberdade

glc gas and liquid-chromatography

Estado de Goiás

Homem

H-P-A

Interação “Homem-Pesticidas-Ambiente”

Hplc ou Clae

High-performance liquid chromatography ou Cromatografia liquida

de alta eficiência

i.a. Ingredientes ativos

IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

IDA Ingestão Diária Aceitável de produto tóxico, em mg kg

-1

INCRA Instituto Nacional de Colonização e Reforma Agrária

vii

INPEV Instituto Nacional de Processamento de Embalagens Vazias

ISO International Organization for Standardization

IUPAC International Union Of Pure And Applied Chemistry

Relação concentrações adsorvidas no solo e dissolvidas na solução

aquosa em equilíbrio neste

Fração de K

atribuída à matéria orgânica do solo em questão

Concentração da substância no ar ou água capaz de matar 50 %

dos animais expostos de um experimento em certo tempo

LDM Limite de quantificação ou de determinação do método analítico

LHA Indicador de alerta à saúde, estabelecido pela EPA, baseado no

nível de concentração do produto tóxico no meio em questão

LMR

Limite mínimo de resíduos

Estado de Minas Gerais

Matéria orgânica

Metil paration

Estado do Mato Grosso do Sul

Estado de Mato Grosso

N/P Nitrogênio/Fósforo

Pesticida

Estado de Pernambuco

i=1,2,3

Posições (1, 2 e 3) topográficas de solos

Coeficiente de partição água/octanol

PPA

Classes de Potencial de Periculosidade Ambiental

Estado do Paraná

r Coeficiente de correlação de Pearson

Maior risco

Menor risco

RA Receituário Agronômico

CDPAH

Risco de contaminação e de danos por pesticidas ao ambiente e a

saúde humana

Coeficiente de correlação de Spearman

Run off Escorrimento superficial (de água de chuvas)

Estado do Sergipe

SEMA Secretaria Especial do Meio Ambiente

SINITOX Sistema Nacional de Informações Tóxico-Farmacológicas

Estado de São Paulo

i=0,1,2

Intervalos de tempo: 0, 1, 2

UNEMAT

Universidade do Estado de Mato Grosso

UFMT

Universidade Federal de Mato Grosso

UFSCar

Universidade Federal de São Carlos

UFPel

Universidade Federal de Pelotas

US EPA United States Environmental Protection Agency

ττ

Coeficiente de correlação de Kendal

Nível de significância estatística

Qui-quadrado

g/mL

Microgramas/mililitro

Variável em estudo

viii

LISTA DE TABELAS

TABELA 2.1 - Variáveis consideradas no estudo de duas comunidades cotonícolas

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97...........................................................53;

TABELA 3.1 - Expressão proporcional de variáveis consideradas no fator Homem

(H), segundo suas categorias de risco, em duas comunidades cotonícolas (C

, C

Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.........................................................................59;

TABELA 3.2 – Ocasião do uso de pesticidas em lavouras de algodão (Gossypium

hirsutum L.) em 2 comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97........62;

TABELA 3.3 - Expressão proporcional de variáveis consideradas no fator Pesticidas

(P), segundo suas categorias de risco, em duas comunidades cotonícolas (C

, C

Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97 ........................................................................63;

TABELA 3.4 - Expressão de categorias focadas (c

) ou de maior risco(r

) de variáveis

do fator P(Pesticidas) diante de uma atividade pesticida-dependente, em duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.................65;

TABELA 3.5 - Expressão proporcional de variáveis consideradas no fator Ambiente

(A), segundo suas categorias de risco, em duas comunidades cotonícolas (C

, C

Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97. .......................................................................68;

TABELA 3.6 - Resultados de análises química e física de amostras de solos

coletadas na camada arável (0-20cm) em estabelecimentos rurais de duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, 1998................................73;

TABELA 3.7 - Expressão proporcional de variáveis nas interações dos fatores H-P-

A, sub-fator Aspectos da cotonicultura local, segundo suas categorias de risco, em

duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97........75;

TABELA 3.8 – Expressão recorrente de categorias focadas (c

) ou de maior risco (r

)

de variáveis da interação Homem(H)-Pesticida(P)-Ambiente(A) em duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.................78;

TABELA 3.9 - Expressão proporcional de variáveis nas interações dos fatores H-P-

A, sub-fator “Aspectos do uso e manejo de pesticidas”, segundo as categorias de

risco,em comunidades cotonícolas (C

), Cáceres,MT, Brasil, safras 1992-97....83;

TABELA 3.10 - Expressão proporcional de variáveis consideradas nas interações

dos fatores H-P-A, sub-fatores “Aquisição e Armazenagem dos Pesticidas” e

“Medidas de Proteção Ambiental”, segundo suas categorias de risco, em duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.................87;

TABELA 3.11 - Expressão proporcional de variáveis consideradas nos sub-fatores

“Medidas de Proteção Pessoal”, “Medidas de Desintoxicação” e “Intoxicações por

Pesticidas” e de todas as interações dos fatores H-P-A, segundo suas categorias de

risco,em comunidades cotonícolas(C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97....90;

TABELA 3.12 - Correlação de Pearson (r), Kendal (

ττ

) e de Spearman (R

) entre as

variáveis da interação Homem-Pesticida-Ambiente, Cáceres, MT, Brasil................96;

TABELA 3.13 - Resumo da comparação relativa de indicadores de risco devido aos

fatores homem -H, pesticida -P e ambiente -A e suas interações (H-P-A), em duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97...............101;

TABELA 3.14 - Síntese das expressões proporcionais das categorias de risco (r

)

nos fatores Homem-H, Pesticidas-P, Ambiente-A e em suas interações, em duas

comunidades cotonícolas (C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97................102;

TABELA 3.15 - Freqüência das categorias de risco ao ambiente e à saúde humana,

diante dos fatores “H-homem, P-pesticida, A-ambiente” e de suas interações, em

duas comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97..........................105;

TABELA 6.1 - Tempo de retenção do pesticida MP em seis injeções da mesma

solução padrão (média, desvio padrão e coeficiente de variação),........................128;

TABELA 6.2 - Área do pico do MP em 6 injeções seqüenciais da solução de

concentração 0,02 µg/mL (média, desvio padrão e coeficiente de variação).........128;

TABELA 6.3 - Dados de linearidade do detector (concentração e áreas)..............129;

TABELA 6.4 - Dados de precisão do método analítico utilizado para o pesticida MP,

UFMT, Cuiabá (MT),............................................................................................. ..129;

TABELA 6.5 - Recuperação, limites de detecção e de quantificação do método

analítico adotado para o MP, UFMT, Cuiabá (MT), .............................................. .129;

TABELA 6.6 - Estatísticas de tratamentos de resíduos do pesticida MP lixiviados, em

três momentos (t

), em colunas de solo de três espessuras (E

), de amostras de três

posições topográficas (P

) de duas comunidades rurais (C

), em triplicatas (blocos-R

)

e duplicatas de injeções cromatográficas- repetições (R

)......................................132;

TABELA 6.7–Testes estatísticos para efeitos das fontes de variação sobre a variável

dependente “Ranking da concentração de MP na água percolada por solos.........133;

TABELA 6.8 - Estatísticas do ensaio de resíduos de MP lixiviados em três momentos

i=1,2,3

) e três espessuras (E

i=1,2,3

) de colunas de solos de três posições (P

i=1,2,3

) em

vertentes de duas comunidades rurais (C

i=1,2

, Cáceres, MT, Brasil........................134;

TABELA 6.9 - Resíduos de MP lixiviados em colunas de solos provindos de duas

comunidades (C

, C

), Alto Pantanal, Cáceres, MT, Brasil.....................................135;

TABELA 6.10 - Atributos de solos (usados no ensaio de lixiviação de pesticidas),

provindos de duas comunidades (C

, C

), Alto Pantanal, Cáceres, MT, Brasil .....136;

TABELA 6.11 - Atributos de solos (usados em ensaio de lixiviação de pesticidas) de

3 posições de vertentes de 2 comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil..............136;

TABELA 6.12 - Atributos da água percolada em ensaios de colunas de solos

provindos de duas comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil..............................138;

TABELA 6.13. Atributos da água percolada em ensaios de colunas de solos de três

posições de vertentes (P

i=1,2,3

) de 2 comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil....138;

TABELA 6.14a, b - Correlações entre atributos dos solos ensaiados, e de atributos

de solos com os da água percolada nos mesmos, de amostras provindas de duas

comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil............................................................140;

TABELA 6.15 - Correlação dos teores de MP hidromobilizados em colunas de solos

(provindos de C

e C

) com os valores de atributos destes, e da água percolada em

ensaios laboratoriais

(1)

, UFMT................................................................................142;

TABELA 6.16 a, b - Resíduos de MP na água percolada por colunas de solos

contaminados em função de alguns atributos desta água e dos solos usados

(provindos de C

e C

) ensaiados em laboratórios da UFMT, Cuiabá, MT. ...........143;

TABELA 6.17 - Comparação relativa do risco de danos ao ambiente e à saúde

humana devido ao uso de pesticidas, influenciados por fatores do meio físico

CDPAH/Ci,Pi,Ei,ti

) de duas comunidades (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, entre 1992-97..147

LISTA DE FIGURAS

FIGURA 2.1 – Localização da área de estudo no continente sul-americano............51;

FIGURA 2.2 – Localização das comunidades de estudo (Facão e Barra Nova) no

Alto Pantanal, Cáceres, Mato Grosso, Brasil............................................................51;

FIGURA 3.1 - Municípios (em azul) com as cinco maiores áreas plantadas de

algodão no Estado de Mato Grosso, no período das safras de 1990-1996............108;

FIGURA 3.2 - Municípios (em azul) com as cinco maiores áreas plantadas de

algodão no Estado de Mato Grosso, no período das safras de 1997-2002............108;

FIGURA 6.1 - Fórmula estrutural do (a) metil paration e do (b) 4- nitrofenol..........130;

RESUMO

RIEDER, Arno. ASPECTOS DA INTERAÇÃO DO HOMEM COM PESTICIDAS NO

AMBIENTE: FOCANDO A COTONICULTURA E COM ÊNFASE ÀS BORDAS DO

ALTO PANTANAL, MATO GROSSO, BRASIL. Tese de Doutorado. Departamento

de Química, Universidade Federal de São Carlos - UFSCar, São Carlos, (SP), 2005.

Caracterizou-se a interação homem-pesticida-ambiente (H-P-A), em áreas

cotonícolas e, efetuou-se um estudo laboratorial sobre mobilidade do pesticida metil

paration (MP) em colunas de solo. Reconheceram-se impactos antrópicos e

indicadores de risco de contaminação por pesticidas do ambiente e da saúde

humana (R

CDPAH

). O estudo foi efetuado em duas comunidades cotonícolas (Facão -

e Barra Nova -C

), município de Cáceres, bordas do Alto Pantanal, de Mato

Grosso (MT), Brasil, sistematicamente durante seis safras (1992-97). Para a

caracterização da interação H-P-A, os dados foram coletados com apoio do serviço

de assistência à cotonicultura de MT, assim como através de observações in situ.

Ensaios de mobilização de resíduos de pesticida foram conduzidos em laboratório

usando colunas preenchidas de solos de três posições topográficas (P

i=1,2,3

) de

camadas superficiais (E

i=1,2,3

) originadas de lavouras de algodão (Gossypium

hirsutum L.) de duas comunidades (C

i=1,2

). As superfícies das camadas das colunas

de solos foram contaminadas com MP e a lixiviação foi induzida em três intervalos

de tempo (t

i=0,1,2

). O percolado foi coletado para analisar presença de resíduos de

pesticidas, através de cromatografia a gás com detector termoiônico N/P (CG 500 A)

e integrador processador CG 300. Os resultados mostraram que as características

relacionadas aos fatores H-P-A e suas interações podem também se constituir em

indicadores de risco (R

CDPAH

). Estes indicadores expressos em termos de maior (r

)

e de menor risco (r

), mostraram que as duas comunidades foram similares no fator

pesticida (P: r

= 40,5 %), mas distintas nos fatores homem (H:

= 48,2 % > C

= 33,2 %), ambiente (A: C

= 49,1 % < C

= 59,0 %) e nas interações dos três

fatores (H-P-A: C

= 45,6 % < C

= 53,9 %). As comunidades (C

, r

= 44,57 % <

, r

= 47,2 %) assim como as seis safras consideradas (safra

1995

, r

= 34,7 % <

safras

1992-94 e 1996-97

, r

: situado entre 37,6 % e 41,5 %) distinguiram-se referente aos

fatores em conjunto e também quanto as suas interações. Enquanto o ensaio

revelou que resíduos de MP penetraram nas colunas de solo, mas foram baixos os

teores que alcançaram profundidades maiores que 3 cm. Solos com maiores teores

de matéria orgânica (MO) apresentaram reduzidas penetrações de resíduos de MP.

Diferentes teores de resíduos de MP mobilizados através das colunas de solos, em

função dos fatores C

, P

, E

e, t

, podem ser devidos a algumas características do

solo afetadas pela MO. Solos bem manejados, mesmo que arenosos, mas com

teores adequados de MO, apresentam baixo risco de contaminação de águas

subterrâneas por lixiviação de resíduos de MP, exceto se o lençol de água aflorar na

superfície. As variações nos indicadores de risco (R

CDPAH

) resultam da dinâmica da

interação H-P-A. Portanto, o risco é passível de ser minimizado através do

treinamento técnico das pessoas que trabalham com pesticidas. Neste contexto

estruturas governamentais, não-governamentais e as tecnologias especializadas

podem alcançar o agricultor através de treinamento, assistência, monitoramento e

de inspeção das práticas rotineiras; protegendo assim os ecossistemas do Pantanal.

xii

RIEDER, Arno. ASPECTS OF THE INTERACTION OF MAN WITH PESTICIDES IN

THE ENVIRONMENT: FOCUSSING COTTON CROP EMPHASING THE BORDERS

OF THE HIGH PANTANAL, STATE OF MATO GROSSO, BRAZIL. Thesis of

Doctorate. Department of Chemistry, Federal University of São Carlos - UFSCar,

São Carlos, (SP), 2005.

The interaction man-pesticide-environment (M-P-E), in cotton areas was

characterized and, a laboratorial study on mobility of the pesticide parathion methyl

(PM) into soil columns was developed. Antropic impacts and risk indicators of

environmental contamination by pesticides and risks to human health were identified

CDPEH

). This study was carried on in two cotton communities (Facão - C

and Barra

Nova - C

), municipality of Cáceres, at the High Pantanal borders, Mato Grosso state

(MT), Brazil, during six harvest periods (1992-97). For the characterization of the M-

P-E interaction, data were collected with support of the service of assistance to the

cotton farmers of MT, as well as through perceptions in situ. Assays on mobilization

of pesticide residues were carried on in laboratory using columns filled with top soil

from three topographical positions (P

i=1,2,3

) with three depths (E

i=1,2,3

) collected in

cotton farms (Gossypium hirsutum L.) of two communities (C

i=1,2

). PM was applied at

the top of soil columns and leaching was induced in three time intervals (t

i=0,1,2

). The

percolate was collected to analyze PM residues, using gas chromatography with

termoionic detector N/P (CG 500) and an integrator processor (CG 300). Results

showed that the characteristics related to the M-P-E factors and their interactions can

also consist in risk indicators (R

CDPEH

). These indicators expressed in terms of

greater (r

) and lesser risk (r

) showed that the two communities were similar in the

factor pesticide (P: r

= 40,5 %), but distinct in the factors man (M: C

, r

= 48,2 % >

, r

= 33,2 %), environment (E: C

, r

= 49.1 % < C

, r

= 59,0 %) and in the

interactions of these three factors (M-P-E: C

, r

= 45,6 % < C

, r

= 53,9 %). The

communities (C

, r

= 44,57 % < C

, r

= 47,2 %) as well as the six considered

harvest periods (1995 harvest, r

= 34,7 % < 1992-94 and 1996-97 harvest periods,

: ranging from 37,6 % to 41,5 %) behaved differently in relation to the factors as a

whole and to their interactions. The laboratory assays indicated that PM residues can

leach in soils columns, but small amounts reached depths higher than 3 cm. Soil with

higher organic matter (OM) content showed reduced leaching of PM residues.

Different amounts of residues of PM mobilized through soils columns, as a function of

factors C

, P

, E

and t

, can be due to soil characteristics affected by OM. Therefore,

well managed soils, even if sandy, but with adequate OM contents, present low risk

of groundwater contamination with PM residues, except if the water table depth is

low. The variations in the risk indicators (R

CDPEH

) resulted from the dynamics of the

M-P-E interaction. Therefore, the risks are likely to being minimized through the

adequate technical training of the people who work with pesticides. In this context

governmental, non-governmental structures and the specialized technologies can

reach the agriculturist through training, assistance, monitoring and inspection of the

practical routine; thus protecting the Pantanal ecosystems.

xiii

SUMÁRIO

CAPÍTULO 1 – INTRODUÇÃO............................................................................. 1

1.1 - Delimitação do estudo.................................................................................. 2

1.1.1 – Temática.................................................................................................... 2

1.1.2 – Hipóteses................................................................................................... 2

1.1.3 – Objetivos....................................................................................................3

1.2 - Revisão bibliográfica pertinente................................................................... 4

1.2.1 - O Homem no Mato Grosso – (H)................................................................ 4

1.2.1.1 - Histórico de ocupação regional............................................................... 4

1.2.1.2 – Duas comunidades situadas nas Bordas do Alto Pantanal.................... 4

1.2.2 – Referenciais sobre Pesticidas - (P).......................................................... 5

1.2.2.1 - Considerações iniciais............................................................................. 5

1.2.2.2 – Histórico................................................................................................. 6

1.2.2.3 – Legislação.............................................................................................. 7

1.2.2.4 - Pesticidas na atividade primária.............................................................. 8

1.2.2.5 - Pesticidas no combate de vetores de agentes daninhos........................ 9

1.2.2.6 – Trajetória tecnológica............................................................................. 9

1.2.2.7 – Os acidentes .................................................................................... 10

1.2.2.8 - O receituário agronômico (RA)................................................................ 11

1.2.2.9 – Perigos envolvidos.................................................................................. 12

1.2.2.10 - O solo na proteção ambiental diante da poluição química................... 12

1.2.2.11 - Os riscos de danos atribuídos ao uso de pesticidas............................. 14

1.2.2.12 - O pesticida mais usado em C

e C

: Metil Paration (MP).................... 23

1.2.3 - O Ambiente Regional - (A)......................................................................... 30

1.2.3.1 - Aspectos gerais: borda do Pantanal e montante de influência............... 31

1.2.3.2 - Aspectos hídricos da Bacia do Alto Pantanal de Cáceres...................... 31

1.2.3.3 - Aspectos climáticos................................................................................ 31

1.2.3.4 - Aspectos da vegetação no Pantanal e em sua bordadura...................... 32

1.2.3.5 - Considerações sobre o relevo................................................................. 32

1.2.3.6 - Aspectos geológicos, geomorfológicos e de solos.................................. 33

1.2.4 – A Interação Homem-Pesticida-Ambiente (H-P-A).................................... 34

1.2.4.1 - Considerações gerais............................................................................. 34

1.2.4.2 - Situação no Alto Pantanal e nas áreas de estudo................................... 35

1.2.4.3 – Perfil da cotonicultura............................................................................ 40

SEÇÃO 1 (S1) - ESTUDO DE CAMPO............................................................... 49

ASPECTOS DA RELAÇÃO HOMEM-PESTICIDA-AMBIENTE (H-P-A) NA BORDA

NOROESTE DO PANTANAL DE MATO GROSSO

CAPITULO 2 - MATERIAL E MÉTODOS DA SEÇÃO 1...................................... 49

2.1 - Retrato cotonícola de Mato Grosso............................................................... 50

2.2 - Comunidades objeto de estudo específico.................................................... 50

xiv

2.3 - Localização das comunidades...................................................................... 50

2.4 - Universo e população.................................................................................... 50

2.4.1 – Universo.................................................................................................... 50

2.4.2 - População do período restrito.................................................................... 50

2.5 - Período do estudo......................................................................................... 52

2.6 - Método aplicado à coleta de dados............................................................... 52

2.7 - Variáveis estudadas...................................................................................... 53

2.8 - Magnitude assumida pelas variáveis consideradas...................................... 53

2.9 – Indicadores de risco devido ao uso de pesticidas........................................ 54

2.10 - Valoração de dados qualitativos.................................................................. 54

2.11 - Análise estatística dos dados...................................................................... 55

2.12 - Unidades de investigação no estudo........................................................... 55

2.13 – Execução, validação e fontes da pesquisa.................................................55

CAPÍTULO 3 – RESULTADOS E DISCUSSÃO DA SEÇÃO 1............................. 57

ASPECTOS DOS FATORES HOMEM (H), PESTICIDA (P) E AMBIENTE (A) E DA

INTERAÇÃO DESTES (H-P-A)............................................................................ 57

3.1 - A identidade do homem envolvido com pesticidas........................................58

3.1.1 - Naturalidade dos agricultores.................................................................... 58

3.1.2 - História migratória dos cotonicultores........................................................ 58

3.1.3 - Idade dos agricultores................................................................................ 58

3.1.4 – Escolaridade.............................................................................................. 60

3.1.5 - Tamanho das famílias de cotonicultores.................................................... 60

3.1.6 - Renda anual familiar................................................................................... 60

3.2 - Quali-quantificação dos pesticidas adotados................................................ 61

3.2.1 - Produtos comerciais.................................................................................. 61

3.2.2 - Grupos químicos......................................................................................... 64

3.2.3 - Categorização de grupos químicos com e sem piretróides ou fosforados. 64

3.2.4 - Pacotes de pesticidas adotados................................................................. 65

3.2.5 - Ingredientes ativos (i.a.)............................................................................ 65

3.2.6 - Modo de ação............................................................................................. 66

3.2.7 - Classes Toxicológicas (CT)....................................................................... 66

3.2.8 - Classes de Potencial de Periculosidade Ambiental (PPA)........................ 67

3.3 - O ambiente das áreas de estudo.................................................................. 67

3.3.1 - Área da propriedade................................................................................... 67

3.3.2 – Vegetação................................................................................................. 69

3.3.3 - Aspectos do relevo das comunidades........................................................ 69

3.3.4 - Recursos hídricos....................................................................................... 70

3.3.5 - Condições climáticas.................................................................................. 71

3.3.6 - Solos e alguns de seus atributos............................................................... 71

3.3.7 - Impacto sobre a fauna................................................................................ 72

3.4 - Interação Homem-Pesticida-Ambiente (H-P-A)............................................ 74

3.4.1 - Domínio na atividade ......................................................................... 74

3.4.2 - Regime de ocupação das terras................................................................. 77

3.4.3 - Características do cultivo........................................................................... 79

3.4.4 - Uso e manejo de pesticidas....................................................................... 81

3.4.5 - Aquisição e armazenagem de pesticidas................................................... 86

3.4.6 - Medidas de proteção ambiental adotadas.................................................. 88

3.4.7 - Medidas de proteção pessoal adotadas..................................................... 89

3.4.8 - Medidas curativas adotadas nos casos de intoxicações............................ 91

3.4.9 - Casos de intoxicações por pesticidas........................................................ 91

3.5 - Estudo de correlação.................................................................................... 95

3.5.1 - Relações entre agricultor, comunidade e área da propriedade................. 95

3.5.2 - Relações de aspectos da cotonicultura local............................................ 97

3.5.3 - Algumas relações com intoxicações.......................................................... 97

3.6 - Resumo dos aspectos estudados................................................................ 97

3.6.1 - A magnitude das variáveis........................................................................ 97

3.6.2 – Riscos envolvidos ao ambiente e à saúde humana (R

CDPAH

)................... 100

3.7 - Dinâmica da atividade cotonícola em MT.................................................... 106

3.7.1 - Tecnologia de produção utilizada.............................................................. 106

3.7.2 - Mão de obra envolvida.............................................................................. 106

3.7.3 - Relação entre cotonicultor e mercado....................................................... 107

3.7.4 - O mapa da cotonicultura no MT................................................................ 107

3.7.5 - A industrialização do algodão..................................................................... 109

3.7.6 – Regiões produtoras e demandadoras de algodão..................................... 109

3.7.7 - Fatores bióticos concorrentes em lavouras de algodão............................. 110

CAPITULO 4 – SÍNTESE DA SEÇÃO I............................................................... 113

SEÇÃO 2 - ENSAIO LABORATORIAL............................................................. 117

RESÍDUOS DO PESTICIDA METIL PARATION (MP) NA ÁGUA PERCOLADA

ATRAVÉS DE COLUNAS DE SOLOS ORIUNDOS DA BORDA DO ALTO

PANTANAL, MATO GROSSO

CAPITULO 5 - MATERIAL E MÉTODO DA SEÇÃO 2 .............................. 117

5.1 – Solos utilizados............................................................................................ 118

5.1.1 - Considerações iniciais............................................................................... 118

5.1.2 - Material e procedimentos de coleta........................................................... 118

5.1.3 - Padronização do material e preparo das amostras de solos..................... 118

5.2 - Análises químicas e físicas das amostras de solos...................................... 119

5.3 - Análises químicas e físicas da água percolada .......................................... 119

5.4 - Análise e monitoramento do ambiente do ensaio........................................ 119

5.5 - Descrição da parte experimental.................................................................. 119

5.5.1 - Montagem de colunas de solo................................................................... 120

5.5.2 - Preparo das amostras de pesticidas.......................................................... 121

5.6 - Extração e concentração da amostra............................................................ 122

5.7 - Identificação e quantificação do pesticida MP .......................................... 122

5.8 - Reagentes utilizados..................................................................................... 122

5.9 - Limpeza e descontaminação da vidraria...................................................... 123

5.10 - Padrões e soluções analíticas de referência............................................... 123

5.10.1 - Solução estoque....................................................................................... 123

5.10.2 - Solução intermediária.............................................................................. 123

5.10.3 - Soluções de trabalho................................................................................ 123

5.11 - Análise dos extratos.................................................................................... 123

5.11.1 - Instrumentos e condições de operação................................................... 123

5.11.2 - Determinação do analito nas amostras.................................................... 124

5.12 - Teste de eficiência do método analítico..................................................... 124

5.13 - Limite de detecção do método analítico..................................................... 125

xvi

5.14 - Limite de quantificação ou de determinação (LDM).................................. 125

5.15 - Análises estatísticas.................................................................................... 125

5.15.1 - Correlações entre pesticida lixiviado, carbono orgânico, argila e areia

presente na amostra de solo................................................................................ 125

5.15.2 - Demais análises...................................................................................... 126

CAPITULO 6 - RESULTADOS E DISCUSSÃO DA SEÇÃO 2.............................. 127

6.1 - Método para determinação de resíduos de MP............................................ 128

6.1.1 - Consistência e avaliação da eficiência....................................................... 128

6.2 - A lixiviação de resíduos do pesticida MP em distintos solos........................ 129

6.2.1 - Consistência do estudo.............................................................................. 130

6.2.2 - As revelações do ensaio............................................................................ 134

6.3 - Possíveis influências nos ensaios desenvolvidos......................................... 134

6.3.1 - Efeito de alguns fatores.............................................................................. 134

6.3.1.1 - (S

) - Atributos dos solos....................................................................... 134

6.3.1.2 - (MO)- Matéria orgânica dos solos........................................................... 137

6.3.1.3 - (A

)- Atributos da água percolada pelas colunas de solo....................... 137

6.3.1.4 - (C

)- Localidade ou comunidades........................................................... 137

6.3.1.5 - (P

)- Posição ocupada no relevo pelos terrenos envolvidos.................... 137

6.3.1.6 - (E

) - Camadas de solo............................................................................ 137

6.3.1.7 - (t

) - Momento da indução da percolação de água em solos................... 137

6.3.1.8 - O pesticida MP nas condições regionais................................................. 138

6.3.2 - Interação dupla de fatores.......................................................................... 139

6.3.3 - Interação tripla de fatores........................................................................ 149

6.3.4 - Tetra interação entre fatores.................................................................. 155

6.4 – Riscos revelados pelo ensaio................................................................... 156

CAPITULO 7 - SÍNTESE DA SEÇÃO 2............................................................ 157

CAPITULO 8 - CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS........................ 159

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS................................................................. 162

APÊNDICES E ANEXOS................................................................................... 185

CAPÍTULO 1 - INTRODUÇÃO

1.1 -

DELIMITAÇÃO DO ESTUDO

1.1.1 - Temática

Os pesticidas químicos foram desenvolvidos e usados largamente após

a descoberta do diclorodifeniltricloroetano (DDT) e hexaclorociclohexano (HCH).

Ajudaram a revolucionar o setor agrícola, mas também geraram

problemas e preocupações com danos ambientais e com a saúde humana, devido a

efeitos colaterais, residuais, cumulativos, de espectro raramente específico e,

também, pela sua derivação e mobilidade para áreas distintas à do alvo.

Às bordas do Alto Pantanal de Mato Grosso, Brasil, até o final do

século XX, os pesticidas eram largamente usados, mas pouco se sabia sobre seus

impactos, formas de ação e destino final dos produtos nos ecossistemas atingidos.

Em algumas comunidades desta região, como em Barra Nova (C

lavouras de algodão, submetidas a pesticidas, vinham sendo desenvolvidas

sistematicamente há mais de 20 anos e, outras, tal como a comunidade do Facão

), ingressaram depois da década de 1990 nesta atividade.

Os escassos estudos indicavam que os agricultores destas

comunidades usavam estas armas químicas baseados principalmente na orientação

de comerciantes destes produtos ou então com base no que aprenderam com seus

pais, vizinhos ou pela própria experiência. Então, a caracterização mais ampla e as

conseqüências desta interação homem(H)-pesticida(P)–ambiente (A) nas bordas do

Pantanal, na atividade cotonícola, precisava ser estudada em maior profundidade.

Suposições de riscos crescentes de contaminação de aqüíferos e de

danos aos ecossistemas do Pantanal e à saúde humana, em conseqüência do uso

de pesticidas às bordas e montante desta planície, motivaram os estudos

específicos regionais que pudessem dar sustentação a conclusões e inferências

consistentes sobre a magnitude, as especificidades e a periculosidade da questão.

Então, o presente trabalho revela como ocorre esta interação (H-P-A) e

algumas conseqüências relacionadas. A primeira parte (seção I) descreve alguns

relevantes aspectos desta interação (H-P-A), seleciona variáveis indicadoras de

risco por pesticidas e analisa a dinâmica da cotonicultura no Mato Grosso, em

especial entre 1990 e 2003. Expressões dos aspectos analisados ao longo de seis

anos (1992-97) e também de duas comunidades cotonicolas (Facão-C

e Barra

Nova-C

, Município de Cáceres, Bordas do Alto Pantanal, Mato Grosso, Brasil) são

contrastadas. A segunda parte (seção II) apresenta resultados de ensaios

laboratoriais com solos das comunidades cotonícolas, sobre a mobilização edafo-

hídrica de resíduos do pesticida tradicionalmente mais utilizado nestas lavouras: o

metil paration (MP). A lixiviação MP nas condições ensaiadas é retratada.

Assim, os resultados das duas seções oferecem respostas às

hipóteses e objetivos formulados e às indagações do meio popular e científico sobre

o risco atribuído ao uso de pesticidas às bordas e no montante do Pantanal.

O presente documento, em sua parte textual, está organizado conforme segue:

1° - Começa com a introdução que delimita o estudo e oferece uma revisão

bibliográfica pertinente;

2° - Depois apresenta duas seções, com capítulos respectivos de: o material e

métodos, resultados e discussões, e sínteses;

3° - Por último, apresenta as conclusões gerais.

1.1.2 - Hipóteses

Geral: Há uso continuado e inadequado de pesticidas em áreas

cotonícolas de Mato Grosso, inclusive situadas às bordas do Alto Pantanal, e que

impactam negativamente o homem e o ambiente.

Esta hipótese geral está desdobrada em específicas:

H1: As comunidades, objeto deste estudo (Facão: C

; Barra Nova: C

)

e as safras cotonícolas consideradas (1992-97), são similares em suas principais

características, inclusive na interação do homem com pesticidas no ambiente;

H2: Características destas comunidades e das safras podem se

constituir em indicadores de risco de contaminação e de danos causados por

pesticidas ao ambiente e ao homem (R

CDPAH

);

H3: As expressões destes indicadores de risco são semelhantes nas

duas comunidades e nas safras consideradas;

H4: A contaminação da superfície de solos, pelo tipo de pesticidas

usados às bordas do Pantanal, se propaga para dentro do perfil dos mesmos,

atingindo águas subterrâneas;

H5: Características ambientais, tais como tipo de solos (C

i=1,2

), posição

ocupada pelos terrenos na vertente (P

i=1,2,3

), espessura de camadas de solo (E

i=1,2,3

)

e momento de indução (t

i=0,1,2

) da percolação de água pelo solo contaminado

superficialmente por pesticidas, apresentam-se semelhantes e influem, de modo

similar nas duas comunidades, sobre a quantidade de resíduos mobilizados

hidricamente para dentro dos respectivos solos. E, embora haja efeito similar nas

duas comunidades, estas características ambientais concorrem para estabelecer o

nível de risco de contaminação de águas subterrâneas nestas localidades;

H6: A matéria orgânica exerce um papel fundamental para minimizar a

mobilização edafo-hídrica de resíduos de pesticidas derivados de contaminações

superficiais, principalmente em solos com baixos teores de argila.

H7: A partir da década de 1990 a cotonicultura em Mato Grosso

intensificou sua dinamicidade espacial, tecnológica.

1.1.3 - Objetivos

Geral:

Suscitar aspectos importantes da interação do homem (H) com

pesticidas (P) no ambiente (A), com base na cotonicultura – atividade altamente

dependente de pesticidas, praticada em duas comunidades rurais (Facão: C

; Barra

Nova: C

) de Cáceres, às bordas do Alto Pantanal, Mato Grosso, Brasil.

Específicos:

Caracterizar a interação do homem com pesticidas no ambiente (H-P-

A) através de um conjunto de variáveis e de suas expressões, espacial (C

; C

) e

periodicamente (1992-97) às bordas do Alto Pantanal;

Selecionar, entre estas variáveis, as que também se caracterizam

como indicadoras de risco de contaminação e de danos ao ambiente e ao homem

por pesticidas (R

CDPAH

);

Comparar as duas comunidades (C

; C

) e as seis safras (1992-97)

pelas expressões de suas características e dos indicadores de risco considerados;

Revelar a dinâmica da cotonicultura (altamente dependente de

pesticidas) no tempo (>1990) e no espaço territorial em Mato Grosso (MT);

Avaliar a possibilidade de contaminação de águas subterrâneas (que

fluem para o Pantanal e abastecem demandas domésticas) pelo pesticida metil

paration (MP) através de respostas obtidas em ensaio de percolação multifatorial:

comunidades (C

i=1,2

), posição dos terrenos no relevo (P

i=1,2,3

); espessura de

camadas de solos (E

i=1,2,3

) e momento da drenagem (t

i=0,1,2

);

Selecionar, entre os fatores do ensaio, os que constituem indicadores

de risco, e comparar as comunidades através de suas expressões.

1.2 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA PERTINENTE

1.2.1 - O Homem no Mato Grosso – (H)

1.2.1.1 - Histórico de ocupação regional

Milhares de anos antes da vinda dos primeiros europeus para o Brasil

(1500) e para o Mato Grosso (1516) sociedades autóctones já habitavam no Centro-

Oeste brasileiro, inclusive no Pantanal (AB’SABER, 1988).

A história de ocupação regional e de alguns desdobramentos está

apresentada, a seguir, conforme alguns autores (MENDES, 1973; MENDONÇA,

1982; SUDECO, 1986; BLUMENSCHEIN, NEUBURGER & REMPPIS, 1996).

A penetração inicial de não-autoctones no Mato Grosso foi motivada

pela busca e exploração de riquezas, tais como ouro, e que seriam transferidas

principalmente para os domínios europeus. A depredação ambiental e cultural

começou neste período promovido por estes não nativos.

A fixação ou colonização por não nativos se deu pela necessidade de

garantir o domínio sobre os espaços territoriais e suas riquezas.

Na segunda metade do século XX políticas de ocupação dos espaços

ainda não desbravados (principalmente em direção ao Centro-Oeste, Noroeste e

Norte do Brasil) foram incentivadas por governos, com o objetivo de resolver

questões relacionadas (a) à soberania sobre o território nacional ainda pouco

habitado e, (b) ao alívio das tensões e eminentes conflitos sociais no centro-sul,

devido à redução dos espaços territoriais per capita, o crescimento populacional e o

potencial de desemprego na década de 1970, visando (c) ao aumento da produção

agrícola exportável, numa linha política de melhorar a balança comercial do Brasil

em curtíssimo prazo. Nas décadas de 1990 e seguinte, no MT, a soja e algodão

tiveram importância progressiva pelo crescimento de área plantada, produtividade,

ativação sócio-econômica, e pela geração de impacto ambiental conseqüente.

Os pesticidas passaram a fazer parte dos pacotes de tecnologia

moderna, sendo introduzidos (ex.: crédito rural) nas atividades agropecuárias

resultantes do estímulo à ocupação dos espaços vazios do centro-oeste brasileiro,

como foi o caso de Mato Grosso. A cotonicultura, dependente de pesticidas, foi uma

destas atividades. Isto também ocorreu na Bacia do Alto Pantanal.

1.2.1.2 – Duas comunidades situadas nas Bordas do Alto Pantanal

1.2.1.2.1 - Barra Nova (C

)

A comunidade C

é uma, entre várias, situada na Fazenda Nacional da

Caiçara, cuja ocupação recente se deu predominantemente por invasão e posse de

terras, o que está descrito em RIEDER (1995).

A mesma está localizada entre 35 e 55 km de Cáceres, cujo acesso

principal se dá via BR-070 e depois pela BR-164, sentido Caramujo. Após 3 km

deste distrito, entrando pela esquerda, em uma estrada de terra, ao longo e margens

da qual se encontra a comunidade rural referida.

As propriedades novas geradas, principalmente a partir da década de

1970, nesta comunidade, vêm sendo regularizadas pelo INCRA (1980). Os

ocupantes atuais, ali fixados predominantemente nos últimos 30 anos, são, em sua

maioria, de origem migrante naturais de estados nordestinos, que passaram pelo

sudeste e centro oeste para, depois se enraizarem em C

(RIEDER, 1983).

Conforme relatado em RIEDER (1995; 1999), na sua maioria a

comunidade esteve formada de pequenos agricultores, que entre 1960-1990,

empenhavam-se em desbravar as suas terras virgens, através da força braçal e

animal. Neste período predominava a pequena agricultura e criação (amendoim,

mandioca, arroz, milho, feijão, café, frutíferas, algodão, aves, suínos, bovino mista,

etc.) desenvolvida nos limites da força familiar, com ocasional auxílio extra-familiar.

Já na década de 1990 na região de ação da comunidade já não havia mais nada a

desbravar. Quase toda a área estava desmatada, em que se praticava uma

agricultura rotativa (5-10 anos) com pastagens destinadas à pecuária leiteira e mista.

Continuavam as atividades alicerçadas na força familiar, mas já com mais freqüente

participação extra-familiar, inclusive com serviços tratorizados contratados. Em

meados da década de 1990 a cotonicultura foi novamente intensificada (RIEDER et

al., 1995a), mas em 1997 já mostrava sinais de desestímulo.

1.2.1.2.2 - Facão (C

)

A comunidade C

está localizada na área do Projeto Facão, a 12 km da

sede do município de Cáceres - MT, com acesso pela rodovia BR-070, sentido

Cáceres - Cuiabá, à margem direita. O Projeto Facão (Cáceres, Mato Grosso – MT)

foi concebido conforme descrito por PEREIRA LEITE (1990). O mesmo se constitui

de uma área de terras, de recursos naturais e de benfeitorias, concebido pelo setor

público, destinado para multifunções integradas (Reserva Pesquisa, Fomento,

Ensino Superior, Assentamento de Colonos, etc.).

A implantação da colonização do Facão começou em 1989, em que a

fase e módulo I foram constituídos de 65 lotes com área média de 4,27 ha/lote,

contemplando, respectivamente, o mesmo número de famílias de colonos.

Em 10 de fevereiro de 1990 foi fundada a Associação dos Produtores

do Projeto Facão APROFAC.

Parte da área adquirida da Fazenda Facão pelo Governo do Estado de

MT teve a posse reintegrada ao proprietário anterior, por decisão judicial, devido ao

não cumprimento financeiro das condições contratuais efetuadas na compra

(AMARAL, 1998), o que reduziu o Projeto Facão atual à colonização do Facão e à

Pesquisa e Experimentação Agropecuária desenvolvida pela EMPAER-MT

(Empresa Mato-grossense de Pesquisa, Assistência e Extensão Rural S.A.).

Os colonos ocupantes da fase e módulo I estão distribuídos no

quadrante limitado pelas coordenadas geográficas: 57º39’20 “e 57º36’50” longitude

W. Gr.; 16º11’20 “e 16º09’00” Latitude Sul.

O Projeto Facão de colonização foi estruturado em três fases/módulos.

Objetivando garantir acesso facilitado à assistência agrotécnica, 5 lotes

da colonização do Facão foram destinados a famílias de técnicos em agropecuária.

Os contemplados com lotes no Projeto Facão submeteram-se a

condicionamentos contratuais para terem direito definitivo ao lote. Contudo, a

exeqüibilidade plena de tais exigências ficava condicionada à implantação e oferta

da contrapartida do Estado, o que não foi plenamente cumprido em tempo hábil.

Assim, os colonos de boa fé, tiveram que criar alternativas que lhes

rendesse não apenas a produção de alimentos de subsistência, mas também

produtos comercializáveis (como o cultivo de algodão, altamente dependente de

pesticidas) para angariarem algum saldo em dinheiro, e assim cumprirem com as

necessidades básicas mínimas para a sustentação das famílias.

1.2.2 – Referenciais sobre Pesticidas - (P)

1.2.2.1 - Considerações iniciais

Entre as funções do setor primário, uma delas é produzir alimentos, de

modo sustentável, em vista de atender as necessidades básicas da humanidade.

Principalmente em regiões sob condições de ambiente tropical, o estado de saúde

das populações ainda está fortemente dependente da aplicação e eficácia de

técnicas de controle de vetores de agentes causadores de doenças típicas (como

malária, dengue, febre amarela, leishmaniose e outras). Em ambos os casos, para

aumentar o volume de produção do setor primário ou para maximizar o controle de

vetores de doenças, são utilizados armas químicas: os pesticidas. Entretanto, o

desenvolvimento sustentável requer a utilização de recursos que impactam pouco.

A palavra pesticida significa um instrumento ou método capaz de matar

agentes causadores de pestes. Segundo NASCENTES (1988), pestis no Latim

significa calamidade, desgraça, ou qualquer epidemia sem caráter definido, que

produza grande mortandade. Nos textos de comunicação mundial para povos de

diferentes idiomas observa-se o uso predominante da palavra pesticida. Outras

denominações como biocidas (NUNES et al., 2002), defensivos agrícolas

(BARBOSA, 1995; RESENDE, 2005), venenos ou “remédios” (PERES, 1999;

PERES et al., 2001; ROZEMBERG & PERES, 2003; PERES et al. 2005) também

são utilizados em função das diferentes conotações e interesses envolvidos.

Na legislação brasileira, pesticidas utilizados na agropecuária são

denominados de agrotóxicos. Conforme BRASIL (2002), o Decreto nº. 4.074

(4/01/2002) regulamenta a Lei Federal nº. 7.802 (11/07/1989) de uso de

agrotóxicos. Estes definem os múltiplos aspectos relacionados aos pesticidas.

Assim agrotóxico é constituído por produto químico destinado ao uso nos setores

de produção, no armazenamento e beneficiamento de produtos agrícolas, nas

pastagens, na proteção de florestas, nativas ou implantadas, e de outros

ecossistemas e também de ambientes urbanos, hídricos e industriais, cuja finalidade

seja alterar a composição da flora ou da fauna, a fim de preservá-las da ação

danosa de seres vivos considerados nocivos, bem como as substâncias e produtos,

empregados como desfolhantes, dessecantes, estimuladores e inibidores de

crescimento. Na legislação de MT os Agrotóxicos estão tratados no Decr. nº. 1959

de 21/09/1992, que regulamenta a Lei nº. 5.850, de 22/10/1991 (AEA-MT, 1995).

O Capítulo I e Artigo 1º do Decreto regulamentador (nº. 4.074) da Lei

dos Agrotóxicos no Brasil definem os vários aspectos e terminologias envolvidas.

Conforme encontrado em BRASIL (2002), lá temos o significado aplicado para:

“aditivo, adjuvante, agente biológico de controle, agrotóxicos e afins, centro ou

central de recolhimento, comercialização, componentes, controle, embalagem, EPI,

exportação, fabricante, fiscalização, formulador, importação, impureza, ingrediente

ou princípio ativo, ingrediente inerte ou outro ingrediente, inspeção, intervalo de

reentrada, intervalo de segurança ou período de carência, LMR, manipulador,

matéria-prima, mistura em tanque, novo produto, país de origem, país de

procedência, pesquisa e experimentação, posto de recebimento, pré-mistura,

prestador de serviço, produção, produto de degradação, produto formulado, produto

formulado equivalente, produto técnico, produto técnico equivalente, receita ou

receituário, registrante de produto, registro de empresa e de prestador de serviço,

registro de produto, RET, resíduo, titular de registro, venda paliçada”.

1.2.2.2 - Histórico

Segundo NAKANO (1986), a descoberta de inseticidas organo-

sintéticos trouxe aos homens meios poderosos e eficazes ao controle de pragas.

Com a introdução do DDT, em 1940, a humanidade passou a usufruir uma maior

disponibilidade de alimentos e segurança, além de maior êxito no combate de

insetos vetores de doenças. O controle de pragas em nível econômico teria sido

impossível sem estes inseticidas e, em várias regiões do mundo os humanos já

teriam sido eliminados pela fome. Lavouras, como de algodão, soja, tomate são

exemplos de atividades economicamente dependentes de pesticidas.

Não se pode negar a grande contribuição dada pelos pesticidas

químicos sintéticos no aumento da eficiência no combate às pragas que afetavam o

setor de produção agropecuária e infestavam o ambiente como transmissores de

moléstias graves que atingiam a humanidade (PESSANHA, 1982). Os pesticidas

contribuíram para aumentar as colheitas da agricultura e para maior êxito das

campanhas de saúde pública no combate de transmissores de agentes causadores

de malária, da doença de Chagas, da peste bubônica, do tifo exantemático e da

encefalite (PUGA & MELLO, 1982). Entretanto os pesticidas, além da função de

protegerem as culturas das pragas, doenças e plantas daninhas, oferecem risco à

saúde humana e ao ambiente (SPADOTTO, 1996).

Entre os produtos pesticidas que são colocados no mercado, existem

alguns extremamente tóxicos para o homem, outros para vertebrados e para insetos

úteis, com diferentes mecanismos bioquímicos de ação (PUGA & MELLO, 1982).

A euforia com as possibilidades do controle químico de pragas e

doenças só veio a ser repensada a partir de 1957, graças à publicação, nos Estados

Unidos, da obra “Primavera Silenciosa” de Rachel Carson (NAKANO, 1986). A

publicação demonstrou o que aconteceria ao ambiente com o uso indiscriminado

dos produtos químicos. A partir desta obra foram retomados estudos de métodos

alternativos, integrados ou de substituição aos químicos para controle de pestes.

Por isto, técnicas de controle de pragas que reduzam o uso de

inseticidas devem ser encorajadas (PARENCIA, 1986).

1.2.2.3 - Legislação

MENDES (1986) citando Berg (1957) menciona que os primeiros

programas de controle de pragas, em nível oficial, surgiram no século XIX. Em 1909

foram instituídos o Regulamento de Proteção ou Quarentena Vegetal, na Austrália, e

a Lei de Quarentena Vegetal (Plant Quarantine Act), nos Estados Unidos, em 1912.

Neste ano o Brasil também já dispunha de um Regulamento de Defesa Sanitária

Vegetal (Decreto nº. 24.114 de 12/4/1934). Os precursores dos regulamentos de

proteção ou quarentena vegetal tiveram origem, na Idade Média, quando na Itália, as

autoridades de Gênova e Veneza estabeleciam a detenção de barcos vindos de

países assolados pela peste bubônica, febre amarela, cólera e outras enfermidades,

pelo espaço de quarenta dias, não permitindo que as pessoas, inclusive tripulação,

desembarcassem, enquanto estivessem sob suspeita de serem portadoras daquelas

epidemias. Podem-se citar também alguns organismos internacionais mais recentes

e importantes, como o US EPA (United States Environmental Protection Agency) e o

FDA (Food and Drug Administration) os quais também estabelecem normas

regulamentadoras de referência mundial, como os níveis aceitáveis de resíduos de

pesticidas em água e alimentos.

Conforme consta em BRASIL (2002), a regulamentação (Decreto

4.074, de 4/1/2002) da Lei nº. 7.802 (11 de julho de 1989) que trata de agrotóxicos

e afins no Brasil, definiu atos de infração relacionados. Entre os quais encontramos:

armazenar agrotóxicos, seus componentes e afins, sem respeitar as condições de

segurança, quando haja risco à saúde humana e ao meio ambiente; comercializar

agrotóxicos e afins sem receituário; utilizar inadequadamente agrotóxicos, seus

componentes e afins, bem como não utilizar equipamentos de proteção da saúde do

trabalhador; utilizar agrotóxicos, seus componentes e afins sem os devidos

cuidados com a proteção da saúde humana e do meio ambiente; utilizar

agrotóxicos e afins em desacordo com o receituário; dispor, de forma inadequada,

as embalagens ou restos de agrotóxicos, seus componentes e afins; dar

destinação indevida à embalagem, aos restos e resíduos dos agrotóxicos, seus

componentes e afins. Com relação ao destino final dos resíduos e embalagens a Lei

nº. 9.974 de 6/6/2000 (BRASIL, 2000), o Decreto Federal 4.074 de 4/1/2002

(BRASIL, 2002), e sobre os procedimentos de recebimento de embalagens vazias

de destes produtos, a Resolução nº. 334 de 3/4/2003 (CONAMA, 2005) definem as

normas brasileiras atuais que regem o assunto.

De acordo com o Art. 3º § 3º da Lei Federal nº. 7802 de 11 de julho de

1989, entidades públicas e privadas de ensino, assistências técnicas e de pesquisa

poderão realizar experimentação e pesquisas, assim como fornecer laudos no

campo da agronomia, toxicologia, resíduos químicos e meio ambientes. Nesta Lei

está definido que caberá à autoridade competente tomar imediatas providências

quando houver alerta para riscos ou desaconselhamento de uso de agrotóxicos,

seus componentes e afins. A mesma lei ainda define (Art.13) que a venda de

agrotóxicos e afins aos usuários será feita através de receituário próprio, e

estabelece (Art.14) que, tanto profissionais, usuário, comerciante, produtor e

empregador podem ser responsabilizados pelos danos causados à saúde das

pessoas e ao meio ambiente, em caso de descumprimento da legislação. Por sua

vez o Poder Executivo (Art. 19) desenvolverá ações de instrução, divulgação e

esclarecimento, que estimulem o uso seguro e eficaz de agrotóxicos, seus

componentes e afins, com o objetivo de reduzir os efeitos prejudiciais para os seres

humanos e ao meio ambiente, e prevenir acidentes decorrentes de sua utilização.

Existem coletâneas da legislação brasileira sobre pesticidas

disponíveis e ricas para consulta, como a de GELMINI (1991).

Na década de 1990, uma medida introduzida, de proteção importante

ao homem e ao ambiente, foi a tríplice lavagem dos vasilhames dos pesticidas para

posterior armazenagem em local apropriado, ou devolução à central de recebimento

mais próxima de embalagem destes poluentes, o que passa a constar das

recomendações ao agricultor em diretrizes técnicas (EMPAER-MT, 1998).

Atualmente a tríplice lavagem e a devolução das embalagens vazias de produtos

pesticidas devem ser efetivadas e 53 do Decreto Federal 4.074 (BRASIL, 2002)

cujos procedimentos e etapas estão definidos na Lei Federal 9.974 (BRASIL, 2000)

e no Decreto 334(CONAMA, 2005), todos já mencionados.

Diante das exigências legais atuais relacionadas ao manuseio correto,

cuidadoso e destino final de resíduos e embalagens vazias o Instituto Nacional de

Processamento de Embalagens Vazias - INPEV tem coordenado campanhas de

treinamento e conscientização do agricultor sobre a tríplice lavagem ou lavagem sob

pressão e posterior recolhimento das vasilhas (CONFEA, 2004; INPEV, 2005). Os

Estados de MT e PR têm apresentado excelentes respostas à estas campanhas

com altos índices de devolução de embalagens vazias em 2005 (ABH, 2005).

Objetivando o uso correto de pesticidas, instruções têm sido editadas e

publicadas por firmas fabricantes, de assistência técnica e extensão rural (tal como

da EMATER-PR/ACARPA, 1981; Diretrizes Técnicas da EMPAER-MT, 1992 a; 1992

b; 1997; 1998), de pesquisa (Informe Agropecuário 14 (162), 1989), grupos de

pesquisadores universitários (SALAZAR CAVERO, 1982 e 1998).

1.2.2.4 - Pesticidas na atividade primária

Atualmente, no setor primário, os pesticidas são usados largamente.

Estes são agrupados conforme os enfoques a serem dados. Um deles é quanto a

classe de uso Os herbicidas são disponibilizados para o combate de plantas não

desejadas, os inseticidas para combate de insetos, a princípio insetos-pragas, os

fungicidas para controle de fungos, a princípio os causadores de doenças e assim

por diante. Entretanto, para aperfeiçoar a abordagem na legislação brasileira

vigente, o art. nº. 95 do Decreto Federal n°4.074 de 04/01/2002 que regulamenta a

lei dos agrotóxicos (Lei nº. 7.802, 11/7/1989), institui Comitê Técnico de

Assessoramento para Agrotóxicos o qual, entre outras competências, propõem

critérios de diferenciação de agrotóxicos, seus componentes e afins em classes, em

função de sua utilização, de seu modo de ação e de suas características

toxicológicas, ecotoxicológicas ou ambientais (ANVISA, 2002).

O tipo, volume e freqüência de aplicações de pesticidas são variáveis

com a fase, tipo e estágio da planta ou criação, com as condições do ambiente

objeto de controle e com o tipo, características e severidade do alvo indesejado.

Algumas atividades rurais, tais como a cotonicultura, a cultura do

tomate, a viticultura, a cultura da soja, a bovinocultura, a avicultura e outras, tornam-

se dependentes de pesticidas, devido a dinâmica populacional de seres indesejados

associadas às mesmas. Assim, por exemplo, as lavouras de tomate e de uva

demandam muitas aplicações de fungicidas, enquanto a de soja consome herbicidas

e, junto com a de algodão, freqüentes aplicações de inseticidas. Já as criações de

bovinos e de aves requerem rotineiras aplicações de antiparasitários.

O mercado de pesticidas passou a ser um negócio de grande

movimento financeiro. A partir da revisão e aperfeiçoamento da legislação brasileira

no início da década de 1990 e da adequação das estaduais, a comercialização

deveria estar rigorosamente controlada, exigindo-se o cadastramento periódico de

firmas e produtos interessados na venda. No Estado de Mato Grosso, em cadastro

realizado até 20 de agosto de 1994 haviam se manifestado 30 empresas

inscrevendo 472 produtos pesticidas, requerendo a sua comercialização no espaço

territorial do Estado (AEA-MT, 1995). Havia, também, uma lista de 37 produtos

comerciais mais utilizados para o controle químico de pragas do algodão.

1.2.2.5 - Pesticidas no combate de vetores de agentes daninhos

Após o surgimento de pesticidas do grupo químico dos clorados, o

HCH e o DDT constituíram-se como produtos abundantemente empregados nas

campanhas de combate aos transmissores de doenças no Brasil. Mesmo após a

proibição (1985) do uso agrícola da maioria dos clorados no Brasil, em campanhas

de saúde pública ainda se encontrava o HCH e o DDT em uso, inclusive até meados

da década de 1990, conforme RIEDER (1994b) observou em comunidades de

Cáceres (MT). Segundo citações de GELMINI (1991), o registro de pesticidas

organoclorados só teria sido cancelado no Brasil em 11 de maio de 1990.

Entretanto, no início deste século (XXI) alguns clorados ainda estavam com uso

permitido, em geral para controle de formigas, cupins e ou tratamento antifúngico de

madeiras, tal como endossulfan lindano, pentaclorofenol e dicofol sendo necessário

seu registro no IBAMA para conservante de madeiras (ANVISA, 2005d). Ao estudar

a possível contaminação de leite materno de senhoras em Cuiabá, no ano de 1996,

OLIVEIRA (1997) encontrou todas as amostras contaminadas por resíduos de

organoclorados, tais como lindano, p-p’DDE, p-p’DDT, aldrin e heptacloro. Um

estudo de revisão mais recente continua confirmando presença de resíduos de

clorados em leites bovino e humano mesmo em países que já proibiram totalmente o

uso destes pesticidas (CISCATO, GEBARA & SPINOSA, 2004). Outro trabalho que

investigou a presença de resíduos de pesticidas em frutos de tomates

(Lycopersicum esculentum Mill.) comercializados em supermercados de Cuiabá, nos

anos de 1996-97, também identificou a presença de resíduos de clorados em

algumas amostras (VIEIRA, 1998). Além dos pesticidas do grupo dos clorados eram

também usados produtos do grupo dos clorofosforados, fosforados, carbamatos e,

mais recentemente foram introduzidos pesticidas do grupo dos piretróides sintéticos,

principalmente para preencherem a lacuna deixada pela retirada dos clorados.

1.2.2.6 – Trajetória tecnológica

Segundo PARENCIA (1986), na década de 1920 foi descoberto a

eficiência do arseniato de cálcio como inseticida, em especial, na luta contra o

bicudo do algodoeiro (Anthonomus grandis Boheman) nos Estados Unidos. Antes

do arseniato de cálcio, no início do século XX, usava-se o Verde-Paris e o arseniato

de chumbo para controlar surto de curuquerê (Alabama argillacea Huebner). O

enxofre e a creolina também eram usados contra outras pragas do algodoeiro.

Entretanto, em 31 de dezembro de 1972, o uso do DDT

(organoclorado) em algodão foi banido pela EPA (United Stades Environmental

Protection Agency) nos Estados Unidos.

Esta mesma Agência anunciou, em 2 de agosto de 1999, o início de

um processo de banimento do pesticida metil paration- MP (organofosforado), não

podendo ser mais usado, nos EUA, em algumas plantações pertinentes a

horticultura (maçãs, pêssegos, pêras, nectarinas, cerejas, cenouras, feijões,

tomates), (EPA, 1999). No Brasil, uma tentativa de discussão efetiva sobre o futuro

do MP se deu por iniciativa de um projeto de lei (PL 1518/1999) na Câmara Federal

dos Deputados (GABEIRA, 1999), sendo arquivado em 2001. Também em 1999 a

ANVISA (1999) editou a Resolução nº. 6 (14/10/1999) para suspender à aprovação e

avaliação toxicológica de novos produtos a base de MP e para reavaliar os já

autorizados. Contudo, em outubro de 2005 ainda não se tinha instrumentos

restritivos efetivos a respeito do uso do MP no Brasil, pelo menos registrados na

ANVISA (2005). Por outro lado, o ingrediente ativo clorpirifós, do grupo dos

clorofosforados, foi acrescentado à lista dos pesticidas saneantes proibidos no

Brasil, através da RDC nº. 206 (23/8/2004) (ANVISA, 2004), cujos efeitos desta

resolução foram restabelecidos pelo Supremo Tribunal Federal, em 1/7/2005.

Outros produtos clorofosforados, pelo risco que representam, também

deveriam ser proibidos no Brasil, como o dicofol e o endossulfan (PARANÁ, 2003)

Com a proibição dos clorados foi apressado o desenvolvimento e

lançamento de vários produtos pesticidas a base de piretróides (Cipermetrina,

Ciflutrina, Betaciflutrina, Lambdacihalotrina e outros) entre as décadas de 1970-90.

1.2.2.7 – Os acidentes

O acesso não seletivo a qualquer pesticida e a falta de treinamento

adequado de aplicadores destes pode gerar acidentes humanos e ambientais.

A etiologia de acidentes por pesticidas, na década de 1980, conforme

dados de vários autores (GUERRA, 1978; PUGA & MELLO, 1982; PESSANHA,

1982), estava, principalmente, relacionada ao despreparo do agricultor para usar o

pesticida indicado, de modo correto e em condições ambientais tecnicamente bem

definidos. Isto continuava sendo válido ainda na primeira década do século XXI.

No Brasil, na década de 1970, a expansão do consumo de defensivos

agrícolas (1964: 16 mil t; 1970: 40 mil t; 1974: 100 mil t), a utilização de formulações

mais concentradas, a sofisticação nas técnicas e equipamentos de aplicação, sem

um acompanhamento adequado de preparação de mão-de-obra, explica o aumento

na incidência de casos de intoxicação de trabalhadores rurais e de poluição

ambiental, com enormes prejuízos à flora e à fauna das regiões agrícolas mais

avançadas do país (PESSANHA, 1982).

Entre 1983 e 1993 (260 mil t), no Brasil, o consumo de pesticidas

cresceu 44 %, aumentando de 1 kg ha

-1

para 1,44 kg ha

-1

, enquanto em fevereiro de

1997 (US$ 88 milhões) as vendas destes produtos tinham aumentado em 26,16 %

nos últimos 12 meses (TOMITA & PERES, 1999). Dados do IBAMA indicam que o

consumo de agrotóxicos no Brasil no ano de 2000 foi 131.970 toneladas, mas

segundo estudos do SINDAG (Sindicato Nacional da Indústria de Produtos para

Defesa Agrícola) a venda sofreu uma redução no ano seguinte da ordem de 8,5%

(2000: US$ 2.499.958.000; 2001: US$ 2.287.482.000), BRASIL (2003).

PESSANHA (1982) menciona ainda que as intoxicações por pesticidas

em nosso país sensibilizaram mais a sociedade brasileira no final da década de

1970. O Centro de Controle de Intoxicações do Rio Grande do Sul, entre outubro de

1978 e setembro de 1979, registrou 707 casos de acidentes, com 7 mortes, sendo

que as causas para tais acidentes eram conseqüentes, principalmente, do

desconhecimento do usuário sobre o perigo que envolvia a utilização de substâncias

de elevada toxidez. Mas, os toxicologistas sugeriam que a causa básica estava na

liberdade da comercialização de pesticidas, já que qualquer pessoa, naqueles anos,

podia comprar pesticida e aplicá-lo como, quando e onde desejasse.

Um estudo de intoxicações por agrotóxicos ocorridos entre 1992-2002

mostra que 35% dos casos registrados em Mato Grosso do Sul ocorreram na

microrregião de Dourados, e estes, predominantemente, tiveram causa acidental ou

profissional, provocados mais por inseticidas, e entre os quais, os organofosforados,

havendo ainda correlação positiva significante entre casos de intoxicações e área

cultivada com algodão ou com feijão (PIRES; CALDAS & RECENA, 2005).

De acordo com o SINITOX (2004) as intoxicações e envenenamentos

humanos, entre 1996-2001 apresentaram as médias de 72477 e 4907 casos

registrados por ano, respectivamente, em todo país e na região Centro-oeste. Estes

casos geraram, em media por ano, respectivamente, no país e no centro-oeste, 421

e 11 óbitos, correspondendo às letalidades de 0,58 % e 0,23 %. Os pesticidas de

uso agrícola (PUA), de uso doméstico (PUD), os raticidas (PUR), os produtos de uso

veterinário (PUV) e os produtos domissanitários (DOM) somaram por ano, em

média, 23,74 % e 17,01 % de todas as intoxicações, e foram responsáveis por 54,25

% e 41,17 % dos óbitos, no país e centro-oeste, respectivamente, no período

considerado. A mais alta letalidade foi registrada para os PUA, sendo de 3,02 % e

1,11 % para o país e para o centro-oeste, respectivamente. Isto mostra que as

letalidades dos pesticidas de uso agrícola foram 5,2 e 4,8 vezes maiores que as

letalidades gerais das intoxicações registradas, respectivamente, no país e na região

centro-oeste. Há de se considerar que os registros de intoxicações e

envenenamentos no Brasil ainda não conseguem contemplar todos os casos

ocorrentes. Pois os dados analisados são apenas uma amostra da realidade.

1.2.2.8 - O receituário agronômico

(RA)

Conforme GUERRA (1978), os riscos de acidentes humanos e

ecotoxicológicos podem ser minimizados por medidas preventivas, como: exata

indicação do produto a ser usado, correta aplicação, competente supervisão

operacional, restrição ao acesso (no comércio vendedor de pesticidas), aquisição

com orientação técnica, uso de aparelhos apropriados e em bom estado para as

aplicações, aplicações corretas, oportunas e em condições locais ideais, de preparo

operacional psicológico, educativo e técnico, assim como incorporação de

procedimentos higiênicos adequados. A capacitação do técnico e a orientação do

usuário devem ser indispensáveis à prevenção de acidentes. O RA orienta o

aplicador favorecendo o uso adequado de pesticidas. No meio rural, chocantes

casos já foram verificados, como: menor seminu (só de calção) sinalizando trajetória

de aplicação para a aviação agrícola; gestante aplicando e se expondo a pesticida;

índios aplicadores serem pagos com uma garrafa de cachaça, no final do dia,

transformando a mão-de-obra barata em um homem esquecido como ser humano.

Segundo GUERRA (1978), o tempo de exposição deve ser controlado

para o imediato afastamento do operário ao atingir o nível de contaminação

permissível. As graves intoxicações, em geral, ocorrem por inalação.

Com a instituição do RA no Brasil, em 1981 (Port. 007/81 de

13/01/1981- MA), as relações homem - pesticida - ambiente começavam a se alterar.

Hábitos anteriores de uso e manejo eram substituídos por regência dos

responsáveis pelo RA e legislação relacionada.

Segundo SALAZAR CAVERO (1998), inicialmente, a idéia do RA

procurava enfatizar instruções de uso adequado dos pesticidas e a não-

recomendação de inseticidas clorados no tratamento de plantas comestíveis e de

fumo. Os objetivos iniciais do RA foram se aperfeiçoando. Hoje se sabe que o RA

exige o conhecimento da fenologia dos fatores etiológicos, dos recursos

tecnológicos fitossanitários disponíveis, dos aspectos básicos de várias áreas da

ciência envolvida e da legislação pertinente. Por isto o RA só pode ser fornecido por

um especialista competente na área, sendo também a único responsável pelas

conseqüências que possam provocar as suas recomendações.

1.2.2.9 – Perigos envolvidos

O homem se sente pressionado a obter o controle eficaz de pragas e

doenças. Com isto teria condições de ampliar a oferta de alimentos e reduzir o risco

a ocorrência de doenças transmitidas por vetores. Isto estaria reduzindo dramas,

flagelo humano e, por conseguinte, melhorando a qualidade de vida da humanidade.

Mas de outro lado, apesar do benefício proporcionado pelos pesticidas à

humanidade, alguns de seus produtos podem ser extremamente perigosos e

constituir, às vezes danos equivalentes a ou até maiores que o benefício deles

esperado, quando mal escolhidos, incorretamente destinado e inadequadamente

manejado. Alerta esta feita há mais de duas décadas, por RIEDER & D’ELIA (1976).

A falta de treinamento adequado aumenta o risco de danos ambientais e de

acidentes na família de usuários. Já o potencial de periculosidade ambiental (PPA)

de pesticidas, no Brasil, é estabelecido pelo IBAMA através da Port. nº. 84 de

15/10/1996, em quatro classes (I – Produto Altamente Perigoso, II – Produto Muito

Perigoso, III – Produto Perigoso, IV – Produto Pouco Perigoso), cujo enquadramento

considera parâmetros como persistência; transporte; bioacumulação; toxicidade a

organismos do solo, aquáticos, para mamíferos, aves e abelhas e, em especial os

resultados de testes de reprodução, muta, terato e carcinogênese e, ainda, levando

em consideração as vias de exposição (ANVISA, 2005c).

1.2.2.10 - O solo na proteção ambiental diante da poluição química

Aplicações de pesticidas na porção aérea das plantas derivam grande

parte para a superfície do terreno (BARTSCH, 1973). Segundo KHAN (1980), ao ser

lançado no ambiente, a maior porção do pesticida entra em contato com o solo e

água. TOLEDO (1993) recomenda que o solo deva estar incluído, como objeto de

estudo, em programas de monitoramento de resíduos de contaminantes em

alimentos e água para consumo humano.

A matriz solo é importante no trato de poluição ambiental, pois o

destino final de poluentes químicos, como de pesticidas, normalmente é nesta,

conforme citam BARTSCH (1973), LAMBAIS (1992) e MUSUMECI (1992), mesmo

que sejam originalmente lançados em outros compartimentos.

O solo exerce importante papel no processo de destinação secundária,

desativação e degradação completa de pesticidas.

De um modo geral a adsorção é talvez, o principal evento que controla

a mobilidade e a disponibilidade ativa do pesticida no solo. Partículas muito

pequenas no ambiente podem contribuir fortemente na adsorção de pesticidas.

DORES (1996) cita que a adsorção por material particulado é dependente do

tamanho das partículas, quantidade de argila, conteúdo de matéria orgânica e das

propriedades físico-químicos do pesticida, tal como capacidade de dissociação,

solubilização em água, presença de grupos complexantes e pressão de vapor.

O poder de proteção que o solo exerce sobre os ecossistemas, diante

da introdução de poluentes químicos como de pesticidas, está fortemente

relacionado com a sua capacidade de adsorção, retenção, atividade, reatividade,

infiltração, tipo e população microbiana, entre outros. Os efeitos são variáveis

conforme a magnitude das características e atributos do solo. As propriedades de

solos são dependentes do tipo, quantidade e distribuição de materiais coloidais

presentes no mesmo, de alguns elementos ou substâncias químicas e do pH.

Características físicas e químicas do solo, em especial os teores de

argila e de matéria orgânica, devido a elevada capacidade de adsorção, influenciam

diretamente a inativação de pesticidas no solo (OLIVEIRA & BEGAZO, 1989).

A retenção e a desativação de resíduos de pesticidas que atingem os

terrenos dependem do poder de adsorção de seus solos (HAMAKER, 1975) que, por

sua vez, tem uma relação direta com o nível da CTC do meio (ADAMS Jr., 1973) e,

esta, pode ser extremamente dependente dos teores de matéria orgânica presentes

(BERG, LEPSCH & SAKAI, 1987), principalmente se o solo não estiver bem suprido

de argilominerais, como é o caso em solos arenosos. As argilas e a matéria orgânica

com suas substâncias húmicas são preponderantes e comandam tais processos.

A degradação de pesticidas é afetada pela matéria orgânica, pH, argila,

óxidos de ferro e de alumínio e a população microbiana (GORING et al., 1975).

Entre os vários componentes do solo, por estimular eventos físicos,

químicos e biológicos no meio, a matéria orgânica exerce importante influência

sobre o comportamento e destino final de pesticidas no solo (WEED & WEBER,

1974; GORING et al., 1975; HAMAKER, 1975; HAQUE, 1975; WAGENET &

HUTSON, 1990; LAMBAIS, 1992; MUSUMECI, 1992), sendo determinante na

desativação do efeito nocivo e da degradação de poluentes naquele ambiente.

Quando se trata de solos bastante arenosos, bons teores de matéria

orgânica podem suprir as deficiências em argilominerais no exercício das funções

ativas e reativas do solo, tanto no que se refere à fertilidade (KIEHL, 1979;

BUCKMAN, 1983; PRIMAVESI, 1988; MELO, 1994 e SILVA, LEMAINSKI & RESCK,

1994) e provavelmente no que tange ao poder de proteção do ambiente diante dos

riscos da poluição química, como aquela atribuída a pesticidas.

A matéria orgânica exerce efeito de reforço a mecanismos físicos de

proteção contra a remoção e mobilização de material da superfície das terras, que

pode estar, eventualmente, retendo poluentes. Como, por exemplo, melhorando a

estrutura do solo, aumentando a infiltração de água no mesmo, o que desacelera

processos erosivos na superfície dos terrenos (BARUQUI & FERNANDES, 1985;

RESENDE, 1985; CASTRO, 1987). Atua ainda sobre a capacidade calorífica,

capacidade de retenção de água, capacidade de troca de íons, poder tampão, ação

quelatante (MELO, 1994), o que provavelmente ajuda compor um meio

bioquimicamente estimulado à desativação de moléculas de pesticidas.

Os solos bem supridos em matéria orgânica oferecem efeitos de

proteção ambiental graças aos importantes atributos e atividades das substâncias

húmicas. Segundo LOPES & GUIDOLIN (1989), o húmus nada mais é que produto

de decomposição da matéria orgânica, por transformação biológica e, em geral,

como colóide, apresenta um balanço de cargas negativas durante o processo de sua

formação, razão pela qual pode atrair e reter partículas com cargas positivas.

As substâncias húmicas aumentam o poder de adsorção do solo,

propiciam a elevação da capacidade de troca catiônica (CTC) (HAQUE, 1975),

dinamizam o poder de reação do solo (QUAGGIO, 1986 e RAIJ, 1986). A matéria

orgânica também se constitui de fonte nutricional e de energia para a multiplicação e

crescimento dos organismos (MELO, 1994), o que favorece o acentuamento da

atividade microbiana biodegradadora (GORING et al., 1975). As condições

climáticas e população microbiana promovem a degradação de pesticidas, embora a

intensidade desta seja dependente das características químicas de cada produto de

pesticida, conforme estudos referenciados por OLIVEIRA & BEGAZO (1989).

Foi constatado que num solo bem suprido de MO, expressiva quantia

do pesticida MP estava ligada a partículas do solo, tendo sua atividade reduzida e

estando indisponível para degradação biológica ou química (KATAN, FUHREMANN

& LICHTENSTEIN, 1976). Isto pode estar representando apenas uma proteção

temporária do ambiente, pois poderá voltar a ser liberado ou reativado.

Diferentes pesticidas sob mesmas condições ambientais podem

apresentar comportamentos distintos. LAABS et al. (1998), estudando a taxa de

dissipação de vários pesticidas (atrazina, clorpirifós, lambdacihalotrina, deltametrina,

α-endosulfan, metamidofós, metolaclor, monocrotofós, simazina e trifluralina) na

camada superficial (35 cm) de um Latossolo (Oxisol típico), sob condições de campo

e em ambiente tropical, na microbacia hidrográfica do rio São Lourenço (adentra no

Pantanal), na região da Chapada de Cuiabá, coletaram a água de percolação

(usando lisímetro instalado na profundidade de 35 cm) para determinar a perda de

pesticidas para além da principal zona do sistema radicular de plantas nas primeiras

quatro semanas após a aplicação dos pesticidas. Entre os pesticidas envolvidos,

demonstraram algum potencial de lixiviação (0,1-1,6 % da quantidade aplicada) para

a camada mais profunda do subsolo os produtos metolaclor, simazina e atrazina,

enquanto que foram determinados, na água de percolação, apenas traços de

trifluralina, α-endosulfan, monocrotofós e clorpirifós. Alguns pesticidas são mais

sujeitos que outros a penetrarem no perfil de solos via mobilização hídrica.

O mais importante constituinte do solo à retenção de pesticidas no

mesmo é a matéria orgânica (TRAUTMANN, POTER & WAGENET, 1998).

Os principais fatores que influenciaram a sorção do MP em três solos

de São Paulo foram os seus teores de matéria orgânica e de argila (CASTANHO et

al., 2003). Utilizando amostras de turfa e de três diferentes solos ROTICH et. al.

(2004) concluíram que é o conteúdo da matéria orgânica do solo que comanda o

processo de adsorção do MP nestes.

Estudos apresentados pela FAO (2000) demonstram que as

concentrações do pesticida MP adsorvido em relação aos dissolvidos na solução

aquosa em equilíbrio (K

) em solos e a fração disto atribuída a matéria orgânica

) destes solos foram crescentes com os seus % de C. A FAO (2000) também

apresenta estudos que não conseguiram detectar resíduos do pesticida MP no

solução percolada provinda de colunas de 30 cm de altura de solos contaminados

por MP, superficialmente, e submetidas a chuvas simuladas. Portanto, não houve

mobilização de MP na extensão da coluna destes solos.

1.2.2.11 - Os riscos de danos atribuídos ao uso de pesticidas

1.2.2.11.1 -Considerações sobre exposição, contaminação e intoxicação

AB’SABER (1988) e RESENDE et al. (1994) acreditam que a

intensificação do uso agropecuário de áreas a montante do Pantanal, que drenam

suas águas à planície inundável, deve estar colocando em risco ecossistemas

locais, com a provável contaminação por poluentes químicos, como por pesticidas.

Um estudo sobre degradação ambiental no Pantanal (ALHO; LACHER

& GONÇALVES, 1988) levou a suspeitar que a morte de, aproximadamente,

500.000 kg de peixes do rio Miranda no Pantanal, em 1985, tenha sido causada por

intoxicação com os pesticidas picloram e 2,4D usados a montante.

Embora as condições específicas do ambiente em que são aplicados

pesticidas possam expressar certo grau de perigo, o risco de acidentes está

fortemente atrelado ao perfil da ação antrópica com o uso das armas químicas

(RIEDER, CASTRO e SILVA & MORAES, 1995c).

Segundo SPADOTTO (1996), pesticidas oferecem riscos ao ambiente

e para a saúde do homem através da contaminação dos solos, das águas, dos

alimentos e pela intoxicação direta dos trabalhadores e produtores rurais. Conforme

o autor, no Brasil ainda não estava sendo considerada devidamente a exposição,

tanto humana como ambiental na análise de risco atribuído a pesticidas, apesar de

mencionar que a FAO (1989) já orientava que fossem considerados (na análise de

risco) os efeitos dos pesticidas, através de estudos toxicológicos e ecotoxicológicos,

e a exposição humana e ambiental a esses produtos.

Índices de intoxicações encontrados na cotonicultura do sudoeste de

MT, com base em relatos de agricultores que se dedicavam a lavouras de algodão,

situavam-se em patamares preocupantes (em RIEDER, 1990: 26,82 %; FREIRE et

al., 1993: 15,29 %; RIEDER, DORES & MORAES, 1998: 16,6 % de cotonicultores).

Segundo ALMEIDA (1985), um estudo em São Paulo indicou que 12 %

de trabalhadores expostos a praguicidas se intoxicavam nas operações de

manipulação e aplicação dos pesticidas.

Segundo RIEDER (1991), nos primeiros três anos da década de 1980,

no município de Cáceres, os cotonicultores se intoxicavam mais freqüentemente

com produtos a base de metil paration (MP). Em geral, sem considerar o tipo de

pesticida, o índice de intoxicação de, pelo menos, um integrante por família de

cotonicultores chegava a 76,9 % e 48,7 % em mais de uma safra agrícola.

Por outro lado, o agricultor, nestes anos todos de dedicação a atividade

altamente dependente de pesticidas, não foi treinado ou preparado para trabalhar

corretamente com tais armas químicas. Tanto para proteger o homem como o

ambiente, estas deficiências de treinamento, de um modo geral, são problemas a

resolver em todo o Brasil, conforme vários autores (RIEDER & D’ELIA, 1976;

ALMEIDA, 1982; LUTZEMBERGER, 1982; PUGA & MELO, 1982; RIEDER et al.,

1998). RIEDER (1991) revela que apenas 20,51 % dos agricultores, nos primeiros

anos da década de 1980, em várias comunidades envolvidas com a cultura de

algodão, afirmavam terem sido influenciados por ensinamentos em fitossanidade

prestados por profissionais da assistência técnica. Os vendedores de pesticidas

influenciaram 69,23 % dos cotonicultores, no manejo de pesticidas. Este e outros

estudos (ARANTES et al., 1990; FREIRE et al., 1993; RIEDER, 1994b, RESENDE

et al., 1994; EMBRAPA,1997) referindo-se ao destino de embalagens vazias, de

soqueiras; prevenção de acidentes; segurança pessoal e da família; preparo das

soluções de pesticidas; jornada e horário de aplicação; misturas e dosagens de;

trajes utilizados; medidas de proteção ambiental utilizadas e outros aspectos de

influência sobre a saúde do homem e do ambiente, indicavam que o quadro reinante

nas áreas de algodão na borda do Alto Pantanal era preocupante e, provavelmente,

oferecia alto risco de contaminação e de acidentes humano e ambiental.

Conforme RIEDER (1991), cotonicultores, no município de Cáceres, da

faixa de bordadura do Pantanal, na safra 1982-83, revelaram que havia três famílias

com casos de intoxicações em cada quatro expostas, duas tendo reincidência de

intoxicação na mesma pessoa e uma com mais que uma pessoa intoxicada entre os

componentes da família vitimada. A maioria dos usuários de pesticidas não

demonstrava ter consciência sobre o destino correto que deveria ser dado às

embalagens vazias, resto de caldas e às lavagens de equipamentos utilizados na

aplicação de pesticidas, com vistas à preservação ambiental. Na ocasião, 76,9 %

dos cotonicultores largavam as embalagens usadas na roça ou as jogavam no

“mato” ou ainda as deixavam em qualquer lugar, enquanto que outros (7,6 %)

aproveitavam as embalagens para uso caseiro, acondicionando alimentos.

Os riscos de impactos negativos no ambiente, devido a contaminação

por pesticidas usados no meio rural, são altos, enquanto não houver a formação de

uma consciência e preparo verdadeiramente responsável com a utilização de armas

químicas no controle de pestes (RIEDER & D’ELIA, 1976; LUTZEMBERGER, 1982;

ALMEIDA, 1982; DONZEL & DORN, 1982; LASKOWSKI et al., 1983; SALAZAR

CAVERO, 1982; GUERRA, 1985 e TOLEDO, 1993).

Apesar deste alto risco com o uso de pesticidas estarem fortemente

determinado pelo fator humano, o mesmo poderá ser minimizado com programas de

treinamento adequado e sistemático dos operadores e de suas famílias.

1.2.2.11.2 - Pesticidas no solo e a contaminação de águas subterrâneas

O risco de contaminação do perfil do solo e de águas subterrâneas por

pesticidas, a partir da mobilização do poluente lançado na superfície de terrenos, é

dependente dos fatores que afetam a sua degradação e do seu deslocamento no

ambiente. Assim influem as características do pesticida e as condições gerais do

ambiente no espaço e no tempo. No período de aplicação de pesticidas, a

intensidade e distribuição e a recorrência de chuvas, a luminosidade, a temperatura

e umidade do ar e do solo, os ventos reinantes, as oscilações do lençol freático, os

movimentos hídricos na superfície dos terrenos e no perfil do solo, o grau de

cobertura da superfície dos terrenos, os tratos dados aos solos, entre outras

variáveis, afetam o destino e distribuição dos pesticidas na superfície e para dentro

do perfil dos solos. A declividade, as irregularidades na superfície, a posição relativa

das terras no relevo, atributos químicos e físicos das camadas do solo, exercem

efeito sobre a dinâmica do processo de contaminação ambiental por pesticidas

usados na superfície dos terrenos. O tempo de exposição e da concentração do

pesticida às condições ambientais, o momento da incidência da primeira chuva e da

recorrência de outras chuvas, após a contaminação da superfície do solo, também

influem sobre a mobilização e distribuição dos resíduos deslocados e retidos no

caminho ou na via percorrida. BARRIUSO (1994), GARCÍA GONZALES (1997),

RACKE et al. (1997) destacam estes fatores que comandam o destino de pesticidas

no ambiente, em especial, em solos tropicais.

Entre outras, duas características afetam fortemente a mobilização de

pesticidas na matriz solo para além do ponto de contaminação. São elas:(a)

persistência e, (b) solubilidade (hidro e lipossolubilidade).

As características de uma poluição por pesticida são determinadas

principalmente pela retenção do solo e pela persistência do poluente no ambiente,

sendo que a distribuição do mesmo no solo é fortemente dependente das condições

pedoclimáticas reinantes (BARRIUSO, 1994). Embora existam relativamente poucos

estudos consistentes em ambientes tropicais, quando comparado com zonas

temperadas, há indicações que a dissipação de pesticidas no primeiro é mais rápida

e, que o mais proeminente mecanismo que acelera este processo parece ser

induzido pelo efeito do clima tropical, o que inclui a incrementação da volatilidade, da

alteração química e da taxa de degradação microbial (RACKE et al., 1997).

O comportamento e destino de um pesticida em meio aquático e sua

mobilização hídrica são afetados pelo material particulado e adsorvente em

suspensão, sedimento de fundo, organismos do meio aquático e águas. Estes

compartimentos podem acumular, afetar as reações de transformação e influir no

transporte de poluentes para regiões distantes da aplicação (HIGASHI, 1991).

Alguns estudos (AHARONSON et al., 1987 e BARCELÓ, 1991)

confirmam que existe risco de contaminação de águas subterrâneas por pesticidas

usados na superfície de solos. HUANG & FRINK (1989) encontraram resíduos de

pesticidas (herbicidas) no perfil de solos de Connecticut (EUA) em amostras

coletadas até 2,25 m de profundidade e em água de cinco poços. Concluíram que,

de fato, existe risco potencial de lixiviações contínuas de pesticidas e de seus

resíduos, distribuídos através do perfil de solos, para águas subterrâneas. Além

disto, em várias áreas da borda do Pantanal, onde existem atividades dependentes

de pesticidas, foi constatado que o nível da lâmina de águas subterrâneas tende a

se aproximar da superfície do solo após a remoção da vegetação nativa local e o

desenvolvimento de atividades agropecuárias (COUTO & SANDANIELO, 1995;

RIEDER, 1995), além de oscilar bastante entre o período chuvoso e seco. A

elevação do nível das águas deve ser decorrente da alteração do balanço hídrico

nas microbacias antropizadas (desequilíbrios na relação “entradas e saídas de

águas”) (RIEDER, 1999). O potencial de um pesticida atingir águas subterrâneas a

partir de mobilizações da superfície do solo contaminada está também relacionado a

algumas propriedades do pesticida, tal como sua solubilidade em água. Conforme

informações da EXTOXNET (1998a), se o pesticida é muito solúvel em água, o

mesmo é mais facilmente carreado pela água de chuva, através do escorrimento

superficial ou para dentro do perfil do solo, vindo a contaminar águas subterrâneas

(por lixiviação). Quando fica misturado nas águas superficiais, o pesticida pode

produzir efeitos adversos a peixes e outros organismos. Se for muito insolúvel em

água, o mesmo tende a ficar aderido ao solo e também preso a corpos arrastados

pelo run-off, sendo assim menos disponível para os organismos.

A variação de características do solo (areia, matéria orgânica, metais,

pH) e de seus valores, afeta o comportamento do pesticida nesta matriz. O

movimento e o destino de pesticidas também podem ser afetados pelas

características da água mobilizadora dos resíduos (acidez, profundidade,

temperatura, turbidez). Ainda, segundo informações da EXTOXNET (1998a), o

movimento de um pesticida no solo está, também, relacionado à sua persistência,

mensurada por sua meia-vida. Assim, pesticidas de meia vida curta teriam menor

chance de serem mobilizados para longe no ambiente. Entretanto, mesmo os de

meia vida curta, se forem muito solúveis em água e as condições forem favoráveis,

podem se mover rapidamente em certos solos. O pesticida em movimento na

superfície tem mais chance de ser degradado por agentes como a luz solar e

bactérias. Mas quando o pesticida é percolado no perfil de solos, a degradação é

mais lenta, e isto aumenta a probabilidade de alcançar águas subterrâneas. MACIEL

et al. (1997), estudando a matéria orgânica no transporte de pesticida no solo

promovido por microrganismos, encontraram, embora reduzido, um transporte do

pesticida dicofol previamente acumulado na Pseudomonas fluorescens deslocado da

célula da mesma para o solo. Pesticidas não persistentes (meia vida curta, tal como

aldicarb) já foram encontrados em águas subterrâneas, o que demonstra que esta

categoria também pode penetrar no perfil do solo. Por outro lado, pesticidas muito

persistentes associados e de baixa solubilidade em água podem limitar a sua

mobilização no ambiente (Ex: clorados). Entre os pesticidas usados em lavouras de

algodão na borda do Alto Pantanal, o malation e o metil paration (MP) apresentam

baixa persistência no solo (meia vida, no máximo de 30 dias), o carbaril, o

carbofuran, o diazinon e o etil paration com persistência moderada (meia vida de 30

a 100 dias) e, a trifluralina, paraquat e outros, também usados no passado recente

(Clorados), de alta persistência (meia vida maior que 100 dias).

O material suspenso nas águas de rios pode se constituir em

reservatório de contaminantes. Estes podem ter sido apreendidos desde a origem do

material arrastado por escorrimento superficial, como em transito antes ou após

chegar aos rios. Assim, as águas com maior material em suspensão, apresentam um

potencial de acumular mais contaminantes, especialmente os pouco hidrossolúveis.

Num estudo recente (2001/2002) sobre a possível contaminação por

pesticidas, NUNES et al. (2002), em coletas efetuadas no início (nov. 2001) e auge

(fev. 2002) do período chuvoso, nos principais contribuidores de águas para o

Pantanal, encontraram mais de 200 mg/l de matéria seca total (MST) nas amostras

dos rios São Lourenço

(SL

), Vermelho (RV), Coxim (RC

) e Aquidauana (RA

), de

100-200 mg/l (MST) nas amostras dos rios Cabaçal(RC

), Cuiabá

1,2

(RC

u: 1,2

Taquari

1,2

(RT

1,2

) e Rio Negro (RN), enquanto os com menos de 100 mg/l (MST)

foram os rios Jauru (RJ), Sepotuba (RS

), Paraguai

1,2,3

(RP

1,2,3

), São Lourenço

(SL

), Itiquira (RI), Correntes (RC

), Miranda

1,2,3

(RM

1,2,3

), Salobra (RS

) e Apa (RA

Sondaram também se havia ou não a presença de pesticidas de sete classes

químicas (

1.Organoclorados-OCl: 10. heptaclor, 11.DDT, 12.DDE, 13.dieldrin, 14.aldrin, 15.endrin,

16.endossulfan II; 17. endosulfan sulfato, 18.clordane, 19.metoxiclor; 2.Organofosforados-OFo:

20.monocrotofós, 21.dimetoato, 22.diazinon, 23.metilparation, 24.clorpirifós, 25.ditalinfós, 26.triazofós,

27.mevinfós 28.forate, 29.fenitrotion; 3.Piretróides-OPi: 30.cipermetrina, 31.lamdacialotrina,

32.permetrina, 33.fenvalerato; 4.Carbamatos-OCa: 40.carbaril; 5.Triazinas-Tri: 50.atrazina, 51.desetil

atrazina, 52.desisopropil atrazina, 53.cimazina, 54.metribuzina, 55.terbutilazina, 56.ametrina;

6.Acetanilida-Ace: 60.metolaclor, 61.alaclor, 62.acetoclor; 7. Dinitroanilina-Din: 70.trifluralina

) em

sedimentos e água destes rios, totalizando 35 princípios ativos. Destes, 19 foram

detectados em amostras de sedimentos (

5 OCl: 11, 12, 14, 16 e 18; 6 OFo: 20, 22, 23, 24, 25

e 27; 2 OPi: 30 e 31; 2 Tri: 55 e 56; 3 Ace: 60, 61 e 62; 1 Din: 70

) e 11 em amostras de águas

OCl: 13, 16, 17, 18 e 19; 2 OFo: 22 e 26; 2 OPi: 32 e 33; 1 Tri: 50; 1 Din: 70

) destes rios. Tanto

em sedimentos(s) como em água (a), para um mesmo rio e ponto de coleta foram

encontrados apenas um OCl (SL

: 16) e um Din (RA

: 70). Mesmos pesticidas

ocorreram em sedimentos (s) e em água (a), embora em rios e/ou locais distintos de

coleta - de mesmos cursos de água (16: SL

, RT

, RS

em a; RJ, RP

, RC

u:1,2

, SL

1, 2

RV, RC

RI, RC

, RA

em s; 18: RM

em a; SL

, RT

em s; 22: RC

, RT

, RS

em a;

RV, RI, RC

u:2

em s; 70: RA

em a e em s). Os rios das bordas do Pantanal Norte

continham resíduos, em s de: três OCl (11, 12 e 16), de dois OF

(24 e 25), de um

Opi (30), de um Tri (55) e de um Ace (60); enquanto em a de apenas um OCl (19).

Dos rios (4) do Pantanal Norte estudado o RJ apresentou maior número de

princípios ativos (7) em sedimentos, enquanto em amostras de água apenas houve

a presença do pesticida “19” em dois rios (RS

, RP

). Estes dados revelam a

persistência de produtos usados outrora (clorados) na dinâmica ambiental atual,

como também a derivação para o ambiente pantaneiro de resíduos de pesticidas

usados atualmente na agropecuária à montante das bordas do Pantanal. Isto alerta

para a necessidade de aprofundamento e continuidade de estudos que possam

orientar ações mais adequadas com vistas a proteção do Pantanal.

Os clorados eram intensamente usados no Mato Grosso, inclusive na

região do Alto Pantanal, até o ano de 1985, quando ocorreu a proibição dos

mesmos, para uso agrícola no Brasil (RIEDER, 1991). A partir daí os produtos

inseticidas mais usados na agricultura regional foram fosforados, seguidos de

piretróides e carbamatos, e para herbicidas, foram derivados da glicina, entre outros

(RIEDER et al., 2002). Observando a portaria 84/96 do IBAMA, os produtos da

Classe II (Muito Perigosos) de PPA (Potencial de Periculosidade Ambiental)

constituíram quase a metade de todos os receitados nos anos agrícolas de 1999 e

2000 em 24 municípios inseridos no Pantanal Norte mato-grossense (RIEDER et al.,

2004). A contaminação por pesticidas do ambiente (RIEDER, 1999; DORES, 2000),

de alimentos (VIEIRA, 1998) e do leite humano (OLIVEIRA, 1997) vem sendo

estudado progressivamente no MT, contemplando também a região do Pantanal.

Referente ao MP, segundo informações da EXTOXNET (1998b), é

improvável que o pesticida possa ser encontrado em fluxos de escorrimento

superficial (run off). Um produto de decomposição do MP é o 4-nitrofenol, o qual não

é adsorvido pelas partículas do solo e pode, por isto, contaminar águas

subterrâneas. Tem sido detectado, embora raramente, em águas subterrâneas

distantes dos pontos de seu uso. No Mississipi já foram encontrados 8 µg/L em

águas subterrâneas. Também foram encontradas altas concentrações de MP em

amostras de água coletadas em alguns rios da Bacia hidrográfica do Atoya em

Nicarágua, onde cultivam algodão (CASTILHO, 2000)

Diferentes solos podem condicionar de forma distinta o comportamento

e o destino de pesticidas, por efeito da capacidade de adsorção, atividade

microbiana e reação do solo. Assim, solos com B textural provavelmente

condicionem uma dinâmica de interação e de processos de desativação diferenciada

de pesticidas em relação a solos sem B textural ou sem descontinuidade litológica.

Solos em distintas posições na paisagem podem apresentar

comportamentos diferentes na interação com contaminantes químicos, em face do

dinamismo próprio da posição (diferenciações topossequenciais). Aspectos

relacionados ao relevo também podem afetar a infiltração e, portanto a percolação

de água no solo. HORNSBY et al. (1993) e COHEN et al. (1995), citam que a

declividade afeta a lixiviação de pesticidas. AINSWORTH, FREDERICKSON &

SMITH (1993) constataram que as interações entre substrato ou material do solo,

superfícies deste e a utilização microbial são importantes para entender o que ocorre

com os compostos orgânicos, como é o caso de pesticidas em questão.

Os fatores que afetam a percolação de água no solo, provavelmente,

influenciam também o arraste de pesticida para dentro do perfil. Entre os fatores

condicionantes tem-se a condutividade hidráulica, teor de matéria orgânica,

profundidade do horizonte A, (GOSS, 1992), permeabilidade (HORNSBY et al., 1993

e COHEN et al. 1995). Segundo BENOIT et al. (1996), a matéria orgânica é um dos

mais importantes componentes do solo que afeta a sorção de pesticidas e de outros

poluentes orgânicos. Outros atributos do solo também exercem efeito no movimento

e destino de pesticidas naquele meio, conforme ANDERSON, RICHARDS &

WHITWORTH, (1967), BAILEY & WHITE (1970), BLANCO et al. (1983).

É possível que diferentes solos permitam comportamento e destinos

semelhantes a pesticidas nele lançados, desde que os atributos de influência

manifestem poderes com resultados parecidos. Um solo X arenoso, mas com bons

teores de matéria orgânica, e um solo Y argiloso, mas pobre em matéria orgânica,

embora distintos, podem induzir a resultados semelhantes sobre a mobilização,

retenção e degradação de contaminantes químicos. BUYANOVSKY et al. (1993),

em estudos relacionando à degradação de pesticidas com a profundidade no solo,

constataram que a atividade e a habilidade de comunidades microbianas para

degradar pesticidas são diferentes nas camadas superficiais (0-10 cm) em relação

àquelas abaixo de 50 cm. Verificaram também que as comunidades microbianas da

camada superficial se adaptam em um tempo bem menor aos acréscimos de

produtos químicos que as de camadas mais profundas. Constataram que a

quantidade de pesticida degradado entre 0-30 cm foi 3 a 5 vezes maior que o

situado abaixo de 50 cm no solo, razão pela qual a persistência de pesticida pode

incrementar-se dramaticamente quando atinge camadas mais profundas do solo.

A mobilidade de resíduos de pesticidas na superfície ou no perfil de

solos é influenciada pela interação da solubilidade (em água), adsorção (no solo) e

persistência (no ambiente) com a quantidade e qualidade de água presente e com

propriedades físicas e químicas do solo (GARCÍA GONZÁLES, 1997).

Solos bem supridos de matéria orgânica, mesmo que arenosos,

apresentam boa capacidade de adsorção de moléculas orgânicas, tais como

pesticidas. O normal é o teor de matéria orgânica decrescer da superfície para

dentro do perfil de solos, conforme constatou RIEDER (1995) num estudo sobre os

solos ocorrentes em uma das comunidades do presente trabalho. Este decréscimo

se ajusta bem a um modelo descrito por uma equação hiperbólica do tipo y =

1/(a+bx), onde y é o teor de matéria orgânica, x a posição do ponto considerado no

perfil (profundidade) e “a” e “b” coeficientes da equação. Em Barra Nova (C

) a

equação que melhor se ajustou foi y (%) = 1/(0,137+0,0104x). Por isto se espera que

o poder de retenção de pesticidas, no caso de MP, seja máximo na camada mais

superficial e decresça com a penetração no perfil do solo, salvo em terrenos que

apresentem aumento de poder de adsorção com a penetração no perfil. Isto significa

que o poder de mobilização de resíduos para dentro do perfil deva aumentar com a

penetração em profundidade quando as demais condições não se alteram. Porém,

mesmo com o aumento do teor de argila em profundidade, BENEVENUTO (1983),

mostrou que não houve efeito marcante sobre a mobilização, mas sim as alterações

dos teores da matéria orgânica foram as que determinaram o comportamento da

mobilização hídrica e retenção de pesticidas no perfil. As variações de pH,

substâncias ou radicais ácidos ou alcalinos, salinidade, alcalinidade, condutividade

elétrica, porosidade, condutividade hidráulica e de outras propriedades também

possuem potencial de influência sobre a retenção, mobilização e degradação de

poluentes nos extratos do perfil de solos.

O aumento dos teores de areia nos solos com a aproximação à

superfície, sem considerar os demais fatores, é uma situação que facilita a

mobilização de resíduos de poluentes para dentro do perfil. Perturbações antrópicas

nas superfície dos terrenos podem mudar a dinâmica de interação pesticida-solo.

A camada de solo que fica mais susceptível ao processo de foto e

termo decomposição de moléculas orgânicas é a superficial do terreno. Entretanto,

menções de WOLFE et al. (1990) indicavam que a fotólise de pesticidas na

superfície do solo ainda era pouco entendida na última década do século XX, pela

carência de estudos e de dados sobre o tema. Citavam, porém, que a temperatura

do solo afeta a volatilização e a taxa de fotólise de pesticidas. Temperaturas na

superfície do solo exposta aos raios solares geralmente são maiores que em outras

posições do perfil e, também sofrem maiores variações diurnas. Por isto os

pesticidas presentes na superfície do solo ficam submetidos a condições de

degradação bem mais intensas que em outras posições dentro do perfil.

Geralmente, a atividade microbiana e a biodegradação é máxima na interface solo-

ar, e decresce com a penetração no perfil. Já mais recentemente, GARBIN et al.

(2002) mencionam que a fotodegradação de pesticidas em ambiente aquático

depende de diversas variáveis, entre as quais comprimento de onda e intensidade

da luz incidente, espectro de absorção dos resíduos, características químicas e

concentração das demais substâncias presentes.

Provavelmente, em condições tropicais, a atuação dos processos de

mobilização e destino de pesticidas no solo, se contaminado superficialmente, seja

mais intensa e diferenciada que a situação encontrada em condições não tropicais.

Na região deste estudo, há períodos do ano em que são mais elevadas

as temperaturas, radiação solar direta, umidade do ar e do solo (SANDANIELO,

1986; SANDANIELO, 1987; NIMER & BRANDÃO, 1989; RESENDE et al., 1994).

GREEN, SCHNEIDER & GAVENDA (1993) mencionam haver grandes

diferenças nos dados publicados sobre parâmetros de sorção e degradação, pois o

solo ou sedimentos usados e as condições experimentais em que são desenvolvidos

variam muito, uma vez que a meia-vida degradativa é sensível às diferenças de

substrato, às temperaturas e às condições de umidade durante as incubações.

TAYLOR & SPENCER (1990) mencionam que a temperatura exerce

efeito sobre a pressão de vapor do pesticida. Em altas concentrações no solo o

efeito da temperatura é semelhante à verificada em seus compostos puros, mas em

concentrações não saturadas a influência da temperatura é mais complexa.

FELSOT & SHELTON (1993) mencionam que a umidade do solo se

constitui numa expressão de efeito crítico sobre o acentuamento da biodegradação

de pesticidas. A umidade afeta a fisiologia da microflora biodegradadora de

pesticidas e a taxa de dessorção de pesticidas no solo. TAYLOR & SPENCER

(1990) destacam que a interação entre temperatura, umidade do solo e a atividade

dos resíduos de pesticidas é da maior importância no controle da perda de resíduos

de muitos pesticidas sobre a superfície do solo.

No campo, áreas contaminadas são submetidas à mobilização hídrica

de seus resíduos, no sentido da penetração no perfil, classicamente através da

incidência de chuvas e da irrigação. Fluxos capilares e a flutuação do lençol freático

também podem afetar a mobilização de pesticidas no local e em suas vizinhanças.

Como o período de aplicação de pesticidas em lavouras de algodão, no

Mato Grosso, começa na época da existência de intensas e freqüentes precipitações

pluviométricas e termina no período de estiagens (FREIRE et al., 1993, EMBRAPA,

1997), várias são as possibilidades de distribuição das lâminas e de momentos de

ocorrência de chuvas nas lavouras tratadas. Entre outras, uma possibilidade é de

ocorrer uma chuva intensa (c

) (Ex: c

= 90 mm) sobre uma lavoura imediatamente

após a aplicação de pesticidas (Ex: 30 min.).

Chuvas fortes poderão se repetir dentro de uma mesma semana (Ex:

no 2º e 4º dia após a aplicação de pesticida nas lavouras), pelo menos na fase

vegetativa até a diferenciação floral no algodão (janeiro - abril) do período de cultivo

utilizado no sudoeste de Mato Grosso. Chuvas intensas podem disseminar

contaminantes, remover pesticidas do seu alvo, acarretando danos e perdas.

Estudos sobre a probabilidade de chuvas no sudoeste de MT indicam

que valores mensais confiáveis (probabilidade de 75 %) maiores que 90 mm (c

)

ocorrem em cinco meses (novembro - março), conforme SANDANIELO (1986).

Quando uma chuva intensa ocorre logo após a aplicação de um pesticida, a fração

removida é, provavelmente, maior que o conteúdo arrastado por chuvas igualmente

intensas, mas ocorrentes em dias seguintes às aplicações. Pesticidas lançados,

seguidos de chuvas intensas e sucessivas têm seus resíduos remanescentes

removidos rapidamente tanto para dentro do perfil como pela superfície em direção a

cursos de água e áreas de sedimentação. Isto mostra que a mobilização hídrica

dispersa os pesticidas no ambiente, aumentando a abrangência da contaminação

mas diminuindo a sua concentração. BENEVENUTO (1983) verificou que as

variações no teor de água do solo são previsivelmente mais importantes na

adsorção do pesticida do que a natureza de seus componentes, mesmo orgânicos.

A contaminação de águas subterrâneas é preocupante devido a

possíveis ações nocivas sobre componentes dos ecossistemas e por tratar-se de

águas para consumo humano atual ou potencial, o que também é enfatizado por

ENFIELD & YATES (1990). As atividades agrícolas utilizam pesticidas e, a

preocupação passa a ser mais aguçada quando são desenvolvidas próximas a leitos

ou sistemas acumuladores, inclusive de água. Existem várias atividades que adotam

pesticidas na borda do Pantanal, entre estas, de forma intensa, a cotonicultura.

Tecnologias alternativas para o controle de pragas existentes podem

minimizar os riscos à saúde ambiental e humana. Recursos da biotecnologia e da

engenharia genética estão permitindo isto. A transgenia é um caminho promissor

para tal, embora alguns grupos sociais se posicionem contrariamente a sua

aplicação e desenvolvimento no Brasil. Isto poderá retardar o nosso país dos que

estão na ponta deste conhecimento. Por exemplo, para descontaminar o solo

poderia ser possível inocular massa de microrganismos capazes de conduzirem o

metabolismo e degradarem resíduos de pesticidas. Entretanto, conforme menciona

BOLLAG & LIU (1990), isto só é aceitável se forem atendidas duas condições

básicas, a de não causar danos à saúde humana e também não causarem sérios

distúrbios na ecologia do solo. ENFIELD & YATES (1990) versando sobre

monitoramento e previsões de contaminação de águas subterrâneas sugerem muito

cuidado com as generalizações a partir de modelos desenvolvidos por alguns

estudos, uma vez que existem grandes variações climáticas e de solo considerando

as condições de campo, onde ocorre de fato o destino do poluente. Pesticidas no

ambiente produzem impacto biológico, tanto sobre os organismos alvos como em

não-alvos, na água, e na qualidade do ar, contaminando ainda alimentos, direta ou

indiretamente, conforme MADHUM & FREED (1990). Mas afirmam que a morbidade

e mortalidade atribuída aos pesticidas têm sido muito baixas em relação a outras

causas injuriantes e mortíferas. Porém, as aplicações repetidas de pesticidas podem

resultar em resíduos remanescentes no solo ou lixiviados para águas subterrâneas.

Contudo, do uso de pesticidas decorrem riscos a saúde humana e ao

ambiente. Segundo SEVERN & BALLARD (1990), a estimativa quantificada do risco

a saúde humana é obtida pela avaliação da exposição e da toxicologia do pesticida,

enquanto que a avaliação do risco ecológico envolve uma lista extensa de

componentes que concorrem para tal.

1.2.2.11.3 - O risco atribuído ao uso de pesticidas e a sua avaliação

A importância que os pesticidas possuem na prática da agricultura é

reconhecida, mas também são conhecidos os seus efeitos indesejáveis sobre a

saúde ambiental e humana, geralmente conseqüentes do uso impróprio e manejo

inadequado dos pesticidas, (CHENG, 1990). Por isto deve haver avaliação do risco

atribuído à pesticidas. Segundo HIMEL, LOATS & BAYLEY (1990), avaliação de

risco é uma expressão usada para se reportar à probabilidade de ocorrer um

impacto adverso com o uso de um pesticida, por ser tóxico ou perigoso para saúde

humana e/ou para o ambiente.

O risco está presente onde há dinamismo ou onde ocorrem interações.

O próprio momento da concepção do ser vivo é um evento muito concorrido.

O risco é a probabilidade de dano, enfermidade ou morte diante de

circunstâncias específicas (EPA, 1991). No presente trabalho, o interesse é com a

percepção de risco derivado da interação homem-pesticida-ambiente, ou seja, do

uso de pesticidas pelo homem no ambiente em comunidades que se dedicam à

cotonicultura, sob condições tropicais, nas Bordas do Alto Pantanal, MT, Brasil.

Todas as atividades humanas implicam em certo grau de risco, sendo a

sua determinação quantitativa geralmente difícil de ser efetivada e, em muitos casos

o risco só pode ser descrito qualitativamente como alto, baixo ou insignificante (EPA,

1991; CÂMARA & GALVÃO, 1995).

Uma avaliação de risco é um processo quantitativo e qualitativo para

caracterizar a natureza e a magnitude dos riscos para a saúde pública devido a

exposição à substâncias perigosas ou à contaminantes emitidos em sítios

específicos e, incluem os seguintes componentes: (a) identificação do perigo; (b)

avaliação de dose-resposta; (c) avaliação da exposição e (d) caracterização do risco

(ATSDR, 1992). Vários modelos são propostos para estimar o risco à saúde humana

e ou ao ambiente. MOZETO (2001a) em sua revisão do trabalho “Making Better

Environmental Deciosions” de Mary O’Brian (2000), enfatiza os erros que cometem

os modelos clássicos de avaliação de risco, basicamente por considerarem e

estudarem insuficientemente as alternativas possíveis de oferecerem saldos mais

favoráveis no balanço de impactos (positivos - negativos = saldo). E, para

aprimoramento metodológico na avaliação de risco e haver mais acerto nas

decisões ambientais, reforça a indicação do uso de “avaliações alternativas de riscos

ambientais”. Nesta proposição são mais consideradas a diversidade de concepções

e o pressuposto da existência de várias alternativas, suscitadas em discussões

democráticas amplamente participativas, e que o dano tem uma concepção muito

personalizada ou individual. Ainda MOZETO (2001b) em outra revisão, enfatiza que

as avaliações de risco, muitas vezes pecam por considerarem as interligações, as

interdependências e os impactos adversos, com efeito em cadeia, envolvidas nos

casos ou propostas colocados em questionamento.

RIEDER; CASTRO e SILVA & MORAES (1995c) apresentaram uma

proposta de determinação do nível de risco à saúde humana e ao ambiente atribuído

ao uso de pesticidas. Para avaliar o risco à saúde são necessários dados e

informações do local específico considerado e, segundo a ATSDR (1992) precisam

ser seguidos seis passos: (a) avaliar as informações físicas, geográficas, históricas e

de colocação operacional do sítio; (b) identificar as preocupações de saúde das

comunidades afetadas; (c) selecionar os contaminantes de interesse para a

localidade; (d) identificar e avaliar as rotas de exposição (mecanismos de transporte

ambiental e vias de exposição humana); (e) determinar as implicações na saúde

pública baseada nas fontes de dados disponíveis sobre os efeitos na saúde

específicos da comunidade e outras informações toxicológicas e médicas; e (f)

determinar as conclusões e recomendações.

Manuais fundamentam e orientam o processo de avaliação de risco,

tal como o Manual de Testes para Avaliação da Ecotoxicidade de Agentes Químicos

(SEMA, 1988), Princípios de Avaliação de Risco (EPA, 1991), Manual de Avaliação

de Riscos na Saúde pela Exposição a Resíduos Perigosos (ATSDR, 1992).

O nível de risco de contaminação e de danos por pesticidas sobre o

ambiente e o homem (NR

CDPAH

) resulta da contribuição de vários fatores e de suas

variáveis envolvidas, (RIEDER et al., 1995c). Para se chegar ao nível de risco global

(NRG

CDPAH

) é necessário identificar as componentes que concorrem para o risco e,

também, a magnitude de contribuição de cada meio e duração da exposição.

Os desafios são: identificar componentes, formas de inter-

relacionamento e o sentido da ação destas; reconhecer a magnitude e a amplitude

das ações e; um quarto desafio é a decodificação do tipo e da intensidade de ação

de cada uma, para uma escala universal de valores que permita traduzir as

contribuições individuais em nível de risco global (NRG

CDPAH

É possível reconhecer indicadores de risco, sem haver necessidade de

determinar a probabilidade de ocorrência de contaminação e de danos ao ambiente

e à saúde humana devido ao uso de pesticidas. Porém pode ser assumido que o

nível de risco é uma variável dependente da interação de várias outras. Pode o risco

ter uma relação de proporcionalidade (direta ou inversa) com os valores

expressados pelas variáveis consideradas. Assim, por exemplo, se a freqüência de

aplicações de pesticidas afeta o nível de risco (NR

CDPAH

), e quanto maior o número

de aplicações mais exposição ao pesticida acontece, então o crescimento da

freqüência implica no aumento do nível de risco.

1.2.2.12 - O pesticida mais usado em C

e C

: Metil Paration

(MP)

Este pesticida é intensamente utilizado no cultivo de algodão (BAYER,

1974). O seu uso na cotonicultura brasileira está registrado na literatura há pelo

menos três décadas (SALAZAR CAVERO et al., 1976; GAEIRAS & REIS, 1978). No

Mato Grosso, na década de 1970, o pesticida aparecia recomendado oficialmente,

pelo menos, para três tipos de pragas do algodão (EMATER-MT, 1977).

Mesmo com o cancelamento do MP para a sua utilização em várias

culturas nos EUA, a partir de 2 de agosto de 1999, não houve restrição para seu uso

na cotonicultura, salvo limitações para aplicações aéreas em grandes áreas

(EPA,1999). Diante das restrições relacionadas ao uso do MP em outros países, no

Brasil a Resolução RDC nº. 6, de 14 de outubro de 1999 suspende etapas para o

registro de novos produtos e/ou formulações a base de MP, determina a reavaliação

toxicológica dos que já autorizados pelo Ministério da Saúde e ordena a revisão da

monografia do MP (ANVISA, 2005).

Nas safras de 1982-83, em Cáceres (MT), um estudo, que incluía a

comunidade de Barra Nova (C

), mostrava que o “Folidol” (a base de MP) era o

pesticida mais utilizado em lavouras de algodão (> 93 %) e, também o mais

freqüente causador de intoxicações (> 73 % dos casos) (RIEDER, 1983; RIEDER,

1991). Outros registros nas décadas de 1980-90 indicaram a continuidade da

recomendação e do uso, geralmente predominante, de produtos à base de MP na

cotonicultura de MT e, em especial, nas bordas do Alto Pantanal (RIEDER, 1986;

ARANTES et al., 1990; RIEDER, 1990; RIEDER, 1991; EMPAER-MT, 1992a e b;

FREIRE et al., 1993; RIEDER, 1994a e b; EMBRAPA, 1997). Diretrizes técnicas de

algodão para MT em 1997 recomendavam este pesticida para controle de pragas na

cotonicultura (EMPAER-MT, 1997; EMPAER-MT, 1998). A persistência do uso deste

pesticida em pulverização, e em polvilhamentos (1970-80), no algodão, por várias

décadas nas bordas do Pantanal, por ser extremamente tóxico (classe I) (SALAZAR

CAVERO, 1998) e, por ser o pesticida mais usado nas comunidades observadas (C

e C

) na década de 1990 (26,89 %), o MP constituiu-se no primeiro produto a

compor ensaios de mobilização edafohídrica de pesticidas, em colunas de solos

amostrados em áreas cotonícolas das bordas do Pantanal. Estes ensaios foram

desenvolvidos nos Laboratórios da Universidade Federal de Mato Grosso (UFMT)

entre 1995-1999, conforme registrado em RIEDER et al (1999).

Por isto o MP passa a ser descrito detalhadamente, conforme segue.

1.2.2.12.1 - Identidade do MP, conforme a FAO (2000)

I) Denominações:

Nome comum ISO (International Organization for Standardization):

parathion methyl ou seja, metil paration.

Nome químico: O,O-dimethyl O-4-nitrophenyl phosphorothioate (IUPAC -

International Union Of Pure And Applied Chemistry) ou seja, 0,0 - dimetil 0 - 4 -

nitrofenil fosforotioato (ANVISA – Agência Nacional de Vigilância Sanitária);

II) Número do CAS (Chemical Abstract Service): 298-00-01

III)Fórmulas

Estrutural:

Molecular: C

IV) Massa molar: 263,2 g/mol

1.2.2.12.2 - Propriedades físicas e químicas (FAO, 2000)

I)Ingrediente ativo puro:

a)Aparência e odor: incolor, sólido cristalino, odor típico de ovo ou de

alho estragado;

b)Pressão de vapor: 1,72(± 0,09) x 10

-5

mm Hg a 25 ºC;

c)Ponto de fusão: 35-36 ºC;

d)Coeficiente de partição água/octanol: P

= 629, log P

= 2,8;

e)Solubilidade:

- em água: 70,3 ± 2,73 mg L

-1

a 25 ºC;

- prontamente solúvel na maioria dos solventes de hidrocarbonetos

aromáticos, álcoois, ésteres e cetonas;

- ligeiramente solúvel em petróleo e óleos minerais;

f) Densidade específica: 1,358 (d

);

g)Hidrólise: meia-vida hidrolítica a 25 ºC no escuro sob condições de

ambiente esterilizado e a uma concentração inicial de 4 mg L

-1

- pH 5: 68 dias;

- pH 7: 40 dias;

- pH 9: 33 dias.

O produto dominante da hidrólise ácida é o dimetil paration-metil e sob

hidrólise alcalina 4-nitrofenol. Em condições neutras formam-se quantidades

aproximadamente iguais de ambos os derivados.

h) Fotólise: o MP tem uma meia vida definida aproximadamente em 49

horas na água conforme estudos de fotodegradação.

i)Estabilidade térmica: Aquecimento a 150 ºC por 6 h e 30 min

resultaram em 91 % de isomerizações para O,S-dimetil-paration-metil, seguido por

geração de dimetil sulfito, dióxido de enxofre e outras substâncias.

II) Material técnico (FAO, 2000):

a)Pureza: mínimo 80 % (concentrado técnico, 80 % de MP em xileno);

b)Ponto de fusão: 17 ºC;

c) Impureza principal: 4-nitrofenol, menos que 0,2 %.

d) Estabilidade: Amostras de material técnico concentrado de MP foram

estocadas em recipientes de vidro lacrados e submetidos a ambiente escuro a 20

ºC, 40 ºC e 55 ºC. O conteúdo inicial de MP foi 77,7 % o qual decresceu

marginalmente para 76,6 % e 75,0 % após 2 anos a 20 ºC e 40 ºC respectivamente.

Depois da armazenagem a 55 ºC por 20 semanas o conteúdo de MP foi 73,2 %, e

após um ano nesta mesma temperatura o material esteve polimerizado.

Conforme referências da EXTOXNET (1998b), substâncias alcalinas

hidrolisam o pesticida e, por isto é incompatível com essas. Pode reagir com

oxidantes fortes. Com a sua decomposição rápida acima de 100ºC, gera risco de

perigosa explosão. A decomposição térmica pode liberar fumigantes tóxicos, como

dimetil sulfito, dióxido de enxofre, monóxido e dióxido de carbono, pentóxido de

fósforo, e óxido de nitrogênio. Por isto o pesticida não pode ficar exposto a

temperaturas acima de 55 ºC.

O ponto de ebulição é de 154 ºC na pressão de 1,0 mm Hg (BAYER,

1974) ou 109 ºC na pressão de 0,05 mm Hg (EXTOXNET, 1998b).

Ainda segundo a BAYER (1974) o pesticida é relativamente estável

com pH 1-7, mas com pH 8-9 se decompõe rapidamente; expressa volatilidade a 20

ºC - 0,14 mg m

-3

, a 30 ºC – 0,53 mg m

-3

e a 40 ºC – 1,35 mg m

-3

;

Conforme EXTOXNET (1998b) apresenta ponto de fulgor a 42 ºC; e

Koc: 5100 g.mL

-1

1.2.2.12.3 - Toxicidade

Conforme dados da EXTOXNET (1998b), o quadro geral do processo

de intoxicação por MP apresenta efeitos agudos e crônicos, apresentados a seguir.

É altamente tóxico por ingestão e inalação, e moderadamente tóxico

por absorção dermal. Como todos os fosforados, é facilmente absorvido pela pele.

Por isto, a pele deve ser imediatamente lavada com água e sabão em eventual

contaminação e, a roupa atingida também deve ser removida. Exposições acidentais

inalatórias e da pele têm causado fatalidades humanas. O pesticida pode causar

queimaduras de contato na pele e nos olhos.

Devido ao pesticida ter uma meia-vida curta (1 h na planta) quando

aplicado na cotonicultura, o risco de exposição de trabalhadores rurais é baixo. Mas,

necessário é considerar a condição ambiental (climática) e a magnitude da

exposição para uma avaliação mais precisa. Trabalhadores das fábricas de

pesticidas que manejam quantidades de MP concentrado estão submetidos a alto

risco. Exposições podem ocorrer durante a mistura, pulverização ou aplicação do

pesticida, durante a limpeza e reparo de equipamento ou durante a re-entrada

precoce nas lavouras tratadas. Pessoas com problemas respiratórios, exposição

recente a inibidores da colinesterase, problemas com a colinesterase, ou com fígado

em mau funcionamento têm o risco aumentado quando expostos ao pesticida.

Temperaturas elevadas ou exposições à luz visível ou ultravioleta podem aumentar

a toxicidade do MP.

Os inseticidas organofosforados são inibidores da colinesterase. São

altamente tóxicos por todas as vias de exposição. Quando inalados, o primeiro

efeito, usualmente respiratório, pode incluir sangramento ou corrimento nasal, tosse,

desconforto torácico, respiração curta ou difícil, e chiado devido a constrição ou

excesso de fluído nos brônquios. O contato com a pele pode causar transpiração

localizada e contrações musculares involuntárias. Contato com os olhos pode causar

dor, cegueira, lacrimejamento, contração das pupilas, e visão turva. Por qualquer via

de exposição, outros efeitos sistêmicos podem começar em poucos minutos ou

demorar até mais de12 horas. Isto inclui palidez, náuseas, vômitos, diarréia, torção

abdominal, dor de cabeça, tonteira, dor nos olhos, visão turva, constrição ou

dilatação das pupilas, lacrimejamento, salivação, sudorese, e confusão. Intoxicações

severas podem afetar o sistema nervoso central, produzindo perda de coordenação,

fala confusa, perda de reflexos, fraqueza, fadiga, contração muscular involuntária,

contorção, tremores na língua ou pálpebras, e eventualmente paralisia nas

extremidades do corpo e nos músculos respiratórios. Nos casos severos pode

ocorrer defecação ou micção, psicose, batimentos cardíacos irregulares, perda da

consciência, convulsões e coma. A morte pode ser causada pela falência

respiratória ou parada cardíaca.

Alguns organofosforados podem causar sintomas tardios manifestados

1 a 4 semanas após a exposição aguda que pode ou não ter produzido sintomas

imediatos. Em cada caso, dormência, formigamento, debilidades, cãibra podem

aparecer lentamente e progredir para incoordenção e paralisia. Melhorias podem

ocorrer após meses ou anos, mas alguns danos residuais podem permanecer.

A dose letal (DL

) oral do MP em ratos está entre 10,8 mg kg

-1

(BAYER, 1974) e 50 mg kg

-1

(EXTOXNET, 1998b), para camundongos entre 14,5-

19,5 mg kg

-1

(EXTOXNET, 1998b), em coelhos e gatos é de 75 mg kg

-1

(BAYER,

1974), em galinha angola é de 1270 mg kg

-1

, em cachorro é de 90 mg kg

-1

(EXTOXNET, 1998b). SALAZAR CAVERO (1998) cita que estudos recentes indicam

uma DL

de 6 mg kg

-1

A dose letal (DL

) dermal em ratos está entre 63-491 mg kg

-1

, em

camundongos é de 1200 mg kg

-1

, e em coelhos é de 300 mg kg

-1

(EXTOXNET,

1998b).

A concentração 50 % letal (LC

) é a concentração do produto químico

no ar ou água capaz de matar 50 % dos animais expostos de um experimento por

certo tempo. A LC

inalatória por 4 horas de MP em ratos é de 34 mg m

-3

, e para

camundongos é de 120 mg m

-3

(EXTOXNET, 1998b).

A prova funcional de pele mostrou que a substância ativa não causou

nenhuma irritação na pele abdominal depilada em ratas (BAYER, 1974).

Com relação a manifestações crônicas, também segundo dados da

EXTOXNET (1998b), exposições prolongadas ou repetidas a organofosforados

podem resultar nos mesmos efeitos de exposições agudas, incluindo os sintomas

tardios. Outros efeitos apresentados em trabalhadores submetidos a exposições

repetidas incluem perda de memória e de concentração, desorientação, depressões

severas, irritabilidade, confusão, cefaléias, dificuldades na fala, retardamento nos

reflexos (reações tardias), pesadelos, sonambulismo, sonolência ou insônia. Estado

gripal com cefaléia, náuseas, fraqueza, perda de apetite também tem sido reportado.

Estudos com voluntários humanos encontraram que 1-22

mg/pessoa/dia podem não manifestar efeito sobre a atividade da colinesterase.

Voluntários, na quarta semana, receberam 22, 24, 26, 28 ou 30 mg/pessoa/dia de

pesticida, aparecendo suave inibição colinesterásica em alguns indivíduos dos

grupos de dosagem de 24, 26 e 28 mg. No de 30 mg pessoa

-1

dia

-1

(± 0,43 mg kg

dia

-1

), a atividade colinesterásica de glóbulos vermelhos foi deprimida em 37 %.

Quando o MP foi dado para cães por doze semanas, ao nível de 1,25 mg kg

-1

causou breve, mas significante depressão de células de glóbulos vermelhos e

colinesterase plasmática. O nível de dieta de 0,125 mg kg

-1

não produziu efeitos.

A EPA estabeleceu como LHA (um indicador de alerta para a saúde) o

nível de 60 microgramas por litro (µg L

-1

) de 4-nitrofenol (produto de quebra do metil

paration) na água de consumo humano. Acreditam que níveis iguais ou inferiores de

4-nitrofenol são aceitáveis em água bebida diariamente durante algum tempo, e sem

apresentar problemas para a saúde. Entretanto, consumo de 4-nitrofenol acima

destes níveis por longo período de tempo, pode causar efeitos adversos à saúde,

incluindo danos ao fígado, stress respiratório, e inflamação estomacal em animais.

Entre as várias formulações e marcas comerciais existentes no

mercado brasileiro (Bravik 600 CE, Folisuper 600 BR, Mentox, Paracap 450 CS,

Parathion 600 CE Pikapau, Parathion metílico Pikapau, Folidol CS) está o Folidol

600 CE, autorizado para uso como acaricida e inseticida, pertencente as classes

toxicológica II (altamente tóxico), ANVISA (2005b).

1.2.2.12.4 – Danos e periculosidade

Primariamente o MP afeta o sistema nervoso através da inibição da

colinesterase, enzima requerida para propiciar o funcionamento dos nervos.

Adversidade sobre a saúde, incluindo danos no fígado, stress respiratório e

inflamações estomacais podem ser provocados pelo produto da quebra do metil

paration: o 4-nitrofenol (EXTOXNET, 1998b).

Uma única aplicação oral da substância ativa em galinhas não

demonstrou neurotoxicidade (BAYER, 1974).

Ensaios usando caninos machos e fêmeas, com administrações de 5,

20 e 50 mg/L da substância ativa na alimentação, durante doze semanas mostraram

inibição da atividade da colinesterase no plasma com 20 mg/L, e da colinesterase

eritrócitos com 50 mg/L. Com 5 mg/L não foi comprovada inibição (BAYER, 1974).

Dados da EXTOXNET (1998b) resumem alguns efeitos, a seguir.

Em três gerações de ratos submetidos a dietas de 0,0; 0,5 ou 1,5 mg

-1

dia

-1

de pesticida MP, mostraram redução de sobrevivência no desmame e de

peso no desmame, e um incremento no número de natimortos ao nível de 1,5 mg.kg

. Alguns desses efeitos também ocorreram ao nível de 0,5 mg.kg

-1

. Em ratos e

camundongos, uma única injeção na taxa da DL

durante a prenhêz causou

supressão do crescimento do feto e de formação de ossos à sobrevivência da prole.

Tal injeção causou também alta mortalidade fetal. Pela corrente sangüínea, o MP

pode atravessar a placenta. Altas doses injetadas em ratas e camundongas prenhes

reduziram o tamanho da cria e a sobrevida da prole.

O MP é um possível agente teratogênico humano. Porém, não foram

observados efeitos mutagênicos em camundongos que receberam dosagens de 5 a

100 mg.kg

-1

de pesticida, também não quando submetidos a dietas por sete

semanas. Culturas de células em crescimento oriundas de trabalhadores de fábricas

de pesticidas expostos a baixos níveis de MP por longo período de tempo, também

não revelaram alterações mutagênicas. Também não há suspeita e evidências de

que o MP possa ser carcinogênico.

Há indícios que pássaros são altamente tolerantes ao efeito do MP.

Porém, mencionam que o MP é tóxico para peixes e para animais que comem

peixes. Peixes podem morrer por uma seqüência de efeitos. O pesticida pode matar

insetos e crustáceos (Ex: lagostas) que se alimentam de algas. Quando estes

organismos morrem, a população de alga rapidamente atinge um pico, consumindo

todo oxigênio disponível nos tanques de água. Assim, a falta de oxigênio mata os

peixes. Considerando outros animais não-alvos, as menções são de que o MP é

moderadamente tóxico para mamíferos tais como ratos, cachorros e coelhos.

A BAYER (1974) menciona estudos com peixes que apresentaram

em Tilapia spp. de 5-10 ppm (24 h)

-1

e 1-5 ppm (48 h)

-1

, em Cyprinus carpio 7,5

ppm (48 h)

-1

, em Cyprinus auratus > 10 ppm (48 h)

-1

, em Orizias latipes >10 ppm (48

-1

e em Puntius puckelli de 2,7 ppm (48 h)

-1

e 2,1 ppm (96 h)

-1

. Cita também que a

substância ativa é nociva para as abelhas. Quanto o potencial de periculosidade

ambiental da marca comercial Folidol 600, conforme ANVISA (2005b), no “relatório

do agrotóxico” apresenta classificação Ambiental II (Produto muito perigoso),

embora algumas possam ter classificação Ambiental III (Produto perigoso),

1.2.2.12.5 – Destino

O MP é rapidamente absorvido na corrente sangüínea a partir de todas

as vias normais de exposição. A seguir da administração de dose oral única, a mais

alta concentração do pesticida no tecido do corpo ocorre de 1-2 h. O metabolismo

ocorre no fígado, eventualmente para fenóis que podem ser detectados na urina. O

MP não acumula no corpo. É quase totalmente excretado pela urina em 24 h

(EXTOXNET, 1998b).

O princípio ativo possui uma persistência curta e uma pequena

capacidade de deslocamento no ambiente (MINISTÉRIO DA SAÚDE, 1985), ou

seja, baixa mobilidade. Segundo a SEMA (1988), a baixa mobilidade é delimitada

pelo intervalo definido pelo R

(relação de frentes) situado entre 0,1 e 0,34,

caracterizando a classe 2.

O MP é rapidamente metabolizado por plantas e animais e, por isto,

normalmente considera-se desprezível a sua persistência ou bioconcentração

(EXTOXNET, 1998b).

Acredita-se que, em ambiente tropical, o tempo de degradação e de

mineralização completa do MP, deve ser menor que em condições de clima frio ou

temperado. O perfil do destino ambiental do pesticida deve ser variável com os solos

(textura, permeabilidade, capacidade de adsorção, etc.) e climas (temperaturas,

regime de chuvas, etc.).

1.2.2.12.6 - Decomposição química

Conforme dados da EXTOXNET (1998b), o MP é adsorvido nas

partículas do solo e se degrada rapidamente. Mesmo assim, eventualmente, pode

contaminar águas subterrâneas, deslocar-se para outras áreas. Primariamente, a

sua degradação ocorre por fotólise e biodegradação. Temperaturas crescentes e

aumento da insolação aceleram o processo de degradação do pesticida. No solo a

biodegradação vai de dez dias até dois meses. Solos sob condições de maior

umidade aceleram o processo de degradação e, nestes pode ocorrer a

mineralização. Alguma perda pode se dar também por volatilização por ocasião da

aplicação de pesticida. Altas concentrações nas contaminações ambientais podem

retardar o início do processo de degradação. Não se tem certeza se o MP pode

também estar sendo mobilizado pelo run off.

Por sua solubilidade em água as medidas de controle da erosão pouco

efeito têm sobre a mobilização hídrica do mesmo (RESENDE et al., 1994).

Um produto da degradação do MP é o 4-nitrofenol (inseticida). Este

metabólico não é adsorvido pelo solo e contamina águas subterrâneas (EXTOXNET,

1998b). Estudos laboratoriais (VAN VELD & SPAIN, 1983) indicam que o 4-nitrofenol

degrada mais rapidamente em sistemas ambientais não perturbados. Sistemas

perturbados (Ex: água suja e agitada) podem retardar a degradação.

O pesticida MP degrada-se rapidamente em água do mar, lagos, água

de rios, com 100 % de degradação ocorrendo dentro de duas semanas até um mês

ou mais. Na presença de sedimentos a degradação é mais acelerada, e é também

mais rápida em água fresca ou pura do que na salgada. A mineralização ocorre

numa taxa de 5-11 % em 4 dias em rios, e mais lentamente em águas do mar. Na

água, o MP é sujeito a fotólise, com meia-vida de 8 dias no verão e 38 dias no

inverno (EXTOXNET, 1998b).

BOURQUIN, PRITCHARD & SPAIN (1981) verificaram que, na água

fresca, populações de microrganismos degradam mais rapidamente o metabólico do

MP “p-nitrofenol” depois de se exporem a nitro compostos.

O metabolismo do MP nas plantas é razoavelmente rápido. Quatro dias

após a aplicação nas folhas de cereais, estará quase totalmente metabolizado

(EXTOXNET, 1998b).

1.2.2.12.7 – Informações técnicas, recomendações e precauções.

Segundo informações da EXTOXNET (1998b), quase todas as

aplicações de MP podem ser classificadas como de pesticidas de uso restrito pela

Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (Environmental Protection

Agency - EPA). Só podem ser adquiridos e usados por aplicadores certificados

(treinados). Os produtos contendo MP devem portar a advertência de perigo. Em

área ou lavoura tratada, a reentrada só é permitida após 48 horas do tratamento. É

um inseticida e acaricida usado no controle de insetos (brocas, mastigadores e

sugadores) das lavouras. Mata os insetos por contato, ingestão e inalação. Está

disponível nas formulações de pó, concentrado emocionável, líquido ULV (ultra

baixo volume), microcapsulado e pó molhável. É um pesticida organofosforado. Sua

ação química interfere na atividade da colinesterase, uma enzima essencial ao

controle funcional do sistema nervoso humano, de animais e de insetos.

É um inseticida de muito amplo espectro de ação, sendo empregado

em quase todos os cultivos vegetais, de rápido efeito inicial, inclusive atingindo

pragas escondidas e minadoras devido a capacidade da substância ativa penetrar

nos tecidos vegetais (BAYER, 1974).

Conforme SALAZAR CAVERO (1998), no Brasil, existem vários

fabricantes e diversos nomes comerciais de produtos contendo MP. Cita que o MP

também atua por fumigação e profundidade. Referente a fitotoxicidade, apenas

algumas cultivares de alface e de sorgo apresentam certa sensibilidade.

Segundo o MINISTÉRIO DA SAÚDE (1985), produtos a base de MP

tem, no Brasil, autorização indicada para aplicação em partes aéreas de vegetais na

agropecuária mas não estão autorizados como domissanitários. Os intervalos de

segurança recomendados, em geral, situam-se entre 15 (Ex: frutas e hortaliças) e 30

dias (Ex: café e pastagens), enquanto a tolerância, no geral, está estabelecida entre

0,01 ppm (café em grão) e 1 ppm (amendoim).

Segundo SALAZAR CAVERO (1998), o poder residual nos vegetais

situa-se entre 7-10 dias e no solo em menor tempo e, a IDA (Ingestão Diária

Aceitável) é de 0,001 mg kg

-1

Na cultura do algodão, as dosagens ou concentração da substância

ativa indicada são variáveis conforme a praga e autores. A BAYER (1974)

recomenda uso de dosagens de 120-500 g ha

-1

(para controle do Thysanópteros) até

de 1000-2000 g ha

-1

(para controle de Heliothis spp.), enquanto SALAZAR CAVERO

(1998) expressa dosagens situadas entre 120 e 600 g ha

-1

e GAEIRAS & REIS

(1978) recomendam concentrações situadas entre 240 e 600 g ha

-1

1.2.2.12.8 - Análise do pesticida

Resíduos de pesticidas organofosforados podem ser determinados por

diferentes métodos, variando também conforme o tipo de amostra a ser analisada.

Conforme VAZ et al. (1996), os métodos cromatográficos são os principais para

análise de pesticidas e, entre estes se destacam as cromatografias gasosa (CG) e

líquida (CL), sendo precisos, sensíveis e seletivos, mas trabalhosos e relativamente

caros. Conforme SANTOS NETO & SIQUEIRA (2005) a principal técnica para

quantificação de organofosforados é a cromatografia em fase gasosa, sendo os

detector de nitrogênio fósforo (NPD) um dos mais utilizados.

CAPOBIANGO &

CARDEAL (2005) verificaram que a análise de resíduos de pesticidas

organofosforados, por exemplo, em amostras de peixes, pode ser efetuada por

cromatografia gasosa (CG) com detector de nitrogênio e fósforo (NP), seletivo de

massa (SM), de captura de elétrons (CE) e por cromatografia líquida de alta

eficiência (CLAE) com detector ultra-violeta (UV), utilizando diferentes métodos de

extração. SILVA et al. (1999) determinaram resíduos de vários pesticidas

organofosforados, em níveis de ng/L, na água, utilizando como técnica de extração e

pré-concentração a microextração em fase sólida, seguida de análise por

cromatografia gasosa de alta resolução usando um detector seletivo de massas, e

concluíram que o procedimento apresentou vantagens sendo recomendável.

Mas segundo WORTHING & HANCE (1991) a análise de produtos a

base de MP pode ser efetuada por GLC (cromatografia Gás-Líquido de coluna

capilar) ou hplc (Cromatografia líquida de alta eficiência - CLAE) ou quando da

hidrólise para 4-nitrofenol pode ser determinado calorimetricamente. Os resíduos

podem ser determinados por GLC.

1.2.3 - O Ambiente Regional - (A)

O estado de Mato Grosso (MT), submetido a clima tropical, está

contemplado por partes das bacias Amazônica, Platina e do Araguaia, demarcado

em ambiente bastante diverso referente a geologia, geomorfologia, solos, relevo,

hidrografia, com vários e ricos biomas, inclusive com complexidades ecológicas só

compreendidas através de teorias como a dos “Refúgios” de AB’SABER (1988).

Já o ambiente de Cáceres, que inclui a borda noroeste do Pantanal, é

constituído também de clima tropical, vegetação nativa reunindo várias fases entre

campo, cerrado, pantanal e floresta tropical, solos bastante variados

taxonomicamente, em fertilidade e em textura, relevo plano até acidentado,

representantes florísticos e da fauna bastante variados, e com a macrobacia

hidrograficamente rica.

1.2.3.1 - Aspectos gerais: borda do Pantanal e montante de influência

O Pantanal é considerado uma das mais importantes reservas

ecológicas do mundo (PAIVA, 1984) abrangendo três países (Brasil, Bolívia e

Paraguai) com área de 168.000 km

no Brasil (CARVALHO, 1986). Entretanto,

pouco se sabe sobre o potencial e a estrutura de funcionamento dos mecanismos

naturais de defesa do ambiente existentes no Pantanal e em sua área de influência,

diante de eventuais lançamentos de poluentes químicos, como no caso de

pesticidas. Assim, existem questões pertinentes a serem esclarecidas, tais como:

influências de solos, relevos e de ações antrópicas neste ambiente.

A faixa de bordadura é um trecho marginal externo às terras

normalmente inundáveis do Pantanal, embora seja difícil definir claramente seus

limites. Estudiosos referem-se a ela como zona de transição entre a planície e região

vizinha ou como regiões limítrofes do Pantanal, não-inundáveis (BROWN JR., 1986),

ou ainda como região circundante ao Pantanal (CUNHA et al., 1995).

A bordadura também pode ser uma faixa que retém material erodido e,

portanto, funciona como um cinturão de proteção ao Pantanal.

RESENDE, SANDANIELO & COUTO (1994) mencionam que áreas

com vegetação florestal ao longo de rios que despejam suas águas no Pantanal

apresentam seus solos funcionando como uma faixa de proteção que retém os

detritos e os resíduos que chegam aos cursos de água, entre eles os pesticidas.

Segundo SILVA et al. (1986), vários estudos confirmam o efeito positivo de faixas de

retenção no controle da erosão. Porém, menções de RESENDE et al. (1994)

indicam que práticas de controle de erosão associadas a existência de faixa

protetora de vegetação ao longo de rios, embora ajudem, podem ser incapazes, na

estação chuvosa, de evitar a poluição das águas por pesticidas.

A borda do Pantanal deve ser objeto de cuidadosos estudos para

aprimorar o entendimento e trato da mesma.

1.2.3.2 - Aspectos hídricos da Bacia do Alto Pantanal de Cáceres

O Pantanal ocupando terras planas e baixas da bacia do rio Paraguai

constitui-se num ambiente extremamente dependente da dinâmica hídrica regional.

Conforme CARVALHO (1986), o rio Paraguai tem uma declividade

fraca ao longo de seu curso abaixo de Cáceres, indo de 6,3 cm.km

-1

e decrescendo

na confluência do rio Apa até 1,0 cm.km

-1

. As cheias dos rios, na região de Cáceres,

são crescentes entre janeiro e março. Por ocasião das enchentes, o rio Paraguai

comporta-se como uma larga faixa de água que escoa lentamente rumo ao sul

demorando até seis meses para sair de território brasileiro. Durante as cheias, as

águas de inundação veiculam material erodido e espalham sedimentos no Pantanal,

incluindo grande quantidade de matéria orgânica.

A área C

(B. Nova), inserida na zona de bordadura do Pantanal, está

na microbacia do córrego Caramujo, cujas águas nascem na Serra Olho d’Água (do

Caeté ou do Pe. Inácio - constituída de rochas calcárias) e são drenadas para o rio

Paraguai. O nível da água de lagoas da microbacia vem se elevando

progressivamente com a ampliação da remoção da vegetação primária e do uso

agropecuário das áreas. Os pontos de afloramento do lençol freático, no período

chuvoso, estão se multiplicando e avançando para posições mais elevadas dos

terrenos, fenômenos estes já notificados por RIEDER (1995).

Os processos de poluição por pesticidas, na faixa de bordadura do

Pantanal, podem estar condicionados pelas flutuações do lençol freático nas áreas

de cultivo (dependente de pesticidas).

1.2.3.3 - Aspectos climáticos

Diversas variáveis climáticas exercem efeito sobre fontes e agentes

poluidores, tais como temperatura, pluviosidade, ventos, radiação solar.

ADÁMOLI (1986a) menciona que o Pantanal está submetido a

variabilidades climáticas inter e plurianuais.

A latitude tropical e a continentalidade, aliada à topografia deprimida e

baixa determina o caráter megatérmico ao Pantanal, sendo observadas em Cáceres

temperaturas médias anuais de 21,5 ºC (Jul.) a 26,8 ºC (Out.) com amplitude

máxima absoluta de 42 ºC e com normais de pluviosidade mensal superior a 75 mm

para outubro a abril e inferior a 12 mm em junho, julho e agosto (TARIFA, 1986).

De abril a dezembro a chuva em Cáceres é inferior à necessidade

ambiental, e a água disponível nos solos não permite que a evapotranspiração

potencial seja muito superior à real, salvo entre agosto e outubro, resultando em

clima Subúmido Seco e do Terceiro Megatérmico (NIMER & BRANDÃO, 1989).

Interpretando-se dados da EMBRAPA (1982), e de acordo com a

classificação de Köppen, nas comunidades do presente estudo (C

e C

) o tipo

climático é o Awi (Savanas tropicais com verão úmido e inverno seco). Já pela

classificação de Thornthwaite as áreas encontram-se praticamente nos limites do

tipo climático C

wA’a’ para C

wA’a’, diferenciando-se apenas por oscilarem entre

sub-úmido e seco. Mas segundo AB’SABER (1988) climas pretéritos mais áridos do

que os atuais devem ter atuado na Planície do Pantanal.

1.2.3.4 - Aspectos da vegetação no Pantanal e em sua bordadura

Segundo ADÁMOLI (1986b), os Cerrados constituem a área de maior

expressão fitogeográfica do Pantanal, apesar da ocorrência de alternâncias

fisionômicas entre Cerradão, Cerrados, Campos Cerrados, Campos, Campos

inundáveis e Matas de Galeria. AMARAL FILHO (1986) menciona que o fator de

maior limitação no desenvolvimento de floresta e originador de savana, no Pantanal

norte, é o excesso de água, resultante da oscilação do lençol freático e inundação

prolongada. Entretanto, CONCEIÇÃO & PAULA (1986) encontraram formações

florísticas bastante diversificadas com mistura de espécies e de tipos de outras

regiões (vegetação fenotípica e floristicamente semelhante à da caatinga e agreste

do Nordeste brasileiro - vegetação xerófita), o que se corrobora com a teoria dos

refúgios (AB’SABER, 1988). GUARIM NETO (1991 e 1992), observando e

estudando a vegetação do Pantanal por mais de uma década identificou 111

espécies de angiospermas, distribuídas em 54 famílias ocorrentes em diferentes

formações florísticas, desde áreas alagadas até as não alagadas.

A fitomassa de algodão herbáceo, em substituição a vegetação nativa,

tem se mostrado pouco eficaz contra processos erosivos (CASTRO, 1987).

As formações encontradas na área específica do presente estudo

parecem expressar associações já sob influência das condições do ambiente

pantaneiro. Na área há efeito de zonações hidrófila, higrófila e mesófila. Em meados

da década de 1990, em C

, restava apenas uma pequena parcela da vegetação

nativa em face da substituição por atividades agropecuárias, conforme observações

de CARNIELO & RIEDER (1995).

Para a Gleba do Facão, AMARAL (1998) lista a ocorrência de 150

espécies, 117 gêneros distribuídos em 54 famílias da flora de fanerógamas.

1.2.3.5 - Considerações sobre o relevo

O Pantanal é uma região relativamente plana (inclinação de Leste para

Oeste de 25 cm.km

-1

e menor ainda de Norte para Sul, com quase 2 cm.km

-1

, perto

do rio Paraguai), com altitudes inferiores a 80 m, embora a parte alta da bacia tenha

altitudes superiores a 200 m (CARVALHO, 1986) .

Em geral, as altitudes na faixa de bordadura do Pantanal se situam

entre 120 m e 190 m, conforme registros em BRASIL (1982) e EMBRAPA (1982).

A área de Barra Nova (C

), com relevo plano a suave ondulado, de

altitude dentro dos limites de 130 m e 145 m (RIEDER, 1995), está localizada numa

faixa de transição entre a província da Baixada do Alto Paraguai e a Planície do

Pantanal, segundo interpretações efetuadas no trabalho da EMBRAPA (1982).

A declividade em C

, tomada na secção transversal da bacia do

córrego Caramujo, na sua margem direita até o afastamento de 840 m é, em média,

de 12,94 ‰ (por mil), sendo no seu platô mais elevado, de 1,29 ‰ e no trecho de

maior acentuamento de sua rampa, de 42,50 ‰, o que está situado já nas

proximidades da planície inundável do córrego (RIEDER, 1995). Enquanto no Facão

) a declividade predominante nos lotes dos colonos é mais acentuada que a de

Barra Nova (C

) (RIEDER et al., 1990).

1.2.3.6 - Aspectos geológicos, geomorfológicos e de solos

Segundo as descrições constantes no Boletim de Pesquisa nº. 17

(EMBRAPA, 1982), as áreas de estudo estão inseridas, geologicamente na região

do Grupo das Araras (Eocambriano) com discordâncias erosivas e presença

distribuída de dolomitos, calcários, arenenitos, folhelhos, siltitos, marlitos. Podem ser

encontrados também mármores e ardósias locais. O ambiente de sedimentação foi o

marinho nerítico, de águas quentes, em plataforma subsidente. Entretanto, envolto

pelo grupo Araras também é encontrado o grupo Cubrencranquém, do Pré-

cambriano Superior, com quartzitos e metaconglomerados. A formação Pantanal, na

planície pantaneira constitui-se de camadas de natureza arenosa fina e síltico-

argilosa. Os Leques Aluviais se constituem de depósitos dos rios com material

provindo das bordas de serras areníticas (Província Serrana). Ocorrem ainda

lateritos ferruginosos, filitos da série Cuiabá, tilitos do Grupo Jangada e basaltos da

serra de Tapirapuã.

Quanto a geomorfologia, a porção sob influência da Baixada do Alto

Paraguai está coberta de sedimentos recentes a partir de camadas eopaleozóicas

não dobradas que repousam sobre o Complexo Brasileiro. Já a parte influenciada

pela Planície do Pantanal está nos limites das bordas dos terrenos sedimentares

pré-Parecis (EMBRAPA, 1982).

Os solos do Pantanal são os depositários da bacia e suas

características afetam a resposta do ambiente diante da poluição por pesticidas.

Quanto a classificação dos solos, no último ano do século 20 foi

implantando o atual Sistema Brasileiro de Classificação dos mesmos (EMBRAPA,

1999) em substituição a classificação anteriormente usada, havendo correlação

entre classes de solos do antigo com o novo sistema (a seguir, em negrito).

No Pantanal, AMARAL FILHO (1986) verificou haver dominância de

solos hidromórficos (Gleissolos, Planossolos e Plintossolos) (92,52 %),

granulometria superficial arenosa (65,80 %), granulometria subsuperficial média e

argilosa (80,07 %), deficiência de fertilidade natural moderada e forte (78,91 %),

não-sódico e não-solódico (61,76 %), cujas variações e distribuição permitem ao

autor sub-dividir o Pantanal Mato-grossense em seis sub-regiões com características

peculiares (uma inundável, quatro inundáveis e/ou sujeitas à elevação do lençol

freático e, uma não - inundável). O mesmo autor menciona ainda que no Pantanal

norte predominam Planossolos e Laterita Hidromórfica (Plintossolos). Já a faixa de

bordadura do Pantanal, segundo menções de BROWN JR. (1986), trata-se de um

trecho não-inundável, limítrofe e de solos melhores que os da planície inundável do

Pantanal. Entretanto, podem ser encontrados também solos bastante arenosos

(BRASIL, 1982) que, por apresentarem sérias limitações em alguns atributos,

trechos de terras chegam a ser considerados como inaptos à agricultura, mesmo no

manejo A (EMBRAPA, 1982), o que inclui uma área do presente estudo (C

Perfis de solos localizados na zona de bordadura noroeste do

Pantanal, mencionados no Boletim de Pesquisa nº. 17, (EMBRAPA, 1982), revelam

a presença de uma considerável diversidade de solos no trecho, entre os quais

representantes de baixa (distróficos) e até alta (eutróficos) saturação de bases e,

também com saturação de alumínio extraível abaixo e acima de 50 % (álico). Os

perfis de solos na borda citada do Pantanal revelaram a presença de Latossolo

Amarelo Álico, Podzólico Vermelho Amarelo Eutrófico (Argissolo), Podzólico

Vermelho Amarelo Álico(Argissolo), Plintossolo Álico, Areia Quartzosa

Hidromórfica Distrófica (Neossolo), Solo Aluvial Gleico Álico (Neossolo). No

horizonte mais superficial destes solos os teores de matéria orgânica variaram entre

0,6 % e 1,9 %, enquanto os valores de argila situaram-se entre 8 % e 43 %.

Segundo RIEDER (1995) em C

, objeto do presente estudo, foram

encontrados (a) Podzólico Amarelo Eutrófico Tb A Chernozênico (Ariglossolos) (b)

Areia Quartzosa Eutrófica Tb A Chernozênico (Neossolos) e, (c) Latossolo Amarelo

Podzólico Eutrófico A Chernozênico (Latossolos).

Enquanto na outra área do estudo (Facão – C

) foram encontrados o

Latossolo Vermelho-Amarelo associado (Latossolos), mais na base para o alto das

Serras, com solos Litólicos (Neossolos), segundo FIGUEIREDO (1996).

Alguns estudos mostram que a posição dos terrenos na vertente pode

condicionar a existência de distintos teores de matéria orgânica nos respectivos

solos (LUZ, SANTOS & MERMUT, 1992 e SOUZA, RIBEIRO & FERREIRA, 1993) e

também afetar a sua suscetibilidade à erosão (CARVALHO, 1994).

Porém, a ação antrópica compõe um conjunto de variáveis que podem

alterar expressivamente os teores e a distribuição de matéria orgânica de solos

(ABRÃO et al., 1979; CINTRA, MIELNICZUK & SCOPEL, 1983 ; VIEIRA & MUZILI,

1984; CERRI, FELLER & CHAUVEL, 1987 ; PRIMAVESI, 1988; TESTA, TEIXEIRA

& MIELNICZUK, 1992; ANJOS et al. 1994; SILVA et al., 1994). O uso inadequado

dos recursos naturais gera erosão hídrica, degradação de solos, poluição de

mananciais e enchentes, conforme constatado no Paraná (BRAGAGNOLO, 1994).

1.2.4 – A Interação Homem-Pesticida-Ambiente (H-P-A)

1.2.4.1 - Considerações gerais

Segundo CUNHA, PRADO & RAVIEL (1995) a planície pantaneira,

está ocupada por campos de pastagens naturais, plantas invasoras e florestas,

estas últimas, geralmente presentes em posições livres da inundação anual.

A principal atividade na planície inundável do Pantanal é a criação de

bovinos alicerçada, predominantemente, em pastagens naturais. A agricultura não

prospera dentro da planície. A agropecuária, na forma que é desenvolvida dentro do

Pantanal, provavelmente seja pouco impactante.

O uso atual de áreas em trechos da faixa de bordadura noroeste do

Pantanal, conforme descrições encontradas no Boletim de Pesquisa nº. 17

(EMBRAPA, 1982), no ano de 1981, teve a presença predominante de pastagem

mas, podiam ser encontradas também atividades agrícolas que reuniam a cultura do

milho, feijão, arroz, mandioca, quiabo e cana-de-açúcar.

Em outros trechos da bordadura do Pantanal, como na área do

presente estudo (C

, C

), a vegetação primária passou a ser removida

progressivamente nas últimas duas décadas (1970-90), permanecendo algo em

torno dos 20 % de reserva legal exigido oficialmente. Entretanto, o aumento de

invasão de patrimônio público e privado por agressores da lei, e de pressão socio-

política dos movimentos da reforma agrária, aceleram a remoção de vegetação

primária remanescente, adentrando em reservas legais, inclusive em áreas situadas

nas margens do Pantanal, cujos indícios já haviam sido relatados por RIEDER

(1995). Estes terrenos de bordadura foram inicialmente utilizados para a agricultura

de pequenas propriedades no sistema de manejo A (baixo nível tecnológico). Em

média, após 5 anos de safras agrícolas, as roças passam a ser substituídas por

pastos cultivados destinados a bovinocultura mista (corte-leite), podendo haver

repetição de uso das terras com a sucessão agricultura-pecuária. Entre as

atividades agrícolas instaladas está a cotonicultura (ARANTES et al., 1990; FREIRE

et al., 1993; RIEDER, 1994a, b; RIEDER, MORAES & DORES, 1995a), presente há

mais de duas décadas na área.

1.2.4.2 - Situação no Alto Pantanal e nas áreas de estudo

1.2.4.2.1 - Geral

Além da agropecuária de subsistência, em geral rudimentar, o garimpo,

o desmatamento, o extrativismo de madeira nobre marcaram períodos de intensa

ação na Bacia do Alto Pantanal. Destaca-se também o extrativismo da poaia

(Psychotria ipecacuanha (Brot.) Stokes Rubiaceae), com poder farmacológico

emético e amebicida (ASSIS & GIULETTI,1999), o que despertou grande interesse

mercadológico estrangeiro em extrair das raízes deste vegetal dois alcalóides

(emetina e a cefelina).

Com os programas especiais para desenvolvimento do Centro-Oeste

brasileiro, principalmente a partir da década de 1970, a região experimentou a

implantação de seringais, de cafezais, ampliação do cultivo de arroz de sequeiro e

de milho como culturas preparatórias de terras para a pecuária. Também ocorreu um

surto de desmatamentos para fins de ampliação de áreas com pastagens cultivadas,

assim como a introdução da cultura de algodão, da cana-de-açúcar e da soja para

fins comerciais, todas fortes consumidoras de insumos químicos.

Entre as atividades agrícolas potencialmente poluidoras, está a

cotonicultura, sendo a mesma altamente dependente de pesticidas. Tais lavouras

também estavam presentes nas três últimas décadas do século passado (XX) nas

borda do Alto Pantanal, como na comunidade do Facão (C

) e Barra Nova (C

município de Cáceres, sudoeste de Mato Grosso, Brasil. Os ecossistemas locais

(borda) e a jusante (planície) podem estar sendo alterados aceleradamente com as

atividades degradadoras e poluentes praticadas nestas comunidades e à sua

montante, conforme alertam AB’SABER (1988) e RESENDE et al. (1994).

Pesticidas pulverizados e mobilizados através do ar podem ter destino

a outros compartimentos ambientais como o solo ou água (EXTOXNET, 1998 a). Há

possibilidade destes poluentes sofrerem mobilização hídrica para posições mais

baixas da vertente, inclusive alcançarem à planície Pantaneira. Pesticidas com

propriedades físico-químicas favoráveis (persistência, solubilidade) à sua

mobilização deve ser objeto de atenção e monitoramento, mesmo que lançados a

longas distâncias vertentes acima das bordas do Pantanal. Mas com a abolição do

uso de pesticidas clorados na agricultura brasileira desde 1985 os risco decorrentes

devem ter-se reduzido. Pesticidas com meia vida curta no ambiente, dificilmente

teriam a chance de serem mobilizados a longas distâncias, mesmo que fossem

altamente hidrossolúveis. Mas pesticidas pouco persistentes no ambiente,

hidrossolúveis ou não, lançados no período de intensas chuvas, em áreas próximas

ao Chaco, podem atingir a planície pantaneira antes que o ingrediente ativo seja

degradado. Um estudo efetuado na foz de alguns rios que adentram no Pantanal,

entre 2000-2002, revelou que em sedimentos e águas coletadas, havia presença de

resíduos de pesticidas fosforados e piretróides da lista dos produtos em uso atual, e

também ainda de clorados, usados no passado (NUNES et al., 2002).

Podem ser identificadas atividades de grande, média e pequena

abrangência dentro da bacia hidrográfica, que utilizam pesticidas, a montante do

Pantanal. Entre as de grande abrangência, lançando pesticidas em extensas áreas,

temos a pecuária. Já a sojicultura e a cultura da cana de açúcar estão presentes

apenas em algumas sub-bacias hidrográficas do rio Paraguai. A cotonicultura no

final do século passado se enquadrou melhor como de média abrangência (devido

ao cultivo, com a força familiar braçal, predominante em pequenas propriedades) em

algumas sub-bacias e sub - sub bacias hidrográficas do rio Paraguai.

Mas os anos 90 (Séc. XX) foram de transição. Em que a cotonicultura

familiar diminuía (Ex: C

e C

em Cáceres-MT) e aumentava a altamente

motomecanizada de lavouras extensas em outras regiões de MT (Ex: Campo Novo

dos Parecis, Sapezal, Campo Verde, Primavera do Leste, Itiquira, Pedra Preta).

A horticultura consome considerável volume de pesticidas, embora

exercitada em pequenas áreas, mas distribuída em várias microbaciais. O cultivo da

videira (uva) e do tomate, p. ex., consomem bastante pesticidas por unidade de

área, transformando este item no principal componente do custo de produção.

O programa de combate a vetores de doenças, no serviço de saúde

pública, também dissemina considerável quantia de pesticidas no ambiente. Neste

serviço, produtos a base de organoclorados ainda estiveram em uso na década de

1990. Pesticidas organofosforados, carbamatos e piretróides também são

largamente usados em saúde pública. Além da aplicação doméstica e em fundo de

quintais, pesticidas são usados em ambiente extensivo no combate aos

transmissores da dengue, malária e da febre amarela. Nestas campanhas os lançam

a partir das ruas para dentro das quadras urbanas, estando elas habitadas ou não

por qualquer ser. Muitas dúvidas permanecem sobre o saldo de benefícios reais

destas campanhas às pessoas e ao meio afetados. Cabe, paralelamente,

implementar uma campanha de esclarecimento da população sobre as propriedades

e riscos advindos da adoção destes pesticidas pelo serviço de saúde pública.

Também são encontrados garimpos de ouro e diamante ativos ou

desativados à montante do Pantanal (Ex: Poconé, Arenápolis, Nortelândia, Alto

Paraguai) que perturbam cabeceiras e margens de rios, além do lançamento de

metais pesados no ambiente, tal como mercúrio.

Conforme pode ser constatado nas diretrizes e sistemas de produção

de arroz, feijão e algodão adotadas em Mato Grosso (EMATER-MT, 1984; EMATER-

MT, 1985a e b; EMPAER-MT, 1997), o uso de pesticidas na primeira cultura se dá

mais intensamente no período inicial ao ascendente de chuvas, enquanto que para

as duas outras culturas a maior demanda por pesticidas começa no período mais

intenso e segue até o término das chuvas.

Conforme acompanhamento e observações técnicas efetuadas e as

indicações em diretrizes técnicas e sistemas de produção para Mato Grosso e outros

registros (EMATER-MT, 1980; EMATER-MT, 1984; EMATER-MT, 1985 b; RIEDER,

1990; RIEDER, 1991; FREIRE et al., 1993; RESENDE et al., 1994; EMPAER-MT,

1997), no período pós 1970 foram utilizados, na bacia hidrográfica que contribui para

o Alto Pantanal, numerosos ingredientes ativos de:

1) herbicidas (sendo os mais comuns: 2,4,5-T; 2,4,5-D, 2,4-D, picloram,

paraquat, diuron, propanil, metribuzina, glifosato, oxadiazon, linuron, atrazina,

ametrina, pendimetalin, tiobencarb, trifluralina, metolaclor);

2) inseticidas [tendo como os mais comuns, nos grupos seguintes]:

-organoclorados – (HCH, DDT, lindano, aldrin, dieldrin, dodecacloro,

heptacloro);

-organoclorofosforados (clorpirifós, profenofós, triclorfon);

-organofosforados (azinfós, diazinon, malation, fentoato, fenitrotion,

triazofós, etil e metil paration, acefato, demeton-S-metil, dicrotofós,

monocrotofós, dimetoato, disulfoton, ometoato, protoato, vamidotion,

metamidofós);

-carbamatos (carbaril, carbofuran, metomil, aldicarb);

-piretróides (deltametrina, fenvalerato, cipermetrina, permetrina,

ciflutrina, betaciflutrina, lambdacihalotrina, zetametrina);

3) acaricidas (dicofol, binapacril, abamectin, propargite, diafentiuron) e;

4) fungicidas (quintozene -PCNB, captafol, oxicloreto de cobre, benomil,

maneb, probineb, triforina, oxicarboxin, triciclazol, kitazin-P, edifenfós, thiran).

Na década de 1990, na cotonicultura regional, os pesticidas mais

freqüentemente adotados pertencem ao grupo dos organofosforados (metil paration,

metamidofós, monocrotofós) e dos piretróides (deltametrina, cipermeterina,

permetrina, ciflutrina, betaciflutrina, lambdacihalotrina), (RIEDER, 1994a e b RIEDER

et al., 1995b; RIEDER et al., 1998). Destes produtos usados, o estudo de NUNES et

al. (2002) confirmou a presença de clorpirifós, DDT e cipermetrina, em sedimentos

de fundo coletados no rio Paraguai e na foz de outros que adentram neste.

1.2.4.2.2 - Comunidade rural do Facão (

)

Na primeira metade do século XX uma considerável área do Facão

estava em uso por atividades agropecuárias que davam sustentação a uma usina de

aguardente e açúcar, e às demandas de subsistência das famílias envolvidas. A

cana-de-açúcar era a principal cultura. Com a desativação da usina, nas décadas de

1970-80 predominava a pecuária, a qual imprimia desmatamentos crescentes para a

ampliação de áreas de pastagens cultivadas. Desde a época de operação da usina

até recentemente havia um forte extrativismo local por madeira de lei.

A área de C

era rica em aroeira (Astronium sp.), preferida para postes.

Com o atual Projeto Facão, no final da década de 1980, a remoção da

vegetação nativa foi acelerada, para dar lugar aos interesses do adensamento

ocupacional. Em 1999, salvo raras exceções, os lotes não possuíam mais

remanescentes da floresta nativa. Havia inclusive uma pressão de remoção da

vegetação de áreas consideradas de reserva do entorno do loteamento. A

implantação do loteamento acelerou o processo de degradação do solo devido ao

uso precário das áreas e da implantação defeituosa de estradas.

RIEDER (1990) demonstrou que a intenção plantios à safra de 1990/91

na colonização do módulo I, quando havia forte credibilidade sobre a viabilização do

projeto de irrigação para a comunidade, contemplava vários cultivos de sequeiro

além dos irrigados. Na colonização I, na ocasião, 49 % das famílias pretendiam

cultivar arroz (Oryza sativa L.) e milho (Zea mays L.) em condições de sequeiro, em

torno de 1 ha por cultura. Ainda, 43 % das famílias tinham intenção de se dedicarem

ao cultivo de milho verde irrigado (0,50 ha família

-1

). Entretanto, o feijão (Phaseolus

vulgaris L.) seria plantado por 55 % e 92 % das famílias, respectivamente, em

sistema de sequeiro (1,18 ha família

-1

) e irrigado (0,50 ha família

-1

Entre as culturas perenes ou semi-perenes [abacate (Persea

americana Mill.), abacaxi (Ananas comosus (L.) Merril), ata (Anona spp.), banana

(Musa spp.), caju (Anacardium occidentale L.) citros (Citrus spp.), coco (Cocus

nucifera L.), figo (Ficus carica L.), jaca (Artocarpus integrifolia L.), manga (Mangifera

indica L.), mamão (Carica papaya L.), café (Coffea arabica L. e Coffea canephora),

pimenta do reino (Piper nigrum L.)] desejadas ao cultivo pelas famílias da

colonização I, as mais freqüentemente requeridas foram citrus (54 %, com 0,79 ha

família

-1

), café (34 %, com 0,25 ha família

-1

), abacate (29 %, com 0,19 ha família

-1

banana (26 %, com 0,32 ha família

-1

) e abacaxi (20 %, com 0,07 ha família

-1

Entre as plantas olerícolas [abóboras secas e verde (Cucurbita spp.),

alface (Lactuca sativa L.), alho (Allium sativa L.), almeirão (Chicorium spp.), batata-

doce (Ipomoea batatas Poir), batatinha (Solanum tuberosum L.), beringela (Solanum

spp.), beterraba (Beta vulgaris L.), cebola e cebolinha (Allium spp.), cenoura

(Daucus carota ), chuchu (Sechium edule), couve (Brassica oleracea L..), feijão

vagem (Phaseolus spp.), jiló (Solanum spp.), mandioca (Manihot utilissima Pohl),

maxixe (Cucumins anguria), melancia (Citrullus vulgaris), melão (Cucumins melo),

nabo (Brassica napus), pepino (Cucumins sativus), pimentão (Solanum pseudo

capsicum), quiabo (Hibiscus esculentus L.), repolho (Brassica spp.), rúcula (Brassica

spp.), salsa (Petroselinum sativum) e tomate (Lycopersicum esculentum L.)] as mais

requeridas a plantar foram tomate (54 %, com 0,11 ha família

-1

), repolho (37 %, com

0,11 ha família

-1

), pimentão (35 %, com 0,12 ha família

-1

), melancia (29 %, com 0,17

ha família

-1

), pepino (29 %, com 0,11 ha família

-(1)

, cenoura (24 %, com 0,09 ha

família

-1

) e alface (23 %, com 0,09 ha família

-1

). Tal diversificação, de fato tornaria

possível a sustentação econômico-financeira e de subsistência das famílias.

Entretanto, já em 1992 alguns colonos começavam a introduzir a

cultura de algodão herbáceo, como uma atividade comercial alternativa, em face do

atraso da implantação das estruturas básicas à irrigação. Então, o número de

produtores de algodão como as suas áreas plantadas aumentavam a cada ano.

Com o atraso da alocação de água para fins de irrigação na

comunidade do Facão, a pressão de sobrevivência básica sobre as famílias se

tornaria cada vez mais aguda. Talvez isto tenha sido um dos principais motivos dos

desvios ocorridos em relação às intenções iniciais assumidas pelos colonos e da

introdução e crescimento da cultura de algodão (altamente dependente de pesticidas

químicos) na área. De fato, um estudo realizado por RIEDER (1992) mostra que a

área mínima necessária para uma família (5 pessoas) sustentar suas necessidades

básicas mínimas, em condições ambientais normais, nas terras da Colonização I do

Projeto Facão, devia ser de 6,76 ha quando adotado o sistema de cultivo em

sequeiro, isto por curto prazo (2 a 3 anos) de uso das terras.

1.2.4.2.3 - Comunidade de Barra Nova (C

)

Relatos de moradores antigos indicam que entre a década de 1960-70

a floresta nativa era fortemente explorada em suas madeiras mais nobres. Havia

uma presença considerável de louro-preto (Nectandra mollis), muito valorizada na

época, da qual restam poucos exemplares nos dias atuais. Os relatos mencionados

e RIEDER (1995) mostram que, antes da substituição da vegetação nativa por

cultivada, havia a ocorrência periódica de queimadas (incêndios florestais) naquela

área por ocasião da estação de seca, acarretando efeitos sobre a velocidade de

mineralização e reciclagem de nutrientes, taxa de reposição de matéria orgânica,

diversidade e população microbiana no solo, assim como poluição do ar por fumaça.

Acredita-se que as queimadas tinham efeito sobre a fauna e flora local ressurgente.

Com menores propriedades rurais e substituição da vegetação nativa,

transformava rapidamente a sua paisagem local entre a década de 1960-80. Na

década de 1990, a vegetação florestal nativa remanescente era bastante escassa, e

em 2004 restavam apenas algumas árvores esparsas no meio de pastagens

deixadas em pé por ocasião das derrubadas, e em margens de córregos ou brejos,

trechos descontínuos de vegetação remanescente.

Há suspeitas que as condições sanitárias (poluição de cursos e de

fontes de água, de entorno de residências, etc.), a qualidade da água (contaminação

conseqüentes de atividades antrópicas) e as características fisico-químicas do solo

(perda de matéria orgânica) tenham se alterado substancialmente nas duas últimas

décadas, e no sentido de perda de qualidade de vida e de fragilização do meio.

O acompanhamento dessas comunidades desde os anos de 1970

permite historiá-las. Nos primeiros anos de abertura das áreas as culturas

predominantes foram arroz de sequeiro, milho, feijão e mandioca, com pousios

posteriores de 5 a 10 anos ou então implantação de pastagens. Moradores locais

mencionam que a recuperação da fertilidade de áreas agricultadas requer em torno

de 5 anos de uso pecuário. O processo de abertura de suas propriedades foi

predominantemente iniciado entre 1971 e 1975 e concluído na década de 80.

Em 1994, em torno de 65 % da área total da comunidade estava

ocupada com pastagens cultivadas, 15 % com agricultura e os 20 % restantes

incluíam áreas das sedes, capoeiras, várzeas e reservas com mata virgem.

A área média cultivada situava-se entre 1 - 2,5 ha para arroz, 1 - 5 ha

para milho, 1 - 2,5 ha para feijão, 2,5 - 5,0 ha para algodão, embora as de cereais

foram maiores nos primeiros anos de exploração. Entre 1973 e 1978 havia também

cultivo de amendoim em C

com área média situada entre 0,5 - 3,5 ha/produtor.

Nos primeiros anos de exploração das áreas as produtividades médias

máximas situavam-se entre 2000 - 4200 kg ha

-1

para arroz, 1500 - 2700 kg ha

-1

para

milho, 500 - 1500 kg ha

-1

para feijão, 1500 - 2200 kg ha

-1

para algodão e 1500 - 3900

kg ha

-1

para amendoim. Em 1994 ainda foram observadas produtividades situadas

entre 1200 - 4200 kg ha

-1

para arroz, 500 - 1500 kg ha

-1

para milho, 300 - 500 kg ha

-1

para feijão, 900 - 1300 kg ha

-1

para algodão.

No que se refere a planos futuros, em 1994, os produtores

manifestaram intenção de continuar a cultivar arroz entre 1 - 2,3 ha por família, milho

entre 05 - 2,5 ha, feijão entre 0,5 - 2,5 ha, enquanto que 75 % dos que cultivavam

algodão não tinham ainda decidido se iriam continuar com a atividade, em face da

praga do bicudo (Anthonomus grandis Boheman 1843) que estava começando a

ocorrer nas lavouras. Além disto a cultura de amendoim e de mandioca estava

incluída nos planos de 25 - 35 % de famílias da comunidade. Os agricultores, ao

pensarem em desistir da cotonicultura tiveram dificuldade em escolher atividades

alternativas promissoras àquela e, por isto, requeriam a pesquisa agropecuária

ajuda à solução da questão.

A tendência expressada por estas famílias era de se dedicarem

preferencialmente à pecuária mista, associada a agricultura subsistencial.

Desde a abertura das áreas das propriedades, o sistema de manejo

predominante na comunidade de C

foi o “A” (pouca aplicação de tecnologia

atualizada, pouco emprego de capital, uso predominante da força braçal). A força de

tração mais utilizada era a manual-braçal familiar auxiliada, na maioria das

propriedades, pela força animal. Na década de 1990, por volta de 40 % dos

agricultores haviam contratado serviços de terceiros tratorizados para a operação do

preparo do solo. Nas operações de semeadura/plantio, tratos culturais e colheita, os

serviços tratorizados estavam totalmente ausentes. As colheitas eram efetuadas

manualmente, fase em que alguns agricultores contratam terceiros para auxiliá-los.

Os produtores não usavam correção e adubação do solo, salvo

eventualmente alguns aplicavam adubo foliar. Consideravam que nos primeiros anos

(3 - 5) o solo expressava boa fertilidade, decrescendo depois, indicado pela queda

de produtividade, em especial, pelas lavouras de algodão e milho. A adoção de

sementes melhoradas só ocorria em situações de incentivo. Nas lavouras de

algodão utilizavam pesticidas com média de 8 aplicações por safra, mas outrora

(1960-80) chegavam a efetuar aplicações semanais. Na década de 1990 realizavam

rodízio de uso das áreas, num esquema “agricultura x pastagens-bovinocultura x

agricultura”. Em torno de 75 % dos agricultores mencionaram que evitavam o uso da

queima, sempre que possível, embora seja recomendada para restos culturais da

cotonicultura (EMPAER-MT, 1997). Mais de 50 % dos agricultores destinavam restos

culturais do arroz, milho, feijão e algodão para os bovinos. Mencionavam que as

limitações nas propriedades se enquadram em alguns dos seguintes casos: (a) solo

que se desgasta (fertilidade) com poucos anos de uso; (b) solo muito arenoso; (c)

perda de fertilidade com o uso agrícola contínuo, em especial com cotonicultura; (d)

encharcamento superficial das terras; (e) área da propriedade muito reduzida.

1.2.4.3 – Perfil da cotonicultura

1.2.4.3.1 – Ambiente para o algodão

Todos os solos profundos, bem drenados e que não sejam

demasiadamente arenosos prestam-se ao cultivo de algodão (BARUQUI, 1978).

O algodão tem sido cultivado em áreas ecologicamente contrastantes.

PURCINO (1982) menciona que em Minas Gerais, lavouras de algodão são

encontradas em terras de Latossolo Roxo onde a precipitação pluviométrica pode

atingir 1000 mm durante o ciclo da cultura e, também, em áreas com Latossolo

Vermelho Escuro, Latossolo Vermelho Amarelo e em Solos Aluviais (Neossolos)

franco-arenosos situados em clima semi-árido. No período de cultivo de algodão não

podem ocorrer geadas, os dias devem ser ensolarados, as chuvas (500-1500 mm)

bem distribuídas, mas no final do ciclo deverá ter um período seco bem demarcado;

e a temperatura do mês mais quente não deve ser inferior a 22ºC enquanto a

temperatura média no ciclo da cultura deve ser superior a 20ºC (ANTUNES, 1978).

No Brasil, o cultivo de algodão tem se expandido para além das regiões

produtoras tradicionais (nordeste, sudeste e sul). Em 1993, os Estados de Rondônia

(RO) e de MT já contribuíam com uma parcela importante no cenário nacional

(FREIRE et al., 1993). Conforme a EMBRAPA (2003a), a região Centro-Oeste em

1990 cultivava apenas 123.000 ha (8,8 % da área de algodão do país) passando

para 479.000 ha cultivados em 2002, correspondendo a 63,0 % do total da área.

Destaca-se que deste montante brasileiro, apenas MT abarcou 44 % e 54 %,

respectivamente, da área e da produção total.

A fibra do algodão de regiões de tipo climático Awi, no MT, tem sido

considerada de excelente qualidade, devido as condições climáticas favoráveis em

seu ciclo de cultivo. Na fase vegetativa e de diferenciação floral, geralmente o solo

está suprido adequadamente de água diante da demanda da cultura, pois em tal

sub-ciclo (janeiro - abril) ocorrem satisfatórias precipitações pluviométricas. Por sua

vez na maturação, abertura dos capulhos e colheita (maio-julho), se instala,

progressivamente, um período seco (escassas chuvas e com baixa umidade do ar).

No município de Cáceres (MT), nas comunidades C

e C

, há uma

considerável variabilidade espacial de solos (Neossolos, Argilossolos e Latossolos) e

o tipo climático reinante, conforme a classificação de Köppen, é o Awi. Isto permite

iniciar o cultivo no período chuvoso e encerrar a colheita no período seco.

1.2.4.3.2 - O cotonicultor

a) - Aspectos gerais

A cotonicultura familiar era socialmente importante nas comunidades

por envolver bastante mão-de-obra (ARANTES et al. 1990).

Segundo o IBGE (1982), o IX recenseamento geral do Brasil de 1980

revelou que 54,98 % da população brasileira nata encontrada, naquela ocasião, na

microrregião Alto Guaporé/Jauru, eram pessoas não naturais do município em que

residiam e, 49,32 % também não eram naturais de MT. Por outro lado, neste período

de expansão da cotonicultura, em Cáceres a população ainda era

predominantemente natural do próprio município (74,19 %) ou do próprio MT (78,99

%). Contudo um estudo de RIEDER (1983), junto a cotonicultores de Cáceres, na

safra 1982/1983, mostrou que, predominantemente, estes agricultores eram natos

de algum Estado do Nordeste brasileiro, embora anteriormente a chegada em

Cáceres tenham estabelecido um roteiro migratório que passou por São Paulo (SP)

e/ou Paraná (PR) e/ou Mato Grosso do Sul (MS).

Conforme dados constantes no Recenseamento Geral do Brasil de

1980 (IBGE, 1982), considerando as pessoas com pelo menos 10 anos de idade, na

microrregião Alto Guaporé/Jauru, 74,79 % não possuíam curso completo nem

mesmo o grau elementar, enquanto que no município de Cáceres (MT) tal indicador

alcançava a cifra de 67,11 %. Na microrregião Alto Guaporé/Jauru, possuíam nível

completo (pessoas com 10 ou mais anos de idade), 20,06 %, 3,33 %, 1,34 %, 0,44

% e 0,01 % das pessoas, respectivamente, com os cursos elementar, 1º Grau, 2º

Grau, Superior e Mestrado ou Doutorado. Já Cáceres (MT) apresentou para a

mesma seqüência de cursos, os seguintes percentuais de pessoas com curso

completo: 23,48 %, 5,68 %, 2,79 %, 0,88 % e 0,02 %, respectivamente.

O Recenseamento Geral de 1980 no Brasil indicou que o número

médio de pessoas por família em MT era de 4,75, na Microrregião Alto Guaporé/

Jauru de 4,92 e no município de Cáceres era de 4,87 (IBGE, 1982). Dados do Censo

Demográfico de 1991 revelam que a média de moradores por domicílio na

microrregião do Guaporé e do Município de Cáceres (MT) foi, respectivamente, 4,35

e 4,70 no meio rural e, 4,48 e 4,59 no meio urbano (IBGE, 1997).

Conforme a EMPAER-MT (1992a e b), em 1992, a diretriz técnica para

o algodão em MT aglomerava os cotonicultores em duas categorias: (a) os que

utilizavam e (b) os que não utilizavam a mecanização motorizada, adubação de

plantio, mão-de-obra contratada. A segunda categoria plantava até 5 ha de lavoura

No Brasil, a cotonicultura abrange desde a exploração braçal e familiar

até a empresarial altamente tecnificada. Em MT, segundo estudos de FREIRE et al.

(1993), em 94,4 % das lavouras a colheita vinha sendo efetuada manualmente.

Entre os cotonicultores, nas safras de 1992/93, 46,1 % desenvolviam a atividade

apenas com a mão-de-obra familiar, enquanto 97,56 % dos cotonicultores do

sudoeste de MT, na safra de 1986/87, utilizavam mão-de-obra familiar (4 ou 5

pessoas/família) nas atividades da cultura do algodão, apesar de 31,70 %

contratarem ocasionalmente terceiros (3 ou 4 pessoas/contratante) para auxiliarem

no período de maior demanda no serviço (RIEDER, 1990). Conforme a EMBRAPA

(2003b), na década de 1990 as regiões cotonicultoras baseadas na agricultura

familiar passaram a sofrer impacto negativo no mercado de algodão imposto pela

globalização da economia brasileira, havendo, porém a expansão rápida da

cotonicultura comercial, como no MT, usando tecnologia competitiva com os

principais países produtores de algodão. Dados da CONAB (2005) comparam as

áreas plantadas (mil ha) e respectivas produtividades (kg/ha) de lavouras de algodão

no Brasil (BR) e Mato Grosso (MT) nas safras de 2001/1 (BR: 868,4; 2.834; MT:

392,0; 3.510), 2001/2 (BR: 747,7; 2.690; MT: 312,6; 3.225), 2002/3 (BR: 735,1;

3.010; MT: 300,3; 3.570), 2003/4 (BR: 1.100,0; 3.099; MT: 438,4; 3.615), 2004/5

(BR: 1.172,4; 2.897; MT: 452,6; 3.420).

b) - Caracterização da atividade

Conforme PARO (2000), em 1933, com o uso da variedade Texas,

deu-se início a cotonicultura no antigo Estado de Mato Grosso, no município de Três

Lagoas (hoje situado no MS). Em 1962 a cotonicultura começou instalar sua história

no atual estado de Mato Grosso (MT), no município de Rondonópolis e vizinhanças,

cuja produção abastecia indústrias de SP.

FREIRE et al. (1993) revela que em MT no ano de 1993,

aproximadamente 1/3 dos cotonicultores tinham propriedades com áreas superiores

a 100 ha, enquanto em outras regiões do Brasil (PR, Nordeste) o cultivo de algodão

predominava em minifúndios. Em 1993, 71,15 %, 14,74 % e 14,10 % da área

cultivada de algodão estavam distribuídas, respectivamente, em áreas pequenas (1-

20 ha), medianas (21-100 ha) e grandes (> 100 ha). Entretanto, houve indicação, a

partir de 1986, de redução na proporção de pequenos produtores e aumento de

médios e grandes agricultores.

Dois terços dos cotonicultores de MT, em 1993, eram proprietários das

terras em que estavam suas lavouras (FREIRE et al.,1993).

Os mesmos autores revelam a maioria dos cotonicultores em MT, em

1993, se dedicava também ao cultivo de arroz, milho e feijão.

No ano de 1993, segundo FREIRE et al. (1993), na cotonicultura de

MT, apenas em torno de 25 % dos agricultores cultivavam algodão há mais de 7

anos, mas, em 1996 (EMBRAPA, 1997) esse contingente passou para 36,2 %.

As áreas médias cultivadas de algodão por cotonicultor, no sudoeste

de MT, foram de 6,17 ha e de 4,89 ha, respectivamente, nas safras de 1985/86

(RIEDER, 1986) e de 1986/87 (RIEDER, 1990). ARANTES et al. (1990) mencionam

que no sudoeste de MT predomina o minifúndio com pequenas lavouras de algodão

que, em sua maioria, situavam-se entre 1 e 10 ha. Um levantamento efetuado junto

a nove localidades do município de Cáceres (MT) mostrou que a área média das

lavouras de algodão variou pouco entre as três safras de 1992-94, situando-se em

torno de 4,438 ha agricultor

-1

, embora houvesse incremento do total de área

plantada no município na seqüência daqueles anos (RIEDER, 1994b). Mas nos anos

de 1990 o quadro da cotonicultura no MT experimentou rápidas e profundas

mudanças em que o modelo da cotonicultura baseada em pequenas áreas

conduzida pela força familiar foi se extinguindo a favor do cultivo de grandes áreas e

altamente tecnificadas, migrando inclusive de municípios e regiões deste estado. Ao

longo do desenvolvimento deste trabalho isto ficará mais bem caracterizado. CRUZ

& CARVALHO (2004), com base em estudos do Ministério da Agricultura do Brasil,

mostram a evolução do mercado brasileiro de algodão, em que as áreas plantadas

entre as safras 2002/03 e 2007/08 podem ascender de 735 mil para 1597 mil ha.

1.2.4.3.3 - Pesticidas adotados

A cotonicultura consome altos volumes de pesticidas. Além do

tratamento curativo, alguns agricultores adotavam o preventivo, o que aumentava os

custos e a probabilidade de intoxicações (PASSOS, CANÉCHIO FILHO &

JOSÉ,1973). As aplicações preventivas ainda foram encontradas nas duas últimas

décadas (RIEDER, 1983; RIEDER, 1991). Em SP, no início da década de 1970,

eram recomendados mais os pesticidas sistêmicos, via líquida, para pragas

sugadoras [pulgão (Aphis gossypii Glover, 1876, e Myzus persicae Sulzer, 1776),

trips (Thrips tabaci Lind. 1888 e Frankliniella sp.)], os clorados, em polvilhamento,

para ácaros e broca da raiz (Eutinobothrus brasiliensis Hambl., 1937), clorados, por

via líquida para pragas mastigadores, fosforados não sistêmicos para combate do

curuquerê (Alabama argillacea Huebn., 1818) (PASSOS et al., 1973).

As diretrizes técnicas de algodão para MT, editadas entre 1977 e 1985,

apresentavam pesticidas clorados, clorofosforados, fosforados, carbamatos,

dinitrocompostos, derivados do fenoxiciclo hexil-base sulfeto, fisiológicos, biológicos

e piretróides, recomendados por fase e/ou tipo de pragas. Mas, na segunda metade

do ciclo da cultura, eram usadas, em polvilhamento, preferencialmente, misturas de

clorados e fosforados ou carbamatos e, na primeira metade do ciclo da cultura

podiam ser usadas fosforados de contato ou sistêmicos mas acrescidos de algum

clorado, solução líquida (RIEDER, 1990).

No sudoeste de MT, safra 1986/87, a permanência do uso dos

clorados era pequena (por estarem proibidos), mas, os pesticidas fosforados

sistêmicos e não sistêmicos eram os mais freqüentemente usados, acompanhados

de perto por pesticidas do grupo dos piretróides (RIEDER, 1990).

No início da década de 1970 a lista de pesticidas recomendados para

controle de pragas de algodoais era enorme, entre os quais estava citado o endrin,

EPN, malix, thiodan, canfeno clorado, (PASSOS et al., 1973).

No Manual de Entomologia - versão de 1978 (GALLO et al., 1978), os

pesticidas recomendados para controle das pragas também apareciam relacionados

conforme a fase de incidência e o tipo de pragas. Havia também no mercado o

produto microbiano a base de Bacillus thuringiensis para pulverização contra

lagartas, podendo ser usado em alternância com os químicos.

Quando os clorados ainda não estavam proibidos (antes de 2/9/1985 –

Port. 329 -Ministério da Agricultura do Brasil), o HCH, DDT, endrin e aldrin eram

intensamente utilizados, principalmente compondo misturas comerciais com

produtos de outros grupos químicos (Ex: fosforados - metil paration). Entretanto,

agricultores também faziam misturas de vários produtos comerciais, no âmbito de

sua propriedade. Este hábito de misturarem foi constatado ao longo dos tempos de

acompanhamento da atividade (RIEDER, 1983; RIEDER, 1990; RIEDER, 1994 b).

Um dos produtos fosforados mais largamente usados no tempo e no

espaço, na atividade cotonícola da borda do Pantanal, tem sido o metil paration

(MP). O mesmo está presente, em quase todos os estudos de qualquer lugar e

época, sendo apontado como um dos mais usados, o que é confirmado no trabalho

de ARANTES et al., (1990). Em média, a demanda de consumo (em toneladas) do

ingrediente ativo de MP no Brasil (BR) e no Mato Grosso (MT), entre os anos de

2000-2004 continuou a crescer (2000 - BR: 695,385; MT: 36,256; 2001 - BR:

1.112,242; MT: 56,235; 2002 - BR: 873,366; MT: 32,645; 2003 - BR: 975,381; MT:

66,533; 2004 - BR: 2.656,507; MT: 482,791) conforme JANNUZZI (2005).

Entretanto, nos Estados Unidos da América do Norte (EUA) a Agência

de Proteção do Meio Ambiente (EPA) cancelou, em 2 de agosto de 1999, o uso de

produtos a base de MP para várias culturas, embora não para algodão e, restringiu

sua aplicação por pulverizações aéreas extensas (EPA, 1999).

A proibição dos organoclorados levou comunidades cotonícolas

tradicionais (C

), a usarem piretróides com maior freqüência e intensidade.

Na comunidade C

os produtos mais usados pertenciam aos grupos

organo sintéticos fosforados e piretróides. Mas, mesmo na década de 1990, foram

encontrados pesticidas clorados, embora proibidos, ainda em uso em algumas

comunidades da borda do Pantanal (RIEDER, 1994b).

Segundo FREIRE et al. (1993), no MT, nas lavouras de algodão da

safra de 1992/93, os seis pesticidas mais freqüentemente usados foram

metamidofós (31,94 % das menções), deltametrina (12,25 %), monocrotofós (11,34

%), cipermetrina (8,66 %), metil paration (8,06 %) e profenofós (1,49 %).

1.2.4.3.4 - Implantação da lavoura e procedimentos fitossanitários

a) - Época de plantio

Devido a variabilidade das condições climáticas, somente a

experimentação por vários anos pode indicar a melhor época de plantio e, a

observância desta oferece maior possibilidade de êxito diante de variações de clima

a que está sujeita a lavoura (PASSOS et al. 1973). Atrasos nos plantios infestam

mais com pragas tardias implicando em sérios danos para a cultura e, induzindo um

maior número de controles fitossanitários, resultando em aumento do custo da

produção (LACA-BUENDIA & ALVES-FARIAS, 1978) e dos riscos à saúde do

homem e do ambiente. A não observância da melhor época de plantio também pode

comprometer a qualidade da produção e a produtividade (perda de até 60 % da

produção), mas a antecipação da implantação das lavouras pode resultar numa

maior incidência de pragas, conforme menções de LACA-BUENDIA & ALVES-

FARIAS (1982). As épocas de plantio variam com as condições climáticas, de solo,

e com o material genético específico em questão. Para as condições de MT e para o

material genético disponível e usado no começo da década de 1990, as épocas de

plantio recomendadas, segundo microrregiões homogêneas, eram: (a) região

Amazônica e Cáceres, de 07/01 a 28/02 (tolerância até 15/3); (b) região Sul e

Sudoeste, de 20/12 a 10/02 (tolerância até 25/02); (c) região Médio Norte, de 01/12

a 30/01 (tolerância até 15/03 quando se trata de plantios em sucessão), (EMPAER-

MT, 1992a e b). Um diagnóstico sobre o que caracteriza o cotonicultor de MT, na

safra de 1992/93, revelou que a maior concentração dos plantios ocorreu nos meses

de janeiro (47,00 %) e fevereiro (39,50 %) mas, houve os que plantaram em

dezembro (4,50 %), março (8,50 %) e abril (0,5 %) (FREIRE et al., 1993). No

sudoeste de MT, na safra de 1985/86, as preferências dos agricultores para

implantar as lavouras foram os meses de dezembro (5,17 %), janeiro (41,38 %),

fevereiro (44,88 %), março (6,89 %) e abril (1,72 %) (RIEDER, 1986).

b) - Escolha e aquisição de pesticidas

Na cotonicultura de Cáceres no ano de 1983, os vendedores eram os

principais definidores para o agricultor (61,36 %) sobre os produtos pesticidas que

deveria comprar, mas 15,90 % baseavam-se em experiências anteriores, 9,09 %

seguiam o aconselhamento de vizinhos e, apenas 13,63 % procuravam orientação

de técnicos da área de defesa sanitária vegetal e, além disto, 95 % dos produtores

adquiriam os pesticidas no comércio de intermediários e apenas os 5 % restantes

compravam no comércio regularmente instalado na região (RIEDER,1991).

A EMPAER-MT (1992b) menciona alguns fatores a considerar para a

escolha de pesticidas, tais como, eficiência, toxicidade, seletividade, período de

carência, poder residual, método de aplicação, formulação, preço e o produto deve

ser indicado por um profissional habilitado, através de receituário agronômico.

c) - Início dos tratamentos com pesticidas

As Normas Técnicas de Algodão para a Região de Dourados

(EMATER-MT, 1977) recomendavam a primeira aplicação quando a lavoura tivesse

20 a 30 dias, com pesticida fosforado de contato (líquido ou em pó).

Na concepção de manejo integrado de pragas só deve haver

intervenção quando o controle natural não é suficiente para manter a população da

praga abaixo do nível de dano econômico e, portanto, a necessidade da aplicação

de algum método de controle é sinalizada quando a praga começa a ocasionar

prejuízos ou danos econômicos (FERREIRA, 1982). Isto requer vigilância

permanente. Para o manejo integrado de pragas, a EMPAER-MT (1992a e b)

apresenta um calendário de amostragem de pragas, alertando que os trips, são

precoces, e assim devem ser acompanhados até 20 dias.

No caso de pragas iniciais, como infestação por broca da raiz

(Eutinobothrus brasiliensis Hambl., 1937), a diretriz técnica da EMATER-MT (1988),

recomenda que a primeira aplicação de pesticida deve ocorrer aos 10 dias quando

as sementes usadas não estiveram tratadas, caso contrário aos 20 dias é feito a

primeira aplicação de um pesticida de contato.

No sudoeste de MT, safra 1986/87, foi constatado que alguns

agricultores iniciavam a aplicação de pesticidas 20 dias pós-plantio (RIEDER, 1990).

d) - Doses e misturas de pesticidas usadas nos tratamentos

Os dados sobre dose de pesticida a usar podem ser encontrados em

várias fontes (Inf. Agropec.,1979a e b; SALAZAR CAVERO, 1982; ANDREI, 1996;

Instruções do fabricante) e, também, em outras direcionadas, como Informes ou

Diretrizes Técnicas de Algodão (EMATER-MT, 1977; Inf. Agropec.,1982; EMATER-

MT,1983b; EMATER-MT,1985b; EMATER-MT, 1988; EMPAER-MT, 1992a;

EMPAER-MT, 1992b; EMBRAPA, 2003a).

A dose a usar pode depender de fatores relacionados ao produto

pesticida, às condições ambientais, às pragas e a planta alvo. Por exemplo, para a

cultura de algodão, o pesticida metil paration (MP), representado pelo Folidol 600

CE, é indicado nas dosagens de 270-350 mL ha

-1

quando se trata de alvejar as

pragas iniciais como pulgão (Aphis gossypii) e trips (Thrips tabaci, Selenothrips

rubrocinctus, Frankliniella spp), 500 mL ha

-1

para a broca (Eutinobothrus

brasiliensis), 450-675 mL ha

-1

para o ácaro vermelho (Tetranychus ludeni),

percevejos (Horcias nobilellus, Dysdercus spp) e curuquerê (Alabama argillacea),

800 mL ha

-1

para o bicudo (Anthonomus grandis) e de 750-1000 mL ha

-1

para a

lagarta da maçã (Heliothis virescens), (ANDREI, 1996). Considera-se que o

consumo médio de calda.ha

-1

seja de 400 L. Dados de SALAZAR CAVERO,

GUERRA & SILVEIRA (1976) mostram que o Folidol 600 CE, recomendado para

controle de pragas do algodão, é de 12-30 mL do produto (20 L de água)

-1

Na safra de 1986/87 no sudoeste de MT, foi constatada que 19,50 %

dos agricultores abordados usavam super dosagem do produto Decis, 4,87 % de

Folidol 600, 4,87 % de Arrivo, 2,43 % de Rodhiatox mas, o Endrex era usado em

subdosagens por 2,43 % dos cotonicultores (RIEDER, 1990). Sub e super dosagens

também estiveram em uso na safra 1982/83 na área de algodão de Cáceres -MT

(RIEDER, 1991). Um estudo de RIEDER (1994b), junto a nove comunidades de

Cáceres (MT), com base em três safras de algodão de 1992-94, revelou que 41,64

% das doses usadas eram constituídas exatamente de 50 mL de pesticida (20 L de

água)

-1

, sendo ela a mais freqüentemente usada e, curiosamente, coincidia com a

capacidade volumétrica máxima do dosador do produto comercial que o acompanha.

No sudoeste de MT havia um hábito quase que comum entre os

agricultores de misturarem produtos no preparo da calda para, em seguida,

aplicarem nas lavouras. Em Cáceres, safra de 1982/83 de algodão, foi observada

misturas de até quatro produtos pesticidas numa mesma calda (RIEDER, 1991), e

na safra 1986/87, os agricultores continuavam a usar caldas mistas de dois ou mais

produtos comerciais de pesticidas (RIEDER, 1990). Em sete comunidades de

Cáceres, na safra de 1993/94, 43,20 % da área cultivada de algodão foi submetida a

aplicações com caldas de misturas de dois ou mais produtos pesticidas efetuadas

pelo agricultor. Isto envolvia 51,94 % das lavouras e absorvia 30,61 % de todo

volume de pesticidas usados na safra (RIEDER, 1994b). Os agricultores justificavam

este procedimento, dizendo que: “(a) os pesticidas individualmente não estariam

produzindo o efeito desejado, por serem muito fracos (expressão do agricultor); (b)

para poder combater todo o tipo de praga existente através de uma mesma

aplicação, e assim não precisar gastar mais serviço e se expor desnecessariamente

aos pesticidas; (c) por ter aprendido assim e sempre deu certo”.

De fato, na década de 1970, documentos técnicos mencionavam o uso

de mistura de pesticidas para controle de pragas em lavouras de algodão, em que

apareciam produtos compostos de pesticidas fosforados e mais clorados e/ou

carbamatos (PASSOS et al., 1973; EMATER-MT, 1977).

Mas devido aos altos riscos que isto acarretava no campo não é mais

permitido efetuar misturas. Pode-se dizer que a legislação brasileira sobre pesticidas

avançou bastante nas três últimas décadas, conforme verificável em GELMINI

(1991), BRASIL (2002), BRASIL (2005).

e) - As opções de pesticidas por fase da cultura

Algumas pragas são típicas de determinada fase da cultura. A diretriz

técnica para algodão em MT (EMPAER-MT, 1992b), indica para o algodão um

período do ciclo da planta de maior ocorrência de pragas, reforçando a adoção do

manejo integrado destas. No início do ciclo do algodoal deve ser efetuada uma

avaliação criteriosa para indicar a necessidade de intervenção com pesticidas para o

controle de pragas e, constatada a necessidade, para a escolha dos pesticidas deve

se considerar também a proteção dos inimigos naturais.

Segundo a EMPAER-MT (1992b), o uso indiscriminado de pesticidas

na fase inicial pode afetar drasticamente a ação dos inimigos naturais e, por isto,

deve-se começar com pesticidas relativos, de curto período residual e não requerer

100 % de controle. Com isto se mantém o alimento à atração dos inimigos naturais.

Nos anos de 1970 ainda havia a recomendação do uso mais drástico

de pesticidas na cotonicultura, em que eram indicados: aos 20-30 dias, a aplicação

de fosforados de contato (líquido ou pó); na seqüência (40-45 dias), sistêmicos e

fosforados de contato (líquidos); depois (55-65 dias ou 70-80 dias), o monocrotofós

mais clorados (líquido); e após (85-95; 100-105; 110-120; 125-135 dias), aplicações

de DDT misturado ao paration ou a um carbamato (Pó), (EMATER-MT, 1977).

Um diagnóstico da situação cotonícola no sudoeste de MT,

referenciando a safra de 1985/86 revelou que 98,27 % dos cotonicultores

compravam os pesticidas de intermediários sem recorrer ao receituário agronômico

(RIEDER, 1986), enquanto que na safra seguinte tal condição ainda envolvia mais

de 90 % de agricultores (RIEDER, 1990).

f ) - Encerramento dos tratamentos fitossanitários

No antigo Estado de Mato Grosso, em 1977, era recomendado que a

última aplicação de pesticida fosse realizada entre 125-135 dias de idade da lavoura,

polvilhando com “DDT mais paration ou com um carbamato” (EMATER-MT, 1977).

O calendário de amostragem no manejo integrado de pragas (MIP),

para as tardias estabelecia que fossem realizadas até os 120 dias, caso da lagarta

rosada (Pectinophora gossypiella Saund., 1844), ácaros (Tetranychus urticae Koch,

1836; Polyphagotarsonemus latus Banks, 1904; Tetranychus ludeni Zacher, 1913) e

percevejos ( Horcias nobilellus Berg., 1883 e Dysdercus spp), e para o curuquerê

(Alabama argillacea Hubner, 1918) até o final da cultura (EMPAER-MT, 1992 b).

Na década de 1980, no sudoeste de MT, as aplicações de pesticidas

se estendiam até meados da colheita da lavoura (120-150 dias) (RIEDER, 1990).

g) - Freqüência e número total de aplicações

PASSOS et al. (1973), com referência aos procedimentos vigentes na

década de 1970, mencionam que, além do combate curativo, era adotado o controle

preventivo de pragas em lavouras de algodão. Esta combinação elevava o número

de tratamentos com pesticidas em 12 e até 15 vezes durante uma safra.

Segundo FERREIRA (1982), se aplicado corretamente o conceito de

manejo integrado de pragas (MIP: conjunto de medidas que protegem e estimulam

os inimigos naturais de pragas, com o uso de inseticidas seletivos e somente

quando o controle natural não é suficiente para manter a população da praga abaixo

do nível de dano econômico), o cotonicultor consegue reduzir em mais de 50 % o

número de aplicações de pesticidas, diminuindo custos de produção e os riscos de

deterioração da saúde do homem e do ambiente.

As normas técnicas de algodão para a região de Dourados, na

segunda metade da década de 1970, recomendavam a realização de oito aplicações

de pesticidas no ciclo completo da cultura (EMATER-MT, 1977).

Em Cáceres (MT), safra de 1982/83, houve o uso de um número muito

elevado de aplicações de pesticidas no ciclo completo da lavoura, em que 5,25 %

dos lavoureiros usavam mais de 20 aplicações, 34,20 % mais de 15, 68,41 % mais

de 10 e, 97,35 % efetuavam mais de 5 tratamentos com pesticidas (RIEDER, 1991).

No sudoeste de MT, um estudo da safra de 1985/86 de algodão

mostrou que 62 % dos cotonicultores usaram entre duas a cinco aplicações de

pesticidas, 31 % entre seis a oito tratamentos e 7 % adotaram nove ou mais

aplicações de pesticidas no ciclo completo da cultura, sendo que esta variabilidade

reforça que o número de aplicações é induzido pela freqüência e a intensidade de

pragas, inseticida usado, condições climáticas e grau de conhecimento do

cotonicultor, em relação à cultura e pragas (ARANTES et al., 1990). Na mesma safra

e região outro estudo indicava 80 % dos cotonicultores usando entre três a cinco

aplicações, enquanto os demais 20 % usavam entre seis até onze tratamentos

(RIEDER, 1986). Na safra seguinte (1986/87), na mesma região, em torno de 2/3

dos cotonicultores usavam até cinco aplicações de pesticidas no ciclo da lavoura

mas, por volta de 5 % adotavam mais que 10 tratamentos (RIEDER, 1990).

No MT, safra de 1993 houve 59,09 % de cotonicultores usando de duas

até cinco aplicações de pesticidas no ciclo completo da lavoura, mas 36,36 %

usavam de 6 a 8 e 5,55 % mais de nove aplicações (FREIRE et al., 1993).

A média de aplicações de pesticidas no ciclo das lavouras de algodão

no sudoeste de MT mostrou um decréscimo entre 1982 e 1987, embora a amplitude

dos casos encontrados fosse bastante larga (>20) (RIEDER, 1990; RIEDER, 1991).

O ideal seria ocorrerem menos de cinco aplicações no ciclo completo.

PESSANHA (1982) cita que a redução de aplicações diminuiria os riscos de

contaminação ambiental, à saúde das pessoas, além de reduzir custos de produção.

Em Cáceres, no período de tratamento do algodão, as aplicações de

pesticidas repetiam-se, mais freqüentemente, entre 7-15 dias (RIEDER, 1990).

Os números distintos de aplicações entre localidades e safras podem

ter sido induzidos por múltiplas razões.

h) - Volume de pesticidas usados

Vários fatores alheios ao agricultor, definidos por terceiros, contribuem

para estabelecer o volume de pesticidas aplicados numa lavoura de algodão

(RIEDER, 1994b). Influem também a prática adotada pelo aplicador, tipo de produto,

dosagem e número de tratamentos, momento, habilidade, hábito do mesmo, além

das condições ambientais reinantes (ARANTES et al., 1990).

Conforme RIEDER (1994b), em nove localidades de Cáceres (MT),

safra de 1993/94, foi verificado que os quatro pesticidas (entre treze) aplicados em

maior volume foram o lambdacihalotrina, metil paration (MP), metamidofós e o

monocrotofós. O volume médio consumido, dos produtos comerciais dos pesticidas

usados naquela safra, foi de 2,0345 litros.ha

-1

, o que representou um consumo de

9,09 litros por cotonicultor. Porém, as referências consultadas, não permitiram

esclarecer se este volume para mesmos produtos e de princípios ativos era maior ou

não em relação a períodos pretéritos. Mas em face da crescente ocorrência da

praga do bicudo, a expectativa era de aumentar o volume de pesticidas gastos por

unidade de área plantada com algodão nas safras posteriores a 1994.

1.2.4.3.5 - Aspectos gerais da cotonicultura na região de Cáceres (MT)

Para o agricultor os pesticidas são identificados como venenos. Alguns

também os denominam de remédios para plantas. Estas denominações não são

específicas em Cáceres (MT), sendo encontradas no sul ao centro-norte brasileiro.

Segundo NASCENTES (1988), veneno é sinônimo de tóxico (do grego:

toxikón, pelo latim: toxicum ou venenum). O dicionário do autor citado define veneno

como substância, de origem vegetal, animal ou mineral, a qual, ingerida ou aplicada

exteriormente, sendo absorvida, é capaz de alterar ou destruir as funções vitais; todo

e qualquer elemento de infecção ou corrupção moral.

Registros de DEBARBA & RIEDER (1974) e HULLMAN & RIEDER

(1974) indicavam que na primeira metade da década de 1970, no município de

Cáceres (MT), a cotonicultura herbácea já estava introduzida. No ano de 1975, a

cultura do algodão já tinha uma posição destacada na economia regional

(Municípios de Cáceres e de Mato Grosso - hoje Vila Bela da Santíssima Trindade)

(CANELLAS, 1976). Entretanto, nesta época os materiais, instrumentais e insumos

necessários (inclusive pesticidas) ao cultivo eram fornecidos por um sistema de

crédito informal (Caderneta de anotações dos fornecimentos para descontar com a

produção) intermediado comercialmente para agentes de outros Estados (Ex: SP). O

comprador do produto final (pluma de algodão em caroço) era o mesmo que fornecia

os insumos ao cultivo. Na época não existia agroindústria na região para

desencarroçamento e processamento do algodão. Desta forma, a margem de

benefício regional ou local com esta atividade, era muito pequena e, talvez, num

cômputo mais amplo, até negativa, se incluíssemos os impactos na saúde e no

ambiente com a atividade usuária de pesticidas (na época, volumes altos de

produtos organoclorados eram usados: DDT, HCH, lindano, aldrin, dieldrin, entre

outros). Este quadro relatado acontecia também em localidades muito próximas à

linha limítrofe da planície pantaneira (borda do Pantanal), tal como nas comunidades

rurais de Caiçara, Caramujo, Pé de Anta, Cem Alqueires, Santa Luzia, Itiquira, Santa

Rita, Barreirão, Curvelândia, Nova Limeira, Vila Nova, Barra Nova (C

) e outras. A

cotonicultura herbácea, altamente dependente de pesticidas (RESENDE et

al.,1994), foi a atividade agrícola comercial mais persistente desde a década de

1970, também em C

do presente estudo (RIEDER, 1983; ARANTES et al., 1990;

RIEDER, 1995), e na faixa de bordadura norte-pantaneira (RIEDER et al., 1995a),

executada nos limites proporcionados pela força braçal familiar, auxiliada, às vezes,

pela tração animal e, raramente envolvendo a motomecanização (RIEDER, 1990).

Antes de meados da década de 1980, os produtos mais usados para

combate de pragas na cotonicultura do sudoeste de MT, Bacia do Alto Pantanal,

eram constituídos por pesticidas das classes químicas dos organoclorados,

clorofosforados, fosforados e carbamatos (RIEDER, 1983).

Por imposição da legislação brasileira concernente à pesticidas,

associado às ofertas dos avanços tecnológicos pertinentes, o perfil de uso das

classes mudou na década de 90. Houve uma expressiva incorporação de vários

produtos pesticidas do grupo dos piretróides sintéticos, em substituição dos clorados

principalmente, embora continuem usando consideráveis quantias de pesticidas

fosforados (RIEDER, 1994b; RIEDER, MORAES & DORES, 1995b).

As lavouras de algodão no sudoeste de MT, em trechos das Bordas do

Pantanal eram implantadas no período chuvoso e permaneciam até o auge do

período seco. Os cultivos eram anuais e, normalmente, os plantios iniciavam em

janeiro e as colheitas se encerravam em agosto. Os lançamentos de pesticidas no

ambiente acompanham os anos de cultivo de algodão e as aplicações repetem-se

durante o ciclo das lavouras.

Estudos que comentam o preparo do agricultor ou operador de

pesticidas às aplicações nas lavouras de algodão indicam a ausência generalizada

de treinamentos específicos para a habilitação de pessoal a tal tarefa, salvo poucos

casos de orientações não sistemáticas e raras palestras sobre o tema. Os estudos

ainda mencionam um elevado índice de analfabetos entre os aplicadores de

pesticidas (RIEDER, 1990; RIEDER, 1991 e RIEDER, MORAES & DORES, 1996).

SEÇÃO 1 (S

)

- ESTUDO DE CAMPO

ASPECTOS DA RELAÇÃO HOMEM-PESTICIDA-AMBIENTE (H-P-A)

NA BORDA NOROESTE DO PANTANAL DE MATO GROSSO

CAPITULO 2 - MATERIAL E MÉTODOS DA SEÇÃO 1

Esta parte envolve um estudo de múltiplos aspectos e,

conseqüentemente, utiliza vários recursos materiais e metodológicos à sua

execução, conforme descritos a seguir.

2.1 - RETRATO COTONÍCOLA DE MATO GROSSO

Para apresentar um retrato da mobilidade no território mato-grossense,

ao longo do tempo, das maiores somas municipais de área plantada de algodão por

safra e dos produtos químicos preferenciais nela aplicados, recorreu-se a várias

fontes de dados e informações, tais como: publicações, relatórios e historizações

escritas e verbalizadas, disponibilizadas por órgãos afins(EMATER-MT, EMPA,

EMPAER-MR, UFMT, EMBRAPA, CONSULTORIA GUERRA) comentadas por seus

profissionais.Utilizaram-se também a própria experiência e os apontamentos

efetuados ao longo da atuação no PROJETO RONDON-CAMPUS AVANÇADO

(1974-1979),EMATER-MT (1979-1990), EMPAER-MT (desde 1990) e UNEMAT

(desde 1981) em MT.

2.2 - COMUNIDADES OBJETO DE ESTUDO ESPECÍFICO

Foram selecionadas duas comunidades (Facão –C

Barra Nova –C

dedicadas, entre outras, à atividade cotonícola utilizando predominante o sistema de

manejo A; constituídas de, pelo menos, 30 famílias de pequenos ou mini

agricultores; assistidas pelo mesmo serviço oficial de pesquisa, assistência e

extensão rural; localizadas no mesmo município (Cáceres) e às bordas do Alto

Pantanal, uma em microbacia da margem esquerda do rio Paraguai (C

) e a outra na

margem direita (C

), com suas lavouras distribuídas em vertentes de talude estreito

(<5 km) em relação ao curso de água afluente direto do rio Paraguai; e utilizarem

poços de água para consumo doméstico.

2.3 - LOCALIZAÇÃO DAS COMUNIDADES

A primeira, C

(57º 39’ 20” e 57º 36’ 50” Long. W. Gr.; 16º 11’ 20” e 16º

09’ 00” Lat. Sul) e a segunda, C

(57º 50’ 00” e 58º 00’ 00” Long. W.Gr.; 15º 50’ 00”e

16º 00’ 00” Lat. Sul), estão inseridas na faixa de bordadura do Alto Pantanal,

município de Cáceres, sudoeste do Estado de MT (Fig. 2.1 e 2.2). As áreas de

interesse específico foram as constituídas de lavouras de algodão.

2.4 - UNIVERSO E POPULAÇÃO

2.4.1 - Universo

Conjunto dos estabelecimentos ou unidades de Barra Nova (C

) e do

Facão (C

)

que cultivavam algodão no período considerado.

2.4.2 - População do período restrito

2.4.2.1 - Atores (cotonicultor e família)

• Comunidades C

e C

, respectivamente, com 52 e 48 atores estudados.

• Seis safras (1992-97): envolveram-se 100 atores, havendo nos anos de 1992,

1993, 1994, 1995, 1996 e 1997, respectivamente, 37, 47, 60, 73, 49 e 36 atores.

• Persistiram em 1, 2, 3, 4, 5 e 6 safras, respectivamente, 31 (C

: 20, C

:11), 15

: 11, C

:4), 15 (C

: 11, C

:4); 12 (C

: 4, C

:8); 15 (C

: 4, C

:11) e 12 atores (C

0, C

:12).

O estudo apresentou variabilidade temporal de atores e de lavouras

envolvidas na atividade cotonícola.

FIGURA 2.1. – Localização da área de estudo no continente sul-americano

FIGURA 2.2 – Localização das comunidades de estudo (Facão e Barra Nova) no

Alto Pantanal, Cáceres, Mato Grosso, Brasil.

CÁCERES

FACÃO

PANTANAL

Barra Nova

2.4.2.2 - Lavouras (Ambiente interativo)

• Nas duas comunidades e no período estudado (1992-97) foram envolvidas 302

lavouras (C

: 113; C

:189) cultivadas pelas 100 famílias (atores);

• Nas safras de 1992, 1993, 1994, 1995, 1996 e 1997 foram estudadas,

respectivamente, 37, 47, 60, 73, 49 e 36 lavouras.

2.4.2.3 - Adoções de produtos pesticidas

• Nas 2 comunidades, nas 6 safras, nas 302 lavouras desenvolvidas, os 100 atores

adotaram 831 vezes produtos pesticidas (C

: 319; C

: 512). Cada adoção

representa o uso de determinado produto pesticida em uma safra. Produtos de

mesmo nome podem ter sido adquiridos e utilizados em outras safras ou em

outras lavouras ou por outros agricultores, o que se constituía em uma adoção

considerada distinta.

• Nas safras de 1992, 1993, 1994, 1995, 1996 e 1997 foram constatadas,

respectivamente, 91, 116, 171, 212, 141, e 101 adoções de produtos pesticidas.

2.5 - PERÍODO DO ESTUDO

• Restrito: 1992-97 (Estudo das relações H-P-A em seis safras de algodão

herbáceo);

• Amplo: 1976-2003 (monitoramento da cotonicultura em C

e C

, e de modo

genérico no MT).

2.6 - MÉTODO APLICADO À COLETA DE DADOS

O estudo nas comunidades (C

, C

) utilizou-se da metodologia descrita

em MINAYO (1994), por entrevista e observação (com um roteiro guia básico e

questionário semi-estruturado, conforme Quadro 1.1 no Apêndice), incluindo a :

Observação Participante ou Observador-como-Participante [Investigação

científica com o observador presente numa situação, face a face com os

observados, participando na vida deles, no seu cenário cultural, colhendo

dados; sendo uma observação quase que formal, em curto espaço de tempo,

empregada como estratégia complementar ao uso das entrevistas. A

aplicação do método esteve centrado em três fatores e suas interações (H-P-

A), efetuando-se o reconhecimento in loco, no contexto doméstico e de

lavouras, as relações, procedimentos e outros].

Participação Observante ou Participante-como-Observador [Observação

informal temporária vivenciando e acompanhando a rotina cotidiana, junto dos

acontecimentos importantes].

Como regra geral, as informações obtidas na observação participante

e na participação observante tanto complementavam como orientavam as

entrevistas e validavam o conteúdo para o banco de dados da pesquisa. O

informante era o responsável - proprietário pela lavoura em estudo, geralmente

chefe de família.

Dados complementares ao questionário-guia, e as referentes a

dinâmica da cotonicultura no território de MT foram obtidas junto a instituições

ligadas à cotonicultura mato-grossense (EMATER-MT, EMPA, INDEA-MT,

EMPAER-MR, UFMT, EMBRAPA, CONSULTORIA GUERRA, SEDER-MT), através

de consultas à suas publicações, relatórios e registro de relatos e comentários

escritos e verbais de seus profissionais.

2.7 - VARIÁVEIS ESTUDADAS (TAB. - 2.1)

TABELA 2.1 - Variáveis consideradas no estudo de duas comunidades cotonícolas

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

H-Homem cotonicultor (H) P-Pesticida usados A-Ambiente alvo

.Naturalidade,

.Migração,

.Idade,

.Escolaridade,

.Pessoas na família,

.Renda anual

.Produtos comerciais,

.Grupos químicos,

.Categorias de grupos químicos

.Pacotes,

.Ingredientes ativos,

.Modo de ação;

.Classes toxicológicas;

.Classes de Potencial de

Periculosidade Ambiental (PPA);

.Área da propriedade,

.Vegetação,

.Relevo,

.Aspectos hídricos,

.Clima,

.Solo,

.Fauna;

Int

erações

, envolvendo:

Sub-fator “acl”:Aspectos da cotonicultura local

Sub-Sub-Fator “dm”: Domínio da atividade

.Fonte do saber,

.Conceito de pesticida bom,

.Tempo de experiência (vivência) cotonícola,

Sub-Sub-Fator “rot”:Regime de ocupação

Regime de ocupação da terras;

Sub-Sub-Fator“acc”:Algumas características do

cultivo

.Força de trabalho usada,

.Época de plantio,

.Área plantada,

.Colheita do algodão,

.Produção da lavoura,

.Produtividade da lavoura;

Sub-Fator“aap”:Aquisição e armazenagem de

pesticidas

.Via de aquisição,

.Local de aquisição,

.Local de armazenagem;

Sub-fator“mpa”:

Medidas de proteção ambiental

adotadas

.Destino da embalagem vazia,

.Destino de soqueiras;

Sub-fator“mpp”:

Medidas de proteção pessoal

: Preventivas

Sub-fator“mdp”:

Medidas de desintoxicação de

pessoas

:Curativas

Sub-fator“amp”:Aspectos do uso e manejo de

pesticidas

.Início do tratamento com pesticidas,

.Término dos tratamentos,

.Número de tratamentos na safra,

.Mistura de pesticidas,

.Doses usadas,

.Volume aplicado na lavoura;

Sub-fator“intox”:Intoxicações por pesticidas

.Agentes intoxicantes,

.Causas intoxicadoras,

.Gravidade das intoxicações,

.Intoxicações.

2.8 - MAGNITUDE ASSUMIDA PELAS VARIÁVEIS CONSIDERADAS

As magnitudes das variáveis foram avaliadas (teste de

, ou F e

Tukey) e contrastadas espacial (C

e C

) e temporalmente (safras 1992-97) através

das expressões observadas em cada uma, pelas freqüências de ocorrência ou

medidas próprias das mesmas. Assim tem-se expressão qualitativa e quantitativa.

Para as avaliações qualitativas das variáveis, analisou-se a distribuição das

freqüências de categorias encontradas ou binomiais do tipo focada (c

) e não-focada

). Tendo como referência o conhecimento existente e as recomendações técnicas

pertinentes, a categoria focada (c

) reunia os casos menos desejáveis ou mais

inadequados, incorretos ou prejudiciais. Enquanto a categoria não-focada (c

)

contemplava as situações menos prejudiciais, ou mais desejadas, corretas,

adequadas. A significância das diferenças, para fins de estabelecer a similaridade ou

não, nos espaços e nos tempos considerados, foi estabelecida pelo valor de α <

0,05 (ou seja, probabilidade de erro de conclusão menor que 5 %).

2.9 – INDICADORES DE RISCO DEVIDO AO USO DE PESTICIDAS

Visou-se suscitar indicadores para avaliação de risco coletivo ou

comunitário por pesticidas usados em cotonicultura nas bordas do Pantanal sob

condições de ambiente tropical estacional. Foi estabelecida uma metodologia para

reconhecer variáveis indicadoras que exercem efeito sobre o risco (R) de

contaminação

e de danos

ambientais

e humanos

atribuído ao uso e manejo

de pesticidas

. Doravante, onde há referência a tal risco, o mesmo estará

identificado assim: R

CDPAH/variável indicadora em questão

. Pontos duplos (:) a seguir desta

convenção (R

CDPAH/x

:), anunciam a apresentação do resultado comparativo nas

comunidades (C

) ou safras (1992-97) do risco com questão. Ex.: (R

CDPAH/x

> C

Pelas definições dadas a categoria focada (c

) e a não-focada (c

ambas também são, respectivamente, as que reúnem os casos de maior (r

) e de

menor (r

) risco relativo. Portando, a variável que for indicadora de risco, apresenta

sua categoria c

= r

e c

= r

. Como r

e r

são complementares, a soma unitária ou

percentual das mesmas (r

+ r

) é igual, respectivamente, a 1 ou 100 %. De onde

se extrai que r

/(r

+ r

) =1- r

/(r

+ r

). Comportam-se como uma função de

distribuição binomial. Diante disto foi possível expressá-las, em cada nível

hierárquico de dependência (variável ou fatores), pela proporção de ocorrência de

casos. Assim se determinou e se analisou a proporção do maior e do menor risco

assumido pelas variáveis nas comparações efetuadas (C

, C

; safras1992-97).

Contudo, para desvelar indicadores de risco foi assumido que as

variáveis (Vi) podiam (Vcer) ou não (Vser) exercer efeito sobre o risco (R). Havendo

efeito, à faixa de variação da expressão de cada variável corresponderia uma escala

de valores de risco produzido por esta variável. Entretanto, esta metodologia, nesta

fase, não deseja determinar o exato valor do risco, mas identificar a existência de

efeito ou não e o sentido da variação do mesmo, ou no máximo um significado

relativo (de proporcionalidade).

Tal relação pode ser direta (Vcer · R) ou indiretamente proporcional

(Vcer 1/∝ R). A inexistência de associação entre o nível de risco (R) e os valores

expressos por uma variável representam efeito nulo da mesma (R = f(Vser) = 0).

Não sendo nulo o efeito, a expressão de determinada variável induzirá, então, risco

crescente ou decrescente [R = f(Vcer) ≠ 0].

Também foi efetuada uma análise dos reflexos da variação da magnitude da

expressão de cada variável {V

} para identificar o sentido do efeito (⇓ - ou ⇑ +)

induzido pela mesma no risco {R} à saúde e ao ambiente.

A magnitude considerada, para efeito de comparações, foi aquela

efetivamente expressa no estudo.

A análise temporal não foi efetuada para todas as variáveis

consideradas na análise espacial, em função de algumas limitações encontradas.

As comunidades (C

, C

) e as safras (1992-97) foram então

comparadas diante das expressões das variáveis, pelos fatores (H, P, A), nas

interações destes, e no global, através das totalizações obtidas nas respectivas

categorias (c

; r

, r

2.10 - VALORAÇÃO DE DADOS QUALITATIVOS

As variáveis “ν

- medidas preventivas (mpp)” e “ν

- curativas (mdp)”

adotadas pelos agricultores, foram analisadas para identificar se efetivamente

poderiam ter algum efeito anti ou desintoxicante. Não havendo efeito (valor zero) ou

havendo o mesmo poderia ser a favor (+) ou contrário (-) ao fim desejado. A

amplitude da dispersão, foi estabelecida entre -1 (mínimo) e +1 (máximo), sendo que

os valores intermediários indicam a existência de efeitos, mas situados entre os

máximos e mínimos. Em cada variável ou sub-variável podia então assumir valores

negativos (r

- prejudiciais à saúde), nulos (inofensivas à saúde) ou positivos

(auxiliares à saúde), as quais somadas resultavam no valor final da variável. Desta

maneira, as medidas preventivas (mp) e curativas (mc), constituíam as variáveis

derivadas “valor das medidas preventivas (vmp) e curativas (vmc)”. Por último, as

comunidades foram comparadas pela proporção de ocorrência das categorias r

e r

2.11 - ANÁLISE ESTATÍSTICA DOS DADOS

Foram efetuadas, de acordo com a pertinência, análises de variância

(F), estudos de correlação (Pearson, Kendall e Spearman) e testes estatísticos (χ

Fisher,Tukey) com nível de significância α ≤ 0,05.

2.12 - UNIDADES DE INVESTIAÇÃO NO ESTUDO

Para efeito de tratamento estatístico, foram consideradas como

unidades experimentais ou de investigação, no caso de variáveis relacionadas: (1) à

safra agrícola, o evento a safra de algodão de um agricultor; (2) com o cotonicultor, o

dado do mesmo; (3) a usos e procedimentos, a informação específica pertinente; (4)

a acontecimentos, fatos, submissões e manifestações, o próprio evento.

2.13 – EXECUÇÃO, VALIDAÇÃO E FONTES DA PESQUISA

A partir de 1976 começou o envolvimento funcional com a comunidade

de Barra Nova e, a partir de 1989 com a comunidade do Facão. Alguns dados

utilizados foram reunidos de estudos de realidades (documentos de uso interno para

fins de elaboração de planos de ação, no Campus Avançado de Cáceres do Projeto

Rondon, na EMATER-MT e posteriormente na EMPAER-MT). Outros são frutos de

experiências interativas propiciadas a partir de projetos de assistência técnica e

extensão rural desenvolvidos nestas comunidades. Uma terceira parcela de dados

foi disponibilizada por instituições (INDEA, EMPAER-MT) através de seus

profissionais em documentos e relatos. Uma quarta parte foi obtida através da

interação pesquisador-pesquisados, envolvendo os atores das comunidades, por

ocasião de visitas de acompanhamento das atividades, de assistência ao

cotonicultor e a sua família, cuja freqüência programada era de pelo menos três

visitas por safra. E completando, os principais dados caracterizadores da relação H-

P-A referentes às seis safras de algodão (1992-97) nas comunidades (C

e C

)

foram obtidas em visitas do pesquisador aos cotonicultores, e finalizadas na ocasião

da colheita ou logo após. No ano de 2003 voltou-se às duas comunidades, para fins

de verificar, junto a cada ator, sua continuidade ou não na atividade cotonícola após

1997. E assim, então, teve-se posse dos dados necessários a conclusão do

presente estudo.

Os parâmetros analíticos medidos constam do formulário-guia utilizado

e estão apresentados no Apêndice 1.

Os procedimentos metodológicos para obtenção das informações,

aplicadas no presente trabalho, já vinham sendo adotados em estudos anteriores,

com eficácia, servindo de suporte à elaboração de planos de ação institucionais

(EMATER-MT e EMPAER-MT) como também resultando em várias publicações

(RIEDER, 1983, 1986, 1990, 1991; ARANTES et al. 1990), as quais vêm sendo

referenciadas por outros autores (RESENDE et al. 1994; ALVES, 1998).

CAPÍTULO 3

– RESULTADOS E DISCUSSÃO DA SEÇÃO 1

ASPECTOS DOS FATORES HOMEM (H), PESTICIDA (P) E

AMBIENTE (A) E DA INTERAÇÃO DESTES (H-P-A)

HOMEM: Agricultores que usam pesticidas em seus cultivos de algodão

PESTICIDA: Armas químicas usadas para combater pragas de algodão

AMBIENTE: De regiões que cultivam algodão com uso de pesticidas

3.1 - A IDENTIDADE DO HOMEM ENVOLVIDO COM PESTICIDAS

3.1.1 - Naturalidade dos agricultores

Doze Estados brasileiros (Paraná-PR, São Paulo-SP, Mato Grosso do

Sul Estado - MS, Espírito Santo - ES, Minas Gerais - MG, Goiás - GO, Bahia - BA,

Sergipe - SE, Alagoas - AL, Pernambuco - PE, Ceará - CE e Mato Grosso - MT)

contribuíram para a constituição do grupo de cotonicultores das áreas estudadas. Os

dois Estados com representação mais freqüente de plantadores de algodão foram

MT (21,6 %) e SP (19,2 %) mas, ao considerar agrupamentos de Estados tem-se a

seguinte ordem decrescente de freqüência destes: Nordeste > Centro-Sul (PR, SP,

MS) > MT > Outros Estados. Na comunidade C

não foram encontrados

cotonicultores de outra origem que não fossem nordestinos (53,8 %), sulistas (PR,

SP, MS) (38,4 %) e mato-grossenses (7,6 %); enquanto na comunidade C

, havia

nordestinos (20,4 %), sulistas (31,8 %), mato-grossenses (34,0 %) e, 13,6 % de

agricultores naturais de três outros Estados (ES,MG,GO). Esta distribuição, embora

diferencie significativamente as duas comunidades (χ

, GL= 3, ∝ < 0,05 ), não é

discordante de outros estudos levantados por RIEDER (1983) em Cáceres (MT).

A comunidade C

, por estar composta de uma maior proporção de

agricultores oriundos de Estados produtores mais tradicionais de algodão (Nordeste,

SP,PR, MS), teria tido um melhor domínio da atividade cotonícola - dependente de

pesticidas, e por conseguinte assume-se que esteve sujeita a menor risco devido a

naturalidade (R

CDPAH

nat:

> C

) em comparação a comunidade C

, constituída com

menor proporção de famílias oriundas de zonas cotonícolas (TAB. 3.1ν

3.1.2 - História migratória dos cotonicultores

A constituição atual das duas comunidades estudadas é

predominantemente integrada de não mato-grossenses (C

: 65,9 %; C

: 92,3 %). Em

(69,23 %) existem mais cotonicultores que já estiveram e fixaram atividades em,

pelo menos, três Estados brasileiros que em relação aos de C

(38,6 %).

Aceitando-se que a migração pelos estados de SP, PR e/ou MS, com

certo tempo de permanência nos mesmos, em atividade cotonícola, teria

oportunizado um melhor aprimoramento do agricultor ao manuseio mais adequado

de pesticidas, em face do contato com uma agricultura mais tecnificada, conforme

citam PASSOS et al. (1973), sugere-se então que o risco devido o tipo de história

migratória (R

CDPAH

mig:

> C

) foi maior na comunidade C

que em C

, uma vez que

em C

havia maior proporção de cotonicultores com passagem em regiões de

cotonicultura relativamente menos avançada que em C

(TAB. 3.1ν

3.1.3 - Idade dos agricultores

Diversas lavouras consideradas no presente estudo (>13,9 %) foram

conduzidas por pessoas com mais de 60 anos de idade.

A média de idade em C

se assemelhou (Tukey, α > 0,05) à de C

estando em torno de 44 anos.

Constatou-se que a freqüência observada de lavoureiros com 45 anos

ou mais foi praticamente a mesma do grupo com menos de 45 anos.

A variável idade pode ser considerada como um indicador de risco, ao

assumir-se que diferentes grupos etários estariam sujeitos, com intensidade

diferente, à exposição e danos por pesticidas (Ex.: crianças e idosos são mais

vulneráveis).

TABELA 3.1 - Expressão proporcional de variáveis consideradas no fator Homem (H), segundo suas categorias de risco, em duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Variáveis (ν

) do fator H

Categoria focada (cf) ou de maior

risco- r

em cada variável

(em oposição à não-focada (cñ) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Expressão proporcional e

comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Fator Homem (H)

(**)

:Naturalidade

(**)

Estado não tradicional-cotonicultura

44,89 (44/98) a + 5,66 (9/159) b -

≠20,62 (53/257)

:Migração

(*)

Por regiões menos desenvolvidas 41,83 (41/98) a + 11,87 (19/160) b -

≠23,25 (60/258)

:Idade ≥ 45 anos (Idade média=44,1 anos)

50,87 (58/114) s

≅

49,16 (88/179) s

≅

=49,82(146/293)

:Escolaridade

Sem estudo 42,98 (49/114) s

≅

38,54 (69/179) s

≅

= 40,27 (118/293)

:Nº pessoas/família > que a mediana (4)

45,61 (52/114) s

≅

49,72 (89/179) s

≅

= 48,12(141/293)

:Renda anual/família

(**)

≤ que média (R$6.885,25)

96,87 (31/32) a + 54,90 (28/51) b -

≠ 71,08 (59/83)

Expressões relativas das categorias r

nas 6 variáveis do fator “H” 3a; 3s

3(+);3(≅)

3b; 3s

3(-);3(≅) 3(=);3(≠)

> Risco (r

) 48,24 (275/570)a 33,29 (302/907)b

≠39,06(577/1477)

Soma dos casos no fator H

(**)

(χ

=32,9; GL=1; n=1477; α=0,000)

< Risco(r

) 51,75 (295/570)b 66,70 (605/907)a

≠60,93 (900/1477)

OBS.: Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];

Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

Considerando a semelhança etária entre os lavoureiros das duas

comunidades (C

; C

), o risco havido atribuível à variável idade (R

CDPAH

: C

= C

não deve ter assumido valores distintos em C

e C

(TAB. 3.1ν

3.1.4 - Escolaridade

As freqüências observadas e esperadas foram concordantes nas

categorias com e sem escolaridade nas duas comunidades.

Em média, nas seis safras agrícolas consideradas (1992-97), 39,8 %

dos agricultores não possuíam estudo escolar algum (escolaridade zero: e

) 51,1 %

tinham até quatro anos de escolaridade (e

) e 8,9 % estudaram em escola por cinco

a onze anos (e

). Houve maior concentração de cotonicultores nas categorias de

mais baixa escolaridade. Dados do recenseamento geral do Brasil de 1980 (IBGE,

1982), também confirmam para a região estudada uma maior concentração de

pessoas nas categorias mais baixas de escolaridade.

Se aceita, a princípio, que o aumento da escolaridade permite às

pessoas melhor compreensão e relacionamento e, portanto, possibilita melhor

proteção ambiental em suas ações. Assume-se, então, que o nível de escolaridade

constitui um indicador de risco no uso de pesticidas (R

CDPAH

esc

). Assim, o

predominante baixo nível de estudo em C

e C

, deve ter contribuído para elevar,

semelhantemente em ambas, o risco (R

CDPAH

/esc: C

= C

)

(TAB. 3.1ν

3.1.5 - Tamanho das famílias de cotonicultores

Quatro pessoas por família foi mais freqüentemente encontrado. A

distribuição do número de atuais integrantes por família não diferiu (χ

, α > 0,05) nas

duas comunidades (C

e C

) e, também não, nas seis safras agrícolas consideradas

(1992-97). Os dados do censo demográfico de 1980 (IBGE, 1982) também apontam

entre 4 e 5 indivíduos e os dados de 1991 (IBGE, 1997) confirmam a mesma faixa

de pessoas por família (4,4 no meio rural de Cáceres). Nas duas comunidades e nas

seis safras agrícolas, famílias de cotonicultores com até quatro integrantes estiveram

presentes com freqüências semelhantes (χ

, α > 0,05) em relação aos com família

mais numerosa. Então, quanto ao tamanho das famílias de cotonicultores, as duas

comunidades e as seis safras agrícolas se assemelharam. Famílias mais

numerosas, e com seus componentes envolvidos na atividade cotonícola, estariam

expondo um maior número de pessoas ao tratamento com pesticidas e, portanto,

esta variável pode ser considerada como um indicador de risco. Por conseguinte,

nas duas comunidades, devido à semelhança dos valores desta variável, o eventual

efeito da mesma sobre o risco (R

CDPAH

npf: :

= C

) deve ter sido também

semelhante (TAB. 3.1ν

3.1.6 - Renda anual familiar

A renda média anual (1996-97) por família cotonicultora foi de R$

6.885,25 (seis mil, oitocentos e oitenta e cinco reais e vinte e cinco centavos).

Considerando que, em média, as famílias estavam constituídas de cinco pessoas, a

renda per capita anual foi de R$1.377,05 (mil, trezentos e setenta e sete reais e

cinco centavos). Entretanto, em C

, 96,9 % das famílias apresentaram renda inferior

à média mas, em C

tal categoria constituiu-se de 54,9 %.

A renda familiar nas comunidades foi constituída pela soma da

produção obtida por todos os componentes presentes na família em todas as

atividades desenvolvidas. As atividades agropecuárias próprias foram as principais

que contribuíam para a formação da renda. Atividades bastante diversificadas

desenvolvidas por cotonicultores de MT também foram constatadas em outros

estudos, tal como lavouras de milho, arroz, feijão (RIEDER, 1990; FREIRE et al.,

1993; EMBRAPA, 1997), soja (EMBRAPA, 1997), café, banana, bovinocultura de

leite e corte (RIEDER, 1990), contribuindo com a renda familiar do cotonicultor.

Entretanto, em algumas situações, atividades externas também auxiliavam para

complementar a renda familiar. Em C

(3,13 %) eram, significativamente (χ

, <0,05),

menos famílias de contonicultores que obtiveram renda maior que a média de todos

os informantes em comparação aos de C

(45,10 % das famílias)

(TAB. 3.1ν

). Além

disso, em C

a composição da renda familiar era oriunda predominantemente da

atividade pecuária mista e do cultivo de algodão, enquanto que em C

a pecuária era

inexpressiva, mas envolvia outros produtos agrícolas mais básicos (arroz, milho,

feijão, mandioca, frutas e hortaliças), atividades externas mais freqüentes (serviços

braçais para terceiros) além da cotonicultura. Diante do maior envolvimento em

outras atividades agrícolas, também dependentes de pesticidas, que concorriam

para formação de uma renda menor em C

, e das limitações que isto impõe ao

acesso de melhor escolha, preparo e manuseio, os agricultores dessa comunidade

provavelmente submetiam o ambiente e a eles próprios a um maior risco (R

CDPAH

ren

> C

), quando comparado com C

. Pelo exposto, a “renda” constitui um indicador

de risco, pressupondo-se haver efeito direto sobre o nível de risco.

3.2 - QUALI-QUANTIFICAÇÃO DOS PESTICIDAS ADOTADOS

Os pesticidas usados foram categorizados por produtos comerciais;

grupos químicos; categorias de grupos químicos; pacotes; ingredientes ativos; modo

de ação; classe toxicológica e; classe de periculosidade ambiental (PPA).

3.2.1 - Produtos comerciais

Provavelmente, a enorme lista de produtos comerciais usados na

cotonicultura tenha influência, não apenas da concorrência de fabricantes e da

opção do agricultor não tecnicamente orientada, mas também da grande variedade,

ao longo do tempo, de princípios ativos sugeridos pela assistência técnica, conforme

constatado em RIEDER (1990) e EMPAER-MT (1997). Esta situação pode justificar

a adoção, entre 1992-97 de uma lista enorme de produtos pesticidas comerciais em

(21 produtos) e em C

(15 produtos) (TAB. 3.2). Mesmo que os usuários sejam

treinados para uso adequado de cada produto, assume-se que o risco é somativo,

pois o conjunto de erros cometidos na aplicação resulta da soma daqueles ocorridos

com cada produto. Assim, a ampliação do número de marcas comerciais em uso

conduz à soma dos riscos individuais e, portanto, aumenta o risco global

(ΣR

CDPAH

/Σ

pcom

). Assim, esta variável se constitui em um indicador de risco.

Assumindo-se como aceitável, que o uso de uma diversidade maior de

marcas comerciais de pesticidas concorreu para aumentar o risco, pode-se sugerir

que o nível de risco (R

CDPAH

pcom

: C

> C

) foi maior em C

que em C

(TAB. 3.3ν

νν

7’

Produtos comerciais a base de MP foram usados em proporção similar

mas relativamente expressiva nas duas comunidades (26,83 %). Foram três as

marcas comerciais de MP usadas nestas duas comunidades (C

, C

) ao longo de

seis safras (1992-97) (TAB. 3.2; TAB. 3.3ν

νν

7”

Quanto à formulação dos produtos usados, constatou-se que 75,4 %

das adoções foram de concentrados emulsionáveis (CE), 18,6 % de concentrados

solúveis (CS), e 6,0 % as demais formulações. As freqüências observadas e

esperadas, nas categorias de formulados, foram concordantes nas duas

comunidades.

TABELA 3.2 – Ocasião do uso de pesticidas em lavouras de algodão (Gossypium hirsutum L.) em duas comunidades (C

Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Freqüências absoluta de ocasião de uso de produtos nas safras (1992-97), comunidades (C

, C

) e totais (Tc

; T

1992-97

)

1992 1993 1994 1995 1996 1997 Total

1992-97

Pesticidas usados: Grupo químico (GQ),

nome técnico, nome comercial.

GQOrgano sintéticos fosforados(OFo)

7 46

42 46

49 34 83

157

242

399

Metamidofós (

Tamaron BR; Stron

)

Monocrotofós

(

Azodron 400; Nuvacron 400)

Metil Paration

(Folidol 600;Folisuper

600BR

;Bravic

600 CE

)

Etil Paration (

Rhodiatox

)

142

154

223

GQ_Piretróides(Opi)

3 28

29 44

46 55 101

133

224

357

Deltametrina (

Decis 25 CE

)

Cipermetrina

(Arrivo 20 CE; Cynoff-PM; Ripcord 100)

Cipertrina (

Cepertrin

)

Ciflutrina (

Baytroid CE

)

Betaciflutrina (

Bulldog 125 SC

)

Lambdacihalotrina (

Karate 50 CE

)

119

147

GQ_

Clorofosforado+Piretróide(OClFo+OPi)

- 7 7 - 7 7 2 7 9 12 10 22

6 5 11

- - - 20 36 56

Profenofós+Cipermetrina

(

Polytrin 400/40 CE

)

- 7 7 - 7 7 2 7 9 12 10 22

6 5 11

- - - 20 36 56

GQ_Carbamatos(Oca): - - - - - - - - - 5 1 6 - 2 2 1 6 7 6 9 15

Carbofuran (

Furadan 350 TS

)

Metomil (

Lannate BR

)

GQ_Clorados (OCl): - - - 1 - 1 - - - - - - - - - - - - 1 - 1

DDT (

DDT- PM

) - - - 1 - 1 - - - - - - - - - - - - 1

GQ_Clorofosforado(OClFo):

- - - - - - - - - - - - - - - 1 - 1 1 - 1

Clorpirifós (

Lorsban 480 BR

) - - - - - - - - - - - - - - - 1 - 1 1

GQ_Outros: (Creolina)

- - - - - - - - - - - - - - 1 1 2 1 1 2

Totais_C

, T

116

73 97

170

112

100

212

141

101

319

512

831

TABELA 3.3 - Expressão proporcional de variáveis consideradas no fator Pesticidas (P), segundo suas categorias de risco, em

duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

)

Barra Nova (C

)

Variáveis (ν

), sub-variáveis (ν

’

” ) do fator P

Categoria focada(c

) ou de maior risco-

em cada variável

(em oposição à não-focada(c

) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Expressão proporcional

e comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Fator Pesticidas usados (P)

’

Diversidade usada (nº)

(***)

21a + 15b -

≠ 22

νν

:Produtos

comerciais(PC)

”

A base de metil paration

(Folidol, Bravic,

Folisuper)

26,21 (81/309) s

≅

27,73 (142/512) s

≅

=26,83 (223/831)

’

Diversidade usada(nº)

(***)

7a + 5b -

≠7

νν

:Grupos Químicos(GQ)

”

Não-Piretróides

58,30 (186/319) s

≅

56,25 (288/512) s

≅

=57,03 (474/831)

νν

:Categorias de GQ

Sem Piretróides na formulação

51,88(165/318) s

≅

49,11 (251/511) s

≅

=50,18 (416/829)

νν

:Pacotes usados (PU)

Mais que 3 produtos comerciais

19,64 (22/112) s

≅

15,95 (30/188) s

≅

=17,33 (52/300)

νν

:Ingredientes ativos(IA)

Do GQ fosforados (OFo)

48,45 (157/324) s

≅

46,99 (242/515) s

≅

=47,55 (399/839)

’

Fumigante

35,42 (113/319) s

≅

36,91 (189/512) s

≅

=36,34 (302/831)

νν

:Modos de ação(MA)

”

Sistêmica

25,07 (80/319) s

≅

21,28 (109/512) s

≅

=22,74 (189/831)

νν

:Classes Toxicológicas(CT)

(*)

Altamente tóxicos (CT-I)

(*)

59,11 (188/318) a + 51,46 (263/511)b -

≠54,40 (451/829)

νν

:Classes de Periculosidade

Ambiental (PPA)

Altamente Perigosos (PPA- I)

33,44 (104/311)s

≅

39,80 (205/515)s

≅

=37,40 (309/826)

Expressões relativas das categorias r

nas 8 variáveis do fator “P”

3a; 8s

3(+);8(≅)

3b; 8s

3(-);8(≅) 8(=);3(≠)

> Risco (r

)

41,20 (1096/2660)s

≅

40,08(1717/4283)s

≅

=40,51(2813/6943)

Soma dos casos no fator P

(χ

=0,845;GL=1; n=6943; α=0,357)

< Risco(r

)

58,80 (1564/2660)s

≅

59,92(2566/4283)s

≅

=59,48(4130/6943)

OBS.: Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];

Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05. (***)-Diferença numérica absoluta nas comunidades na categoria “diversidade usada” da variável em questão.

3.2.2 - Grupos químicos

Nas duas comunidades (C

e C

) em seis safras (1992-97), identificou-

se o uso de produtos pertencentes aos grupos químicos (GQ) organo sintéticos

fosforados (OFo: 48,0 %), piretróides (OPi: 42,9 %), mistura de clorofosforado e

piretróide (OClFo+OPi: 6,7 %), carbamatos (OCa: 1,8 %), clorofosforados (OClFo:

0,1 %), clorados (OCl: 0,1 %) e outros não praguicidas (Ou: 0,2 %) (TAB. 3.2).

Porém, na comunidade C

houve o uso de apenas quatro grupos

químicos praguicidas, enquanto em C

usou seis grupos, inclusive, um clorado.

Os clorados, pelas razões de sua proibição, expõem os agricultores a

um risco mais elevado que os não clorados em uso. Além disso o uso de um maior

número de grupos químicos de pesticidas requer, concomitantemente, um preparo

mais ampliado para garantir o uso correto. Assume-se, porém, que a diversificação

de treinamentos concorre para aumentar o risco (R

CDPAH

/Gqui). Assim sendo esta

variável constitui-se em um indicador de risco.

Considerando, então, o uso de clorados e uma maior diversidade de

grupos químicos de pesticidas em C

pode-se sugerir que nesta comunidade o nível de

risco (R

CDPAH

/Gqui: C

> C

) deva ter sido maior que em C

, no período estudado

(1992-97) (TAB. 3.3ν

νν

8’

). Entretanto, em outros períodos (década de 1980) estudos

mostram que pesticidas do grupo dos clorados também eram usados em C

(RIEDER,

1983), e NUNES et al.(2002) encontraram em sedimentos coletados na foz, com o rio

Paraguai, de rios que recebem águas destas áreas produtoras de algodão.

3.2.3 - Categorização de grupos químicos com e sem piretróides ou

fosforados

As freqüências observadas das categorias de grupos químicos (TAB.

3.3ν

νν

8 “,

νν

9 e

νν

) identificados como “sem (50,2 %) e com piretróide-OPi (49,8 %)”,

não diferiram (α<0,05) das esperadas equiprováveis nas duas comunidades. E as

freqüências das categorias “fosforados-OFo (47,5 %) e não fosforados (52,5 %)”,

também não diferiram (α > 0,05).

Na cotonicultura das duas comunidades (C

; C

), juntando as seis

safras (1992-97), predominou o uso de princípios ativos de pesticidas à base de OFo

(47,55 %) e de OPi (49,82 %) (TAB. 3.3ν

νν

9 e

νν

A dinâmica de adoção de OPi e de OFo foi complementar, ou seja, nas

safras em que eram acrescidos piretróides, diminuía-se a adoção de fosforados e,

vice-versa (TAB. 3.2). Os produtos com OPi apresentaram uma preferência

crescente de adoção de 1992 (41,7 %) até 1995 (57,9 %) e depois experimentaram

um declínio até o último ano estudado - 1997 (46,5 %). Já os OFo apresentaram um

decréscimo de adoção entre os anos de 1992 (58,2 %) e 1995 (39,1 %) com

pequena recuperação nos dois anos seguintes (1997: 43,5 %).

Apesar da semelhança entre as duas comunidades (C

; C

) no que se

refere aos percentuais de adoção nas duas categorias (com e sem, ou presença e

ausência) de ambos nas junções de grupos químicos (OPi e OFo), o nível de risco

devido estas categorias químicas (R

CDPAH

catqui

: C

= C

; Safras 92 e 93 > 95) não se

mantive semelhante ao longo das seis safras, podendo-se sugerir que assumiu os

valores mais elevados nas safras de 1992-93 e o valor mais baixo em 1995,

oportunidades em que, percentualmente, ocorreu a adoção de maiores e menores

quantias de pesticidas do OFo, respectivamente. Assumindo-se que o OFo tem um

potencial maior, em relação ao OPi, de causar danos ambientais e à saúde nos

casos de contaminação, atribuiu-se um risco relativo maior ao OFo. Segundo

NARVAEZ VALDEZ (1995), o maior risco de intoxicação aguda ou crônica do OFo

ocorre nos países do terceiro mundo, constituindo um problema de saúde pública e,

sendo as suas morbidade e mortalidade sub-notificadas. Além dos efeitos bem

difundidos, alguns OFo são capazes de promover a neurotoxicidade retardada

induzida, em razão da inibição das estereases suscetível a neurotoxicante.

3.2.4 - Pacotes de pesticidas adotados

No ciclo da lavoura de algodão os agricultores podem estar usando um

ou vários produtos pesticidas (pacotes) em face da época, do ciclo da planta, das

pragas existentes e devido a critérios próprios, inclusive os não recomendados.

Nas safras de 1992-97 constatou-se que apenas no último ano (1997)

não houve tendência de crescimento da freqüência do uso de pacotes com mais de

três produtos em contraste aos pacotes com menos de três produtos (TAB. 3.4ν

νν

Foram encontrados pacotes variados (1 até 6 produtos). Entretanto,

prevaleceram pacotes com até três produtos (82,7 %), sendo as freqüências

esperadas e observadas de adoção discordantes entre safras (χ

, α <0,05), e

concordantes nas duas comunidades (χ

, α > 0,05) (TAB. 3.3ν

νν

; TAB. 3.4ν

νν

Assume-se que quanto maior o número de produtos pesticidas usados,

reduz-se a possibilidade do uso correto e, portanto, haveria maior exposição e risco.

Então a variável “pacotes...” constitui-se também em um indicador de risco.

Um estudo de RIEDER (1994b) no município de Cáceres (MT), safras

de 1992 a 1994, indicou o uso de dezenas de distintos pacotes de pesticidas, cuja

diversidade foi se ampliando de uma safra para a seguinte, mas predominando

pacotes de três e, em seguida, de dois produtos. No presente estudo, houve o uso

de pacotes com até seis distintos produtos pesticidas, mas a distribuição das

categorias de pacotes (≤ 3 ou > 3 produtos) foi semelhante nas duas comunidades,

mas não nas safras. Isto leva a crer que esta variável deve ter exercido efeito, sobre

o nível de risco em pauta (R

CDPAH

pac

: C

= C

), semelhante nas duas comunidades,

mas distinto entre safra(R

CDPAH

/pac: ≠ entre safras).

TABELA 3.4 - Expressão de categorias focadas (c

) ou de maior risco (r

) de

variáveis do fator P(Pesticidas) diante de uma atividade pesticida-dependente, em

duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Safras agrícolas

(Freqüência observada na safra - % e

sinal de tendência da variação em relação ao ano anterior)

Variáveis do fator P

Categorias

focadas(c

) ou de

maior risco(r

)

1992 1993 1994 1995 1996 1997

Geral

Fator P- Pesticidas usados”(α=0,0008)

(**)

: Pacotes adotados

(**)

Mais que 3

produtos

comerciais

2,7

⇓

⇓⇓

⇓

2,1

16,9

⇑

⇑⇑

⇑

26,0

⇑

⇑⇑

⇑

29,2

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

19,4

17,3

(52/300)

Classes

Toxicológicas

(*)

Altamente tóxicos

(CT-I)

59,3

61,2

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

56,7

⇓

⇓⇓

⇓

43,4

53,3

⇑

⇑⇑

⇑

62,6

⇑

⇑⇑

⇑

54,3

(451/830)

Classes Potencial

Periculosidade Ambiental

(**)

Altamente perigosos

(PPA-I)

49,5

50,0

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

42,2

⇓

⇓⇓

⇓

25,6

32,6

⇑

⇑⇑

⇑

35,4

⇑

⇑⇑

⇑

37,3

(307/822)

nº

100 129 177 165 135 104 810

:Maior

risco

45,66 46,57 44,69 33,26 40,90 44,44 41,49

nº

119 148 219 331 195 130 1142

:Menor

risco

54,33 53,43 55,30 66,73 59,09 55,55 58,50

Total geral

(

1995=33,26 % <

1992,1993,1994,1996,1997:

40,90 a 46,57 %; n=1952;

=20,898; GL=5;α=0,0008)

(**)

Total de casos (Σ n)

219 277 396 496 1263 833 1952

Obs: Nas variáveis assinaladas com asteriscos (** ou *), as freqüências observadas discordam das esperadas (Teste χ

, α <0,01

ou 0,05

Sinais usados: ↑ : Tendência ascendente em relação ao dado do ano anterior; ↓: Tendência descendente em relação ao dado do ano anterior;

⇑

⇑⇑

⇑: Ascendência em relação ao ano anterior, em distribuição não concordante entre freqüências observadas e esperadas; ⇓

⇓⇓

⇓: Descendência em

relação ao ano anterior, em distribuição não concordante entre freqüências observadas e esperadas; ⇔

⇔⇔

⇔ : Invariabilidade em relação ao ano

anterior.

3.2.5 - Ingredientes ativos (i.a.)

Como já foi expressa antes, a diversidade de “i.a.”, devido às suas

diferentes características, afeta o risco. Deste modo, essa variável constitui-se em

um indicador de risco.

No decorrer de seis safras agrícolas (1992-97) foram usadas, no geral,

quinze “i.a.”: 4 OFo, 6 OPi, 1 mistura de OClFo + OPi, 2 OCa, 1 OClFo e 1 OCl. A

comunidade C

usou 14 “i.a.”, enquanto a de C

apenas 12 “i.a.”. O uso de um maior

número de “i.a.”, inclusive com a presença de um clorado (cujo uso agrícola está

proibido) em C

, sugere que o risco devido a variável “ingredientes ativos” utilizados

CDPAH

/ia: C

> C

), tenha sido maior na comunidade C

que na C

(TAB. 3.2; TAB.

3.3ν

νν

Dos piretróides, o deltametrina e o cipermetrina foram menos usados

(χ

; α < 0,05) em C

(31,35 %) que em relação a C

(43,36 %), enquanto que, dos

fosforados, o metamidofós e o metil paration tiveram adoção semelhante (χ

; α >

0,05) em ambas as comunidades ( 45,37 %).

Outros estudos também indicam, na cotonicultura de MT, em safras

pretéritas, o uso de numerosos “i.a.” de pesticidas (RIEDER, 1983; RIEDER, 1991).

3.2.6 - Modo de ação

Os pesticidas usados (TAB. 3.2), apresentaram produtos que agem

por: (a) contato e ingestão; (b) contato, ingestão e fumigação; (c) contato, ingestão,

fumigação e profundidade; (d) contato e sistêmico; (e) contato, ingestão e sistêmico;

(f) contato, fumigação e sistêmico; (g) contato, ingestão e repelência e; (h)

repelência. Ao serem categorizados em sistêmicos-AS e não sistêmicos-NS ou em

fumigantes-AF e não fumigantes-NF, constatou-se que as freqüências observadas e

esperadas foram concordantes (χ

; α > 0,05) nas duas comunidades (TAB. 3.3ν

νν

12’ e

νν

12”

). O modo de ação dos pesticidas constitui-se em um indicador de risco. O uso

mais intenso de produtos AS e AF, assume-se que induzem a um maior risco que

seus simétricos.

Em face disto, pode-se assumir que esta variável contribuiu de forma

semelhante, nas duas comunidades nos níveis de risco (R

CDPAH

/mac: C

= C

Contudo, a ação combinada de, pelo menos, contato e ingestão prevaleceu em mais

de ¾ dos produtos pesticidas usados. Dos produtos pesticidas recomendados pelas

diretrizes técnicas, publicadas entre 1977-85, para algodão em MT, 31 % dos

mesmos também possuíam ação sistêmica (RIEDER, 1990).

3.2.7 - Classes Toxicológicas (CT)

As freqüências esperadas equiprováveis foram discordantes (χ

; α <

0,05) das observadas nas CT ao longo de seis safras (1992-97) em C

, C

e no

Geral (TAB. 3.3ν

νν

; TAB. 3.4ν

νν

Os pesticidas adotados, ao longo de seis safras (1992-97), se

enquadraram na CT I e II, tanto em C

(I: 59,1 % ; II: 40,9 %) como na de C

(I: 51,5

% ; II:48,5 %). Mais da metade dos pesticidas adotados pertenceu à CT I (C

: 59,1

%; Geral: 54,3 %; C

: 51,5 %). Nas seis safras (1992-97), a CT I foi a mais

predominantemente usada, com exceção em 1995 quando prevaleceu ligeiramente

(56,6 %) a CT II. O ano de 1995 expressou inversão de tendências, ocasião em que

houve, em ambas as comunidades, pique de opção por pesticidas da CT II em

substituição aos da CT I. Nos dois anos seguintes (1996-97) houve um retorno a

pesticidas da CT I em troca dos da CT II. Como as CT expressam potencial biocida

(mortandade e morbidade), esta variável constitui-se em um importante indicador de

risco.

Considerando que os pesticidas da CT I oferecem um risco maior que

os da classe II, assume-se que esse risco (R

CDPAH

/CT: C

> C

) foi maior no C

que

em C

. Portanto, o agricultor deve ser orientado quanto aos cuidados gerais e

específicos a adotar diante de pesticidas das várias CT, o que deve acontecer,

inicialmente, na instrução do receituário agronômico, conforme enfatiza SALAZAR

CAVERO (1998).

3.2.8 - Classes de Potencial de Periculosidade Ambiental (PPA)

Nenhum dos produtos pesticidas usados, nas duas comunidades

durante as safras de 1992 a 1997 se enquadrou nas classes de PPA III (Perigoso) e

IV(Pouco Perigoso). Mas, 37,4 % e 62,6 % dos mesmos pertenciam às classes de

PPA I (Altamente Perigoso) e II (Muito Perigoso), respectivamente (TAB. 3.3ν

νν

;

TAB. 3.4ν

νν

). A proporção dos pesticidas usados destas duas classes foi semelhante

(χ

= 3,264; GL= 1; α > 0,05) nas duas comunidades, mas não a foi ao longo das

seis safras consideradas, havendo proporção significavamente maior que a

esperada (χ

= 29,118; GL= 5; α < 0,05) de uso da classe de PPA I em 1992 (49,5

%) e 1993 (50,5 %), e menor em 1995 (25,6 %). A predominância de pesticidas da

classe de PPA II também se confirmou num estudo de pesticidas usados em 24

municípios inseridos na bacia hidrográfica do Alto Pantanal, em duas safras (1999 e

2000) havendo também alteração significante na proporção das classes de PPA de

um ano para outro (RIEDER et al., 2004). Esta variável se constitui em um

importante indicador de risco (R

CDPAH

/PPA), pois sinaliza o perigo em potencial que

há quando determinado produto químico é usado. Quanto maior o número de

pesticidas mais perigosos em uso, maior será o risco e, portanto, no presente estudo

nas comunidades (R

CDPAH

/PPA: C

= C

) foram assumidos valores semelhantes de

risco, mas nas safras, não (R

CDPAH

/PPA: Safras 92 e 93 > 94, 95, 96 e 97; Safra 95 <

94, 96 e 97).

3.3 - O AMBIENTE DAS ÁREAS DE ESTUDO

3.3.1 - Área da propriedade

Em C

predominaram (83,18 %) áreas não maiores que 5 ha e não

havia propriedades com área superior a 50 ha, enquanto que em C

prevaleceram

áreas entre 5 e 25 ha (TAB. 3.5ν

νν

). Ao todo, constata-se que 75 % das

propriedades não superam, individualmente, 25 ha e, em cada oito ocorre apenas

uma propriedade (12,3 %) com área maior que 50 ha. As áreas médias das

propriedades ao longo das seis safras de algodão (1992-97) não diferiram

significativamente (α > 0,05), mas a média de C

(4,6 ha) foi menor (α < 0,05) que a

de C

(34,2 ha), em qualquer safra considerada. Assume-se, em geral, que o

aumento da área de propriedades rural permite ampliar, dispersar e diversificar as

atividades rurais. Isto facilita a implantação de esquemas de cultivos em rotação,

incluindo pousios. Quando as atividades agrícolas são dependentes de pesticidas, o

risco de contaminação também se expande dentro da propriedade, mas a freqüência

da contaminação pode se apresentar mais reduzida quando do uso de rodízios que

incluem atividades menos dependentes de pesticidas e de pousios intercalados.

Acredita-se, desta maneira, que os danos decorrentes do uso de pesticidas sejam

menos drásticos e mais recuperáveis em áreas maiores, quando não haja um

crescimento, na mesma razão, das áreas dependentes de pesticidas. Áreas

diminutas induzem a intensificação de uso do espaço territorial e de recursos

tecnológicos, assim como torna mais próximas as distâncias entre as atividades e

entre estas, o próprio ambiente doméstico. Quando se trata de atividades

dependentes de pesticidas, haverá então o uso mais intenso e freqüente de

pesticidas no espaço territorial e, pela proximidade das parcelas, e do meio

doméstico, o risco devido a esta variável (R

CDPAH

/área) é maior e mais contínuo

TABELA 3.5 - Expressão proporcional de variáveis consideradas no fator Ambiente (A), segundo suas categorias de risco, em

duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores e Variáveis(ν

)

Categoria focada(c

) ou de maior risco-

em cada variável

(em oposição à não-focada(c

) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Expressão proporcional e

comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Fator Ambiente alvo(A)

:Área da propriedade

(**)

≤ a 5 ha 83,18 (94/113)a + 7,40 (14/189) b - ≠35,76 (108/302)

:Vegetação

(**)

Natural menos conservada 46,90(53/113) b - 80,42(152/189) a + ≠67,88(205/302)

:Relevo

(**)

Mais acidentado 87,61 (99/113) a + 18,51(35/189) b - ≠44,37(134/302)

:Aspectos hídricos

(**)

Águas mais próximas das

aplicações

5,30 (6/113) b - 64,55(122/189)a + ≠42,38(128/302)

:Clima

e lavouras < protegidas do

vento

72,56 (82/113) s ≅ 76,19 (144/189)s ≅ =74,83(226/302)

:Solos

(**)

C/ < poder de adsorção(< MO e

<Arg)

9,73 (11/113) b - 80,42(152/189)a + ≠53,97 (163/302)

:Fauna

(**)

Mais diversa e mais não-alvos 38,93 (44/113) b - 85,71(162/189)a + ≠68,21 (206/302)

Expressões relativas das categorias r

nas 7 variáveis do fator “A” 2a; 4b 1s

2(+);

4(-);1(≅)

4a 2b; 1s

4(+);

2(-);1(≅)

1(=);6(≠)

> Risco (r

) 49,17 (389/791)b 59,03(781/1323)a ≠55,34(1170/2114)

Soma dos casos no fator A

(**)

(χ

=19,450; GL=1; n=2114; α=0,000)

< Risco(r

) 50,82(402/791)a 40,96(542/1323)b

≠44,65(944/2114)

OBS Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];

Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

em pequenas, em relação a médias e grandes propriedades, desde que estas

últimas não estejam dominadas de lavouras dependentes de pesticidas. Assim, essa

variável constitui-se em um indicador de risco. A distribuição das áreas de

propriedades (Área_C

< Área_C

) associada a esta linha de raciocínio leva a

sugerir que, em C

, o risco (R

CDPAH

/área: C

> C

) tenha sido maior que em C

Entretanto, as duas comunidades estudadas são de cotonicultura de pequenos

agricultores utilizando, predominantemente, a força familiar braçal e animal, distinta

da situação média encontrada pela EMBRAPA (1997) e dos dados recentes

disponibilizados pelo IBGE (2004), em que predominam grandes áreas e cada vez

menos a força braçal.

3.3.2 - Vegetação

Em C

, entre os anos de 1992-97, a vegetação natural arbórea inicial

nos lotes de terra dos produtores já estava removida quase que completamente,

dando lugar para espécies cultivadas. Embora as ervas consideradas daninhas

marcassem presença intensa e bastante diversificada no período chuvoso e de

cultivo, a composição original foi alterada drasticamente, pela retirada de espécies

naturais e também pela introdução de exóticas (cultivadas e daninhas).

Na comunidade C

, no início do período de estudo (1992) havia pouca

cobertura vegetal arbórea nativa remanescente. Entretanto, pelas descrições em

RIEDER (1995), a vegetação nativa original predominante na comunidade C

assemelhava à da mencionada em C

. Porém, algumas distinções podiam ser

identificadas, como a presença de áreas tendendo a cerrado com o afastamento

pela margem direita do córrego Caramujo, e de vegetação tendendo à do Pantanal,

nas proximidades do córrego citado. Áreas antropizadas tinham uso agrícola similar

à de C

mas com presença mais freqüente de pastagens (Brachyaria sp.).

O processo de remoção completa da vegetação arbórea na

comunidade C

foi anterior à de C

, confirmado em EMATER-MT (1983a) e em

MATO GROSSO (1990). Este fato, no período estudado (1992-97) pode ter

proporcionado uma redução mais drástica, em C

, da população de inimigos naturais

das pragas que atacam as lavouras de algodão que, por sua vez, induzem o uso de

pesticidas. Além disto, em C

, entre 1992-97, áreas de vegetação nativa intactas

estavam mais próximas das lavouras que as de C

Portanto, a vegetação nativa

disponível e acessível próximas a lavouras (Veg_C

> Veg_C

), deve alojar melhor e

mais predadores de pragas, controlando-as melhor e, por conseguinte requerendo

menos aplicações de pesticidas, nas situações em que esta relação se confirma

(TAB. 3.5ν

νν

). Assim, assume-se que, em C

, a variável “vegetação” concorreu para

proporcionar menor risco (R

CDPAH

veg

: C

< C

) que em C

. Por isto, assume-se que

esta variável constitui um indicador de risco quando do uso de pesticidas.

3.3.3 - Aspectos do relevo das comunidades

Em C

, entre 1992-97, havia mais lavouras de algodão em terrenos

com menor declividade (planos e levemente ondulados) que em relação às de C

Em C

os lotes estavam situados numa vertente com declividade média situada

entre 2 % e 3 %

Diante da maior declividade encontrada (BRASIL, 1982; EMBRAPA,

1982; MATO GROSSO, 1990; RIEDER, 1995), o relevo em C

deixa suas áreas

mais vulneráveis ao arraste superficial de partículas contaminadas por pesticidas.

Por isto, teria havido, em C

, uma ação erosiva mais intensa e disseminadora de

poluentes para as superfícies vizinhas. Por outro lado, o relevo mais acentuado teria

desfavorecido o arraste vertical do poluente (para dentro do perfil do solo).

Considerando que a maior parte dos resíduos de pesticidas é adsorvida na camada

mais superficial do solo e, sendo esta, a primeira a ser erodida e, devido o processo

erosivo ser afetado pelo relevo, assume-se que esta variável (rel = ν

νν

) é um

indicador de risco. Assim, devido às características de ν

νν

o risco (R

CDPAH

/rel: C

) foi maior em C

que em C

(TAB. 3.5ν

νν

). O risco de contaminação do ambiente

pantaneiro, em face do exercício de atividades dependentes de pesticidas à sua

montante, é também discutido por AB’SABER (1978) e RESENDE et al. (1994).

3.3.4 - Recursos hídricos

Em C

existem dois córregos, de água salobra (com gosto de sal), entre

os quais está situada a colonização I do Projeto de Assentamento. Também são

utilizadas fontes de água subterrânea (poços de até 25 m de profundidade). São

poucos os poços constituídos de água não salobra. Um poço semi - artesiano,

também de água salobra, complementa o atendimento de demandas de consumo

doméstico.

Em C

, o córrego do Caramujo é a fonte mais volumosa de água

disponível aos agricultores, estando o mesmo situado na base da vertente das terras

daquela comunidade. Existem também duas importantes várzeas e olhos d’água, as

quais, transversalmente ao sentido longitudinal da comunidade, drenam suas águas

para o córrego Caramujo. Os agricultores também utilizam águas subterrâneas

através de poços por eles perfurados, cujo nível das águas se aproxima, com o

passar dos anos, da superfície do solo. A profundidade do nível da água nos poços

é variável desde além de 20 m até a superfície. Não foi mencionada e nem

encontrada a existência de águas salobras, de qualquer fonte utilizada nesta

comunidade. A distribuição e intensidade de chuvas em ambas as comunidades

acredita-se ser semelhante aos registros efetuados no Posto Meteorológico de

Cáceres.

Assume-se que as características dos recursos hídricos, existentes e

utilizados em atividades dependentes de pesticidas constituem uma variável

indicadora de risco.

Pesticidas aplicados sobre o solo podem ser hidromobilizados,

atingindo rios, lagos ou percorrer o perfil de solos atingindo águas subterrâneas

(ALVES, 1998).

Por um lado, em C

as águas utilizadas para o preparo de caldas de

pesticidas derivam de fontes salobras, conforme constatado por extensionístas

rurais por ocasião da implantação do Projeto de Irrigação da Colonização do C

(MATO GROSSO, 1990). Porém, em C

as águas são aparentemente doces,

segundo constatações rotineiras pessoais verificadas, adicionadas a relatos dos

agricultores locais, desde a década de 1970. Assumindo-se que a salobridade

relativa maior seja um indicador de alcalinidade também mais elevada, então as

águas de C

teriam um poder maior de neutralização, desativação de pesticidas e de

seus resíduos, inclusive podendo afetar a eficácia durante as próprias aplicações de

pesticidas nas lavouras. A literatura cita os meios alcalinos como incompatíveis com

maioria dos pesticidas (SALAZAR CAVERO, 1998), inclusive os usados na

cotonicultura local. Entretanto, a aproximação do lençol de água à superfície do solo

de algumas lavouras, em períodos mais chuvosos, em C

, pode estar favorecendo a

contaminação (por resíduos de pesticidas) de águas subterrâneas. Nesta linha de

discussão as águas salobras concorrem para que na comunidade C

haja,

provavelmente, um menor risco de impactos negativos sobre a saúde e ao ambiente

atribuível ao fator água, (R

CDPAH

hid

: C

< C

), mas, em compensação, deve haver

menor eficácia com os tratamentos fitossanitários, em relação a C

, o que poderia

justificar uso de maiores dosagens e maior número de tratamentos. De modo

semelhante, considerando a proximidade das águas subterrâneas em relação à

superfície do solo das lavouras, em C

o risco de contaminação em profundidade

também deve ter sido menor que em C

CDPAH

/hid: C

< C

) (TAB. 3.5ν

νν

). A

elevação do lençol de águas subterrâneas, a formação e o aumento do nível de

lagoas, com o tempo de utilização antrópica, das áreas de C

é abordada por

COUTO & SANDANIELO (1995) e RIEDER(1999).

3.3.5 - Condições climáticas

Dados de temperatura e precipitação pluviométrica registrada em

Cáceres no período de 1992-97 confirmam o tipo climático Aw

. Apesar de não se

possuir registros de séries de dados meteorológicas especificamente nas duas

comunidades estudadas, com base na vivência na área desde 1974 e associado às

informações dos moradores mais antigos das duas localidades, assume-se que a

condição climática em C

e em C

é semelhante àquela registrada em Cáceres (TAB.

3.5ν

νν

Razão pela qual não deve ter havido efeito diferenciado, nas duas

comunidades, da variável climática sobre o risco (R

CDPAH

/cli: C

= C

). Eventos

climáticos como chuvas e a temperaturas podem afetar o processo de adsorção e

dessorção de pesticidas no solo (STEINDORFF, 1973). Entretanto, a boa

penetração luminosa no dossel, as temperaturas relativamente altas e a manutenção

de elevada umidade na superfície do solo na primeira metade do ciclo da cultura nas

lavouras das duas comunidades, oferecem uma condição favorável a um processo

mais acentuado de degradação de resíduos de pesticidas quando comparado com

regiões ou épocas mais frias, menos úmidas ou menos chuvosas e com dossel mais

fechado com menor penetração luminosa.

Acredita-se, então, que na presente condição tropical, o processo de

degradação de resíduos de pesticidas lançados no ambiente deva ser mais

acentuado que em ambiente de clima subtropical ou temperado. Entretanto,

considerando-se a existência, durante o ciclo da cultura, de uma primeira metade

mais chuvosa, com temperaturas mais elevadas e com melhor iluminação e uma

segunda metade com queda de temperatura, de chuvas e de luminosidade no

ambiente das lavouras, o processo de degradação de resíduos de pesticidas

lançados pela atividade cotonícola provavelmente se desacelera da primeira para a

última aplicação de pesticidas. As últimas aplicações praticamente se dão em

condições de ausência de chuvas e com superfície de solo seco. Estudos de

RAJENDRAN & SUBRAMANIAN (1997), desenvolvidos na Índia, sugerem que o

destino ambiental de pesticidas (em especial clorados) em situação tropical é

fortemente determinado pelas condições climáticas reinantes. Assim, esta variável

constitui um importante indicador de risco (sazonal e espacial).

3.3.6 - Solos e alguns de seus atributos

Em C

podem ser encontrados Neossolos, Gleissolos, Alissolos e

Latossolos. Na área da colonização I da comunidade, foi encontrado o predomínio

de Latossolos com horizontes C profundos (> 20 m), enquanto, na colonização II da

os solos são mais rasos e mais pobres no que se refere à fertilidade.

Na comunidade C

, conforme RIEDER (1995), os solos descritos na

área de estudo são Argissolos, Neossolos, Latossolos. Os teores de argila nos perfis

destes três solos situaram-se, respectivamente, na faixa de 59-68 g dm

-3

, 55-110 g

-3

e 70-120 g dm

-3

Atributos e/ou características de solos constituem-se em importantes

indicadores de risco nas situações de uso de pesticidas, pois o principal destino final

de seus resíduos e os processos envolvidos se dá nesta matriz.

No que se refere ao nível de risco atribuído a variável solo

(NR

CDPAH

/solo) na camada de 0-20 cm do perfil, assume-se, como importantes

componentes os teores de areia total (areia fina + areia grossa: mais areia, maior o

risco), matéria orgânica (maior teor, menor o risco), magnésio trocável (maior teor,

menor o risco), cálcio trocável (maior teor, menor o risco), hidrogênio trocável (maior

teor, menor o risco), a faixa de pH (maior alcalinidade, menor o risco), a porosidade

total (maior porosidade, maior a infiltração, maior o risco de contaminação de águas

subterrâneas) e a profundidade do perfil de solos (maior profundidade, maior a

dispersão da concentração do contaminante, mas maior é a abrangência da

contaminação) e o nível de água nos poços (menor a profundidade e maior a

flutuação estacional, maior o risco de contaminação de águas subterrâneas) de

consumo doméstico nas duas estações do ano (período chuvoso e de estiagens).

Segundo ALVES (1998), várias podem ser as fontes de entrada de pesticidas no

ambiente e também as suas rotas, podendo ser movimentadas, a partir de

deposições no solo, para locais distantes de sua aplicação.

Vários são os componentes de solo que afetam a mobilização e a

atividade de um pesticida ingressado nessa matriz. Assim, pode-se sugerir que os

valores encontrados (TAB. 3.6), para as variáveis areia total, matéria orgânica, pH

em água, magnésio trocável, cálcio trocável, a profundidade do perfil de solos e o

nível da água de poços são, por si só, indicadores do nível de risco que resultam no

chamado risco devido ao solo (NR

CDPAH

/solo). Diante da expressão destas

características, assume-se que os solos se apresentaram mais vulneráveis ao

impacto negativo com os pesticidas usados na comunidade C

que em C

(TAB.

3.5ν

νν

). Entretanto, em C

a contribuição do hidrogênio trocável e a porosidade total

devem ter favorecido mais o risco que em C

. Considerando o número de

características dos solos com expressões não semelhantes entre as comunidades,

assume-se o nível de risco devido ao solo (NR

CDPAH

/solo:C

> C

) foi maior em C

que no C

3.3.7 - Impacto sobre a fauna

A fauna silvestre encontrada em C

, antes da remoção completa da

vegetação (Ex.: paca, tatu, cutia, anta, macacos, tamanduá, papagaios, tucanos,

araras, peixes em dois córregos vizinhos), foi alterada com as atividades antrópicas

locais, surgindo populações prevalecentes de outras espécies (ratos, raposas,

cobras, aves predadoras, animais e insetos predadores e pragas e, presença pouco

freqüente dos animais antes citados). Os animais domésticos constituem-se de

caninos, felinos, aves - galináceos, suínos, poucos bovinos e poucos eqüinos ou

muares.

Com a substituição dos ecossistemas complexos e equilibrados por

outros mais simplificados e instáveis (criações e cultivos agrícolas) a fauna

associada também se alterou. Pragas das plantas cultivadas e das criações, assim

como os predadores das mesmas também se instalaram ou alteraram a dinâmica de

flutuações da densidade populacional, como eram de se esperar. Na tentativa de

controlar as pragas, o homem passa a impactar este novo ecossistema com

pesticidas, no caso em foco, nas lavouras de algodão.

A situação descrita em C

é semelhante à de C

, com exceção de

presença maior de representantes da fauna que utilizam o ambiente aquático -

córrego Caramujo, várzeas inundáveis e nascentes de água (aves, répteis, anfíbios

e peixes). Ainda, na comunidade C

algumas famílias de agricultores estão

introduzindo a apicultura. Em C

há um contingente populacional bem mais

numeroso de bovinos (misto e leiteiro) que no C

TABELA 3.6 - Resultados de análises química e física de amostras de solos coletadas na camada arável (0-20 cm) em

estabelecimentos rurais de duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, 1998.

Variáveis Comunidade do Facão (C

) Comunidade de Barra Nova (C

)

(3)

Nome Unidade Solos da

comunidade

(1)

Latossolos

(2)

Argissolos Neossolos Latossolo

Faixa

Estabel.

agrícolas

Amplitude e

Amplitude e Média

Amplitude e Amplitude e

Matéria Orgânica g.dm

20-50 >80 39-57 (49) 30-90 (60) 21-38 (34) 31-47 (45)

Argila g.dm

20-30 71 40-280(160) 59-68 (63) 55-111 (79) 70-124 (98)

Porosidade total dm

.dm

0,50-0,71

100 0,46-0,49 (0,47)

0,38-0,52 (0,44)

0,37-0,47 (0,42)

0,38-0,46 (0,42)

pH em água - > 5,0 100 6,5-7,5(7,0) 6,1-7,1 (6,7) 6,1-6,3 (6,2) 5,8-6,2 (6,1)

cmol

.dm

> 5,0 63 1,5-2,6(2,1) 1,3-4,2 (2,4) 2,7-3,5 (2,9) 3,6-4,1 (3,8)

+++

cmol

.dm

< 0,7 100 - - - -

cmol

.dm

< 0,15

63 > 0,15 (0,38) < 0,15 (0,08) < 0,15 (0,12) < 0,15 (0,09)

cmol

.dm

< 2,0 59 1,7-2,8 (2,3) 1,4-2,8 (2,7) 0,3-1,9 (1,5) 0,6-1,7 (1,4)

cmol

.dm

> 5,0 85 6,0-9,5 (7,3) 5,5-13,5 (7,6) 3,4-5,7 (4,2) 5,2-7,6 (6,1)

P - disponível

mg.kg

< 9,5 100 20-51 (34,4) 3,7-121 (6,8) 1,6-8,9 (4,9) 1,9-9,4 (5,3)

Obs.:

(1)

- Resultados analíticos apresentados e obtidos em RIEDER et al. (1990);

(2)

- Resultados obtidos no presente estudo;

(3)

- Resultados analíticos apresentados e obtidos em RIEDER (1995).

Embora os pesticidas tenham sido desenvolvidos para auxiliar o

homem, podem provocar drástico impacto no ambiente e na saúde humana, além de

danos sobre outros mamíferos, peixes, pássaros, microorganismos, abelhas e outros

insetos não alvos (MADHUN & FREED, 1990). Mesmo com a carência de estudos,

pelo fato de haver em C

uma maior densidade populacional de animais domésticos

(bovinos, principalmente), criados nas vizinhanças de lavouras submetidas a

pesticidas, presença de apicultura e fauna aquática mais populosa e próxima dos

ambientes diretamente tratados, assume-se que o uso de pesticidas na comunidade

concorre para um maior risco (R

CDPAH

/fauna: C

> C

), em relação à situação do

(TAB. 3.5ν

νν

). Assim, a variável “fauna” (a ser protegida e a interferente direta ou

indiretamente na incidência de pragas, alvos de pesticidas) constitui um indicador de

risco.

3.4 - INTERAÇÃO HOMEM-PESTICIDA-AMBIENTE (H-P-A)

O homem, impulsionado para sobreviver e vencer desafios que a

própria sociedade e o meio lhe impõem, é criativo para intervir no ambiente de forma

progressivamente eficaz ou radical diante de seus objetivos. Entre os instrumentos e

métodos que utiliza para tal estão os pesticidas, objetivando eliminar pestes ou

inimigos biológicos interferentes em suas atividades e ambientes.

3.4.1 - Domínio na atividade

3.4.1.1 - Fonte do saber do agricultor

Constatou-se que os procedimentos aplicados no uso e manejo de

pesticidas deriva de conhecimentos adquiridos por experiência própria ou por

herança, de vizinhos ou amigos, de vendedores de pesticidas, da leitura de bulas e

de técnicos da área fitossanitária. Pois 93,4 % dos cotonicultores não receberam

treinamento específico para trabalhar com pesticidas em cotonicultura. Assim,

restaram apenas 6,6 % de casos em que os operadores tinham recebido algumas

informações técnicas (5,2 % via palestras e 1,4 % via cursos). SIMON (1993)

menciona que a educação e o treinamento de agricultores devem continuar recebendo

especial consideração por parte da indústria de pesticidas. FREIRE et al. (1993)

verificou no MT, em 1993, que 86,67 % dos cotonicultores manifestaram o desejo de

receberem treinamentos, enquanto três anos após a EMBRAPA (1997), verificou que

91,7 % dos agricultores queriam ser treinados e, 83,3 % dos extensionistas que os

atendem, também necessitavam de treinamento.

Mas no presente estudo, ao se considerar a leitura da bula e o

ensinamento de técnicos da área como fonte melhor habilitada e confiável para

transmissão correta do saber sobre uso e manejo de pesticidas, verifica-se que

apenas 15,2 % dos casos se baseiam em tais fontes (TAB. 3.7ν

νν

). Assim, 84,8 %

dos casos de uso e manejo de pesticidas têm os procedimentos adotados baseados

em conhecimentos próprios e/ou adquiridos com vizinhos, amigos e/ou com

vendedores de pesticidas, e não em fontes mais habilitadas. Os percentuais

mencionados sobre a origem deste saber não diferiram (χ

, α > 0,05) nas duas

comunidades. Com a origem deste saber pode afetar a correção dos procedimentos,

assume-se que esta variável constitui um indicador de risco. Embora o agricultor

consolide e defina a sua prática (como fazer) com base no exercício repetitivo ou de

tentativas de aproximação, estimulado para acertar a partir do errar (como fazer melhor

observando o próprio fazer e seu resultado), são poucos os agricultores que não

reconhecem a necessidade de receberem treinamentos especializados, de fontes

externas.

TABELA 3.7 - Expressão proporcional de variáveis nas interações dos fatores H-P-A, sub-fator Aspectos da cotonicultura local,

segundo suas categorias de risco, em duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores e Variáveis(ν

)

Categoria focada(c

) ou de maior risco-

em cada variável

(em oposição à não-focada(c

) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

Expressão proporcional e

comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Interação dos fatores

H-P-A

: Sub-fator “Aspectos da cotonicultura local-acl”– Sub-sub fator “Domínio na atividade - dm”

:Fonte do saber

Influência predominante de leigos 83,03 (93/112)s ≅ 85,95 (153/178) s ≅ =84,82 (246/290)

:Conceito Pesticida bom

(**)

Entre outros, ser mais persistente 2,67(3/112) b - 23,86(42/176) a + ≠15,62(45/288)

: Vivência

cotonicola

(**)

Menos que a média(<21,3 anos) 67,30 (35/52) a + 47,82(22/46) b - ≠58,16(57/98)

Expressões relativas das categorias r

nestas 3 variáveis

1a; 1b 1s

1(+);1(-);

1(≅)

1a 1b; 1s

1(+);1(-);

1(≅)

1(=);2(≠)

> Risco (r

) 47,46(131/276)s

≅

54,25(217/400)s

≅

=51,47(348/676)

Soma dos casos em dm

(χ

=3,011; GL=1; n=676; α=0,0827)

< Risco(r

) 52,53(145/276)s

≅

45,75(183/400)s

≅

=48,52(328/676)

Sub-sub fator “regime de ocupação das terras-rot”

Expressão relativa da categoria r

nesta variável 1s 1(≅) 1s 1(≅) 1(=)

> Risco (r

) [Não-proprietários] 31,85(36/113)s

≅

35,97(68/189)s

≅

=34,43 (104/302)

:Regime de ocupação

(χ

=0,531; GL=1; n=302; α=0,4659)

< Risco(r

)[Proprietários] 68,14(77/113)s

≅

64,02 (121/189)s

≅

=65,56 (198/302)

Sub-sub fator “Algumas características do cultivo-acc”

:Força

instrumentos labor

Predominantemente manual 100,0(113/113)s ≅ 100,0 (189/189) s ≅ =100,0 (302/302)

:Época de se

meadura

(**)

Datas não recomendadas 17,02(16/94) a + 1,12 (1/89) b - ≠9,28(17/183)

: Área plantada

(**)

Maior que a média(>3,29 ha) 13,39 (15/112) b - 51,59(97/188) a + ≠37,33(112/300)

: Colheita do algodão

(**)

Predominantemente manual 100,0(113/113)s ≅ 100,0 (189/189) s ≅ =100,0 (302/302)

: Produção da lavoura

(**)

Maior que a média(>3645 kg) 20,35 (23/113) b Ise 45,40(84/185) a Ise ≠35,90(107/298)

: Produtividade/lavoura

(**)

Maior que a média(>1169,25 kg/ha) 55,75 (63/113) a Ise 40,54(75/185) b Ise ≠46,30(138/298)

Expressões relativas das categorias r

nestas 6 variáveis em acc

2a; 2b 2s

1(+);1(-);

2(≅); 2(Ise)

2a 2b; 2s

1(+);1(-);

2(≅);2(Ise)

2(=);2(≠); 2 Ise

> Risco (r

) 52,12(343/658) b - 61,95(635/1025) a + ≠58,11(978/1683)

Soma dos casos em acc

(**)

(χ

=15,887; GL=1; n=1683; α=0,000)

< Risco(r

) 47,87(315/658) a + 38,04(390/1025) b - ≠41,88 (705/1683)

Expressões relativas das categorias r

com base na soma dos casos de dm +

rot +acc, deste sub-fator acl

3a; 3b 4s

3(+);3(-);

2(≅); 2(Ise)

3a 3b; 4s

3(+);3(-);

2(≅);2(Ise)

2(=);2(≠); 2 Ise

> Risco (r

) 48,71(510/1047) b - 57,00(920/1614) a + ≠53,73(1430/2661)

Soma dos casos em acl

(**)

(χ

=17,558; GL=1; n=2661; α=0,000)

< Risco(r

) 51,28(537/1047) a + 42,99(694/1614) b - ≠46,26 (1231/2661)

OBS.: Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠]; Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

Nas áreas de algodão de MT, em 1993 apenas 13,3 % dos cotonicultores

julgavam não necessitar de treinamento especializado de fonte externa (FREIRE et al.,

1993) enquanto que em 1996 este percentual caiu para 8,3 % (EMBRAPA, 1997).

Diante das freqüências não distintas na origem destes saberes, em

ambas as comunidades, assume-se que o risco atribuído a esta variável deva ter sido

semelhante nas mesmas (R

CDPAH

sab

: C

= C

), mas com efeito forte sobre o risco

global.

3.4.1.2 - Conceito de pesticida bom ou pesticida mais eficiente

O conceito sobre algo que nos custa dinheiro normalmente está

associado à utilidade prática e eficácia deste diante da finalidade de sua aquisição.

Nas comunidades estudadas, houve um número minoritário de ocasiões em que

agricultores, das duas comunidades (C

, C

), consideraram os atributos como

persistência (2,7 % e 23,9 %) (TAB. 3.7ν

νν

), dose necessária (20,5 % e 16,5 %),

odor e toxicidade humana (12,5 % e 19,9 %) e, existência de bioindicadores (13,4 %

e 7,4 %) para avaliar a qualidade do pesticida. Mas, um percentual bem maior usou

como referencial a toxicidade e o espectro de ação (55,4 % e 43,8 %) e/ou a rapidez

da ação biocida do pesticida (53,6 % e 48,3 %).

Os atributos próprios de um pesticida, considerados mais desejáveis

pelo agricultor, podem não concordar com os de técnicos da área, consumidores de

produtos agrícolas e também não com os de ecologistas e com a legislação vigente.

O conceito de pesticida bom, para o cotonicultor, está alicerçado em

um ou mais atributos que, em geral, garantam o controle de pragas por um prazo

mais prolongado possível. As freqüências observadas e esperadas, nas duas

comunidades, são concordantes quando se considera sua associação ou não com

atributos tal como bioindicadores, toxicidade a insetos e espectro de ação, dose

necessária, rapidez de ação e, odor e toxicidade humana. Mas, quando o conceito

esteve associado a persistência ou não, as freqüências observadas foram

discordantes das esperadas (χ

, α < 0,05) nas duas comunidades. Neste caso, os

cotonicultores de C

e C

respectivamente em 23,9 % e 2,7 % das manifestações,

adotaram a persistência (preferência por produto mais persistente) como indicadora

de pesticida bom.

Outro estudo de RIEDER (1990) também revelou que agricultores da

região sudoeste de MT, na safra 1986/87, consideravam determinado pesticida

como “o melhor”, em relação aos demais, quando apresentava ação mortífera mais

rápida ou fulminante e sobre maior número possível de tipo de pragas. A

interferência prática destes conceitos de bom pesticida ou mais eficaz se reflete na

escolha do produto a adquirir e, também sobre os esquemas de uso e manejo dos

mesmos. Assim, é mais provável (χ

;α < 0,05) que um agricultor de C

venha

adquirir um produto mais persistente que um outro contonicultor de C

. Então

assume-se que esta variável conceitual de pesticida bom é um indicador de risco

CDPAH

pbom

: C

> C

) e teve efeito maior em C

que em C

, diante da distinção

freqüencial.

3.4.1.3 - Vivência na cotonicultura

O tempo que o agricultor trabalha em lavouras de algodão representa

tempo de experiência ou vivência (T

) na atividade como também de envolvimento

com pesticidas. O T

pode ser fracionado em tempos de experiência local ou em sua

comunidade atual (T

) e não-local ou externo (T

). Assim, T

= T

+ T

Entre 1992-97, os cotonicultores de C

trabalhavam com lavouras de

algodão há mais tempo (T

: 25 anos e 255 dias > T

: 14 anos 255 dias) que

os seus pares do C

. Nas seis safras (1992-97) o T

médio (21 anos e 215 dias ±

15anos e 281 dias) manteve-se semelhante (α > 0,05; Teste de Tukey). Em

nenhuma das seis safras de algodão (1992-97), a comunidade C

teve a

participação de agricultores com T

menor que cinco anos, enquanto que em C

isto

houve em todas as safras.

Alguns agricultores migraram para as comunidades deste estudo

trazendo experiências cotonícolas anteriores (T

), enquanto outros só vieram a tê-la

em sua comunidade atual ou já estavam com alguns anos de experiência local (T

Em C

o T

foi menor que o de seus pares de C

: 2 anos < C

: 12

anos e 146 dias; α < 0,05). Entretanto, no período considerado (1992-97) a média de

foi semelhante (α > 0,05) nas seis safras (8 anos e 183 dias ± 6 anos e 292 dias).

Agricultores naturais das comunidades e outros de origem migratória

envolveram-se com lavouras locais de algodão com base, também, em

aprendizagens de cultivo adquiridas com suas vizinhanças. Áreas cotonícolas

estudadas no MT em 1993 (FREIRE et al., 1993) apresentavam um contingente

menor de agricultores (24,6 %) com mais de sete anos na atividade que os

encontrados (36,2 %) no ano de 1996 (EMBRAPA, 1997).

Partindo-se do princípio que o T

concorre para melhorar o domínio

sobre a atividade, embora outras variáveis também possam influir sobre tal, assume-

se que a probabilidade de uso e manejo inadequado neste labor diminui. Para o

presente estudo, com as devidas ressalvas, assume-se que C

com menor T

submeteu-se a um maior risco (R

CDPAH

: C

> C

), em relação a C

, com maior T

Pois as freqüências esperadas e observadas nas duas categorias de T

(I ≤ média:

21,3 anos; II- > média: 21,3 anos) foram discordantes nas comunidades (TAB.

3.7ν

νν

). Desta maneira esta variável (T

) constitui um importante indicador para

avaliação de risco atribuído ao uso de pesticidas (R

CDPAH

3.4.2 - Regime de ocupação das terras

A distribuição de proprietários (65,6 %) e não-proprietários (34,4 %)

das terras foi semelhante (χ

, α > 0,05) em C

e C

(TAB. 3.7ν

νν

). Mas, nos dois

últimos anos, das seis safras (1992-97), houve uma alteração substancial (χ

, α<

0,05) na proporção de proprietários e não proprietários (TAB. 3.8ν

νν

). Estes dados

concordam com os encontrados para o Estado de MT na safra 92/93 (FREIRE et al.,

1993), mas não se confirmam no ano de 1996, em que o percentual de proprietários

se reduziu para o patamar próximo da metade (51 %) (EMBRAPA, 1997). Enquanto

que na região de Cáceres (MT), na safra 86/87 de algodão, os proprietários

constituíam 85 % dos lavoureiros (RIEDER, 1990).

Esta dinâmica pode estar relacionada ao ingresso e saída de

agricultores na atividade e a expansão da mesma; diminuição da disponibilidade de

terrenos para cultivo de algodão dentro da estrutura atual da propriedade,

principalmente a de pequenos agricultores; queda da fertilidade dos solos e;

infestação de pragas de áreas anteriormente cultivadas.

Assume-se que o regime de ocupação ou a situação fundiária em que

se encontram os usuários de pesticidas afeta o nível de interação destes com o

ambiente e, portanto, tal variável constitui um indicador de risco. RIEDER (1999) faz

uma análise mais detalhada para reconhecê-la com um indicador de risco.

No presente estudo, os cotonicultores não proprietários estiveram

presentes em menor percentual no ano de 1993 (21,3 %), mas aumentando nos

anos seguintes, alcançado a proporção mais elevada em 1997 (47,2 %). Isto sugere

que o risco por pesticidas, pela contribuição da variável “regime de ocupação”

CDPAH

rocup

: 1997 > 1993) não se manteve semelhante ao longo do período

estudado, assumindo valores mais alto e baixo, respectivamente, em 1997 e 1993.

TABELA 3.8 – Expressão recorrente de categorias focadas (c

) ou de maior risco (r

)

de variáveis da interação Homem(H)-Pesticida(P)-Ambiente(A) em duas

comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Safras agrícolas

(Freqüência observada na safra - % e

sinal de tendência da variação em relação ao ano anterior)

Fatores, variáveis e

sub-variáveis

Categorias

focadas(c

) ou de

maior risco(r

)

1992 1993 1994 1995 1996 1997

Geral

Interações H-P-A: (r

=36,04 %;n=4739;

=2,372; GL=5;

=0,7956)

Sub

fator “Aspectos da cotonicultura local

acl

”(r

=35,88

;n=602;

=3,13; GL=5;

=0,679)

Regime de

ocupação

(

)

Não proprietários

27,0

⇓

⇓⇓

⇓

21,3

30,0

⇑

⇑⇑

⇑

35,6

⇑

⇑⇑

⇑

46,9

⇑

⇑⇑

⇑

47,2

⇑

⇑⇑

⇑

34,4

(104/302)

Área plantada

(

)

Maior que a média

(>3,29 ha)

51,4 55,3

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

42,4

⇓

⇓⇓

⇓

28,8

33,3

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

13,9

37,3

(112/300)

Sub-fator: “Aspectos do uso e manejo de pesticidas-amp”

=36,93 %;n=3495; χ

=1,079; GL=5;α=0,956)

Início dos

tratamentos

Mais cedo

(≤ 30 dias

após a semeadura)

- - 82,9 87,7

↑

↓

85,4

↓

80,6

84,9

(163/192)

Encerramento dos

tratamentos

(

)

Mais tarde

(> 4 meses

após a semeadura)

- - 14,3

24,7

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

4,2

⇓

⇓⇓

⇓

2,8

13,5

(26/192)

Número de

tratamentos

Mais que 9

aplicações

- - 48,6

↓

34,2

47,9

↑

↓

38,9

41,1

(79/192)

Mistura produtos

comerciais?

Sim(289/716)

35,5

↓

34,9

37,2

↑

44,4

↑

↓

40,4

43,3

↑

40,4

(289/716)

’

> 50 mL/20Lágua

3,3 3,4

⇑

⇑⇑

⇑

6,4

⇑

⇑⇑

⇑

9,0

⇑

⇑⇑

⇑

22,7

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

13,3

9,9

(82/828)

Doses

aplicadas

(

)

”

= 50 mL/20Lágua

76,9

⇓

⇓⇓

⇓

73,3

⇓

⇓⇓

⇓

67,8

⇓

⇓⇓

⇓

58,8

⇓

⇓⇓

⇓

49,6

61,2

⇑

⇑⇑

⇑

63,2

(523/828)

Volume aplicado

Maior que a média

(>2,20 L/Lavoura)

- - 19,4 22,3

↑

31,2

↑

↓

21,4

23,9

(131/548)

Sub-fator: “Intoxicações por pesticidas-intox”

=31,30 %;n=642; χ

=2,84 GL=5;α=0,7324)

Agentes

intoxicantes

(

)

45”

Do grupo dos

fosforados

18,2 44,4

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

40,5

⇓

⇓⇓

⇓

12,8

15,0

⇑

⇑⇑

⇑

40,0

⇑

⇑⇑

⇑

26,1

(36/138)

Causas

intoxicadoras

(

)

Dúbias (Não

identificadas)

66,7

⇓

⇓⇓

⇓

42,9

45,8

⇑

⇑⇑

⇑

69,2

⇑

⇑⇑

⇑

⇓

⇓⇓

⇓

3,7

⇓

⇓⇓

⇓

0,0

37,6

(35/93)

Gravidade das

intoxicações

Muito grave

42,9

↓

40,0

↓

16,2

24,4

↑

29,6

↑

33,3

↑

26,3

(36/137)

’

Mais que

um/família

28,6

↓

13,3

↓

8,1

↓

6,7

14,8

↑

16,7

↑

10,9

(15/137)

Casos de

intoxicações ν

” Mais que uma

vez/vítima

57,1

↓

46,7

54,1

↑

57,8

↑

70,4

↑

↓

50,0

57,7

(79/137)

nº

237 307 524 658 478 314 2518

:Maior risco

41,43 40,60 38,13 34,76 37,84 37,69 37,63

nº

335 449 850 1235 785 519 4173

:Menor

risco

58,56 59,39 61,86 65,24 62,15 62,30 62,36

Total geral (P + HPA)

(

1995=34,76 % <

1992,1993,1994,1996,199

7: 37,5 a 41,5 % n=6691;

=13,205;

GL=5;α=0,02150)

Total de casos (Σ n)

572 756 1374 1893 1263 833 6691

Obs: Nas variáveis assinaladas com asteriscos (** ou *), as freqüências observadas discordam das esperadas (Teste χ

, α <0,01

ou 0,05

Sinais usados: ↑ : Tendência ascendente em relação ao dado do ano anterior; ↓: Tendência descendente em relação ao dado do ano anterior;

⇑

⇑⇑

⇑: Ascendência em relação ao ano anterior, em distribuição não concordante entre freqüências observadas e esperadas; ⇓

⇓⇓

⇓: Descendência em

relação ao ano anterior, em distribuição não concordante entre freqüências observadas e esperadas; ⇔

⇔⇔

⇔ : Invariabilidade em relação ao ano

anterior.

Porém, devido a semelhança na distribuição freqüencial das categorias desta

variável nas duas comunidades a mesma não deve ter contribuído para diferenciar

tal risco (R

CDPAH

/rocup: C

= C

) em ambas.

3.4.3 - Características do cultivo

3.4.3.1 - Força e instrumentos de trabalho

Conforme observações efetuadas no tempo de convivência com as

comunidades (C

: 1989-97; C

: 1976-97) e anotações efetuadas no período da

realização da pesquisa (1992-97; 2003), foi verificado que as lavouras de algodão

eram desenvolvidas, essencialmente, por famílias de pequenos agricultores que

utilizavam o sistema de manejo A (baixo nível tecnológico, emprego de pouco capital

e predomínio da força braçal), havendo, além da força braçal, o uso da tração animal

e, eventualmente o uso da força motor. Em geral, a mão-de-obra envolvida era

familiar com, eventual contratação de serviços de terceiros em momentos de maior

demanda de serviço, como na colheita do algodão. Os recursos instrumentais

utilizados para implantação, condução e colheita de algodão, foram,

predominantemente: (a) no preparo do solo: instrumentos manuais (foice, machado,

enxada) e/ou animais (arado, grade e sulcador animal); (b) na semeadura:

plantadeira manual (matraca) e/ou animal (semeadeira); (c) nos tratos culturais:

raleação manual, para controle de ervas daninhas instrumentos manuais e de animal

(enxada, riscador, sulcador) e, para controle de pragas e doenças, pulverizadores

costais manual ou motorizados; (d) na colheita: catação manual.

Isso concorda com outros estudos (ARANTES, RIEDER & CANÇADO,

1990; RIEDER, 1990), nos casos de predomínio de pequenos agricultores. Entretanto,

estudos descritivos da atividade em MT, mais amplos em 1993, já mostravam uma

tendência de substituição de mão de obra braçal por motomecanizada (FREIRE et. al,

1993; EMBRAPA, 1997). A partir de 1998 a cotonicultura nas comunidades C

e C

foi

se tornando inexpressiva, ausentando-se já a partir do ano 2000. A contonicultura

migrou expandindo-se em outras regiões de MT, baseada em modelos altamente

tecnificados. A automação e modernização tecnológica têm priorizado questões de

segurança envolvidas, por isto leva a acreditar que o uso da força braçal e de

equipamentos costais manuais de aplicação de pesticidas expõe mais os operadores à

contaminação de pesticidas que em relação aos que utilizam mais as operações

motomecanizadas. Em ambas as comunidades estudadas, de forma semelhante, as

aplicações de pesticidas eram efetuadas predominantemente sem o uso dos recursos

mais modernos, ou seja com pulverizações manuais. Desta forma, assume-se que a

“força e instrumentos utilizados” na aplicação de pesticidas afetaram o risco

CDPAH

forint

= C

) mas, de modo similar nas duas comunidades (TAB. 3.7ν

νν

Nesta linha de abordagem, esta variável (ν

νν

) constitui um indicador de risco (R

CDPAH

3.4.3.2 - Época de semeadura

A semeadura de algodão, nas duas comunidades, ocorria entre

dezembro e abril. Nos meses de janeiro (32,7 %) e fevereiro (57,9 %) ocorria a maior

concentração dos plantios. A semeadura em outros meses (9,2 %), em geral, esteve

relacionada à desocupação de áreas com culturas anteriores (Ex.:arroz, milho).

As semeaduras em época não-recomendada foram mais freqüentes

(χ

, α < 0,01) em C

(17,0 %) que em C

(1,1 %) (TAB. 3.7ν

νν

Lavouras estabelecidas em época menos apropriada, em geral, sujeitam-

se a ataques mais danosos de pragas, o que induz ao uso mais intensivo de

pesticidas. Assim, esta variável é um indicador de risco. Como conseqüência, devido à

maior taxa de exposição, o ambiente e os operadores de pesticidas nas lavouras

implantadas, ficam submetidos a maior risco de contaminação e de acidentes por

pesticidas que em relação a de lavouras implantadas dentro da época recomendada.

Por isto, assume-se que o risco por pesticidas devido a esta variável (R

CDPAH

esem

: C

), foi maior em C

que em C

. Estudos mais abrangentes em MT também confirmam

a existência de semeaduras fora do período recomendado (13,5 %, segundo FREIRE

et al., 1993; 14,29 %, conforme EMBRAPA, 1997).

3.4.3.3 - Área plantada

A área média plantada de algodão por agricultor em C

(2,00 ha) foi

menor (α < 0,05) que em C

(4,05 ha). A freqüência observada de lavouras com

tamanho maior que a área média geral (3,29 ha) foi bem inferior (α < 0,05) em C

(13,4 %) que em C

(51,6 %), o que indica a presença mais freqüente de lavouras de

área maior na comunidade C

(TAB. 3.7ν

νν

No Estado MT, predominam lavouras menores de 20 hectares (FREIRE

et al., 1993: 71,1 %; EMBRAPA, 1997 : 62,5 %).

O tamanho da área plantada influi sobre o tipo, volume e às vezes

também no manejo de pesticidas usados, o que, por sua vez, afeta a exposição e

contaminação ambiental. Por isto esta variável constitui um indicador de risco

CDPAH

apl

: C

> C

). Assim, assume-se que na comunidade C

o risco devido a

variável área plantada, foi mais acentuado que em C

Nas safras analisadas (1992-97) das duas comunidades, embora não

de forma linear, constatou-se um crescimento, na freqüência de agricultores que

plantaram áreas menores que a média de cada ano. Isto indica, também, que um

menor número de agricultores plantavam áreas maiores que as referências de anos

anteriores (TAB. 3.8ν

νν

). Assim, o maior percentual de agricultores nas safras de

1992-93, com áreas maiores que a média, pode estar sugerindo que estas duas

safras (1992: 51,4 % e 1993: 55,3 %) tenham apresentado um risco (R

CDPAH

apl

: 1992

e 1993 > 1997) maior que em 1997 (13,9 %), quando foi constatado o mais baixo

valor do período. Entretanto, a partir de então a cotonicultura foi abandonada nestas

comunidades. Após 1997 apenas três agricultores arriscaram continuar plantando

algodão, encontrando extrema dificuldades à comercialização de sua produção e,

por isto, não houve cultivo de algodão em C

e C

no ano de 2000 e subseqüentes.

Contudo, neste começo de século (XXI), a cotonicultura baseada em “tecnologia de

ponta” continua vigorando ou se expandindo em outras regiões de MT.

3.4.3.4 - Colheita

A colheita de algodão, nas comunidades estudadas, ocorria no período

de pouca incidência de chuvas (maio a agosto). Desta forma, a qualidade da

produção esteve favorecida.

Na colheita, a circulação sobre superfície de solo seco, das pessoas

envolvidas, mobiliza mais material particulado que em solo não totalmente seco.

Devido a aplicações recentes (fase final do ciclo) de pesticidas nas lavouras, existe a

possibilidade de ficarem resíduos remanescentes aderidos no material particulado

mobilizável. Nas duas comunidades observou-se poeira aderida na pele e na

vestimenta dos trabalhadores por ocasião da colheita. No fim da jornada de trabalho as

áreas expostas (desprotegidas de indumentária), como a mão, parte dos ante-braços,

do pé, perna, do pescoço e rosto ficavam recobertas por uma camada considerável de

material particulado, aderido pelo suor. Nestas condições ambientais e de trabalho

destas famílias, sopros de limpeza das narinas chegam a expulsar concreções

volumosas de material particulado (poeira) adensada pela secreção das mucosas.

Por isto, os colheitadores manuais de algodão, em regiões onde a

maturação ocorre na estação seca, estariam sujeitos a risco maior atribuído a resíduos

de pesticidas presentes na poeira (R

CDPAH

col

) em relação a seus pares de regiões sem

seca ou que a colheita esteja programada para não coincidir com a mesma. Por

exemplo, quando executada por colheitadeiras com os seus operadores protegidos em

cabines seguras. Desta maneira, esta variável constitui um indicador de risco. Mas

diante dos procedimentos similares de colheita em C

e C

assume-se que a fração do

risco atribuído a ν

νν

não diferiu nas mesmas (R

CDPAH

col

: C

= C

) (TAB. 3.7ν

νν

Nas principais zonas produtoras de algodão em MT, até 1997, as

colheitas se caracterizavam por utilizarem predominantemente a mão de obra familiar e

ser manual com múltiplas catações (EMBRAPA, 1997).

3.4.3.5 - Produção

O volume de produção de algodão das lavouras em C

(2510,37 kg) foi

menor (α < 0,05) que o de C

(4338,06 kg), e a freqüência observada de lavouras

com resultados maiores que a produção média de algodão (3645,0 kg) também foi

menor (α < 0,05) em C

(20,35 %) que em C

(45,4 %) (TAB. 3.7ν

νν

). As diferenças

encontradas no volume de produção se devem, essencialmente, a discrepância do

tamanho das lavouras em C

e C

, pois a produtividade média foi maior em C

Com uma taxa de 5 % ao ano de aumento no consumo de algodão pela

indústria têxtil brasileira, havia uma previsão de necessidade de produção de 1,2

milhões toneladas de fibra para 2000 no Brasil (FREIRE et al. 1993). Esta taxa de

demanda, associada a outros fatores (preço, mercado externo), impulsionou a

ampliação de área plantada em MT e, conseqüentemente o volume produzido.

Entretanto, no enfoque de impacto, a possível influência da produção (volume) sobre o

nível de risco por pesticidas usados (R

CDPAH

vpr

), já está considerada na variável “área

plantada”, ao assumir-se que as demais condições são iguais para as situações em

comparação. Nestas circunstâncias, a variável “produção” pode ser um indicador de

risco, mas neutra.

3.4.3.6 - Produtividade

A produtividade média das lavouras de algodão de seis safras (1992-

97) em C

(1357,89 kg/ha) foi maior (α < 0,05) que em C

(1054,02 kg/ha). A

freqüência de produtividades acima da média geral (1169,25 kg/ha) foi maior (χ

, α <

0,05) em C

(55,75 %) que em C

(40,54 %) (TAB. 3.7ν

νν

A produtividade pode estar associada ao nível tecnológico adotado, à

adequação do sistema de cultivo e, também, às condições ambientais reinantes. É

possível que a produtividade de C

tenha se apresentada maior que em C

em função

das lavouras terem sido implantados em solos ainda melhor supridos de nutrientes e

menos desgastados que os da comunidade C

Pois a tecnologia de produção em C

parecia estar mais consistente que a aplicada em C

, como conseqüência de tempo

mais amplo de experiência. No estado de MT houve um crescimento na freqüência das

faixas de produtividade mais baixas entre as safras de 1993 e 1996 (FREIRE et

al.,1993; EMBRAPA, 1997) o que, se reflete em diminuição da produtividade média

das lavouras. AZEVEDO (1995) cita que a produtividade de lavouras, na bacia do Alto

Paraguai (MT) ainda se mantinha muito baixa, com exceção da cultura da soja.

Contudo, as produtividades de algodão nas regiões de MT altamente tecnificadas,

entre 1995-2000, cresceram acentuadamente (IBGE, 2004).

A produtividade obtida nas lavouras, por si só, não permite inferir sobre

seu efeito no nível de risco ambiental e à saúde do homem atribuído ao uso de

pesticidas (R

CDPAH

prd

), mas reflete o efeito de um conjunto de interferências ambientais

e tecnológicas.

3.4.4 - Uso e manejo de pesticidas

3.4.4.1 - Início dos tratamentos

Em C

os agricultores começavam aplicar pesticidas em torno da quinta

semana das lavouras(idade da planta), enquanto em C

iniciavam 5-6 dias antes.

Então em C

foi mais freqüente (χ

; α < 0,05) os agricultores iniciarem antes as

aplicações de pesticidas nas lavouras que em C

(TAB. 3.9ν

νν

). Esta preferência pela

antecipação pode estar associada ao menor tempo de experiência dos primeiros na

atividade. Nas safras de 1994-97 as freqüências observadas de aplicações iniciadas

em lavouras com idade de plantas não superior a 30 dias se mantiveram em torno

de 84,9 %, não diferindo das freqüências esperadas (χ

; α < 0,05) (TAB. 3.8ν

νν

A Diretriz Técnica do ano de 1997, para a região tradicional de

Algodão no Estado de MT, recomenda o uso de sementes tratadas para reduzir o

risco com doenças e pragas iniciais (EMPAER-MT, 1997). Entretanto, iniciar antes

as aplicações de pesticidas implica em exposição mais precoce do ambiente e do

homem aos poluentes. Por isto, a variável “início dos tratamentos” constitui-se em

um indicador de risco e, diante dos tratamentos mais antecipados em C

assume-se

que a fração do risco por pesticidas devido a esta variável (R

CDPAH

itr

: C

> C

) foi

maior que na outra comunidade C

. Porém diante da semelhança das preferências

dadas para iniciar os tratamentos nas quatro safras analisadas (1994-97) considera-

se que o risco devido a este fator (R

CDPAH

/itr: Safras 1994=95=96=97) se manteve

similar naquele período.

3.4.4.2 - Encerramento dos tratamentos

Esta variável também afeta o tempo de exposição aos pesticidas.

Portanto, a mesma constitui-se em um indicador de risco(R

CDPAH

etr

Em C

o encerramento das aplicações se dava ao redor da segunda

semana de junho (125 dias após o plantio e 101 dias após o início de aplicação de

pesticidas), enquanto em C

a finalização ocorria na quarta semana de maio (122

dias após o plantio e 93 dias após o início das aplicações de pesticidas).

Em C

, 98 % das aplicações foram encerradas, no máximo, quatro

meses após o plantio de algodão, enquanto que em C

, 25,5 % das aplicações foram

além dos quatro meses, o que mostra diferenças significantes entre os níveis de

exposição das comunidades (χ

; α < 0,05) quanto à ocasião do término dos

tratamentos (TAB. 3.9ν

νν

A maior freqüência de encerramentos mais tardios das aplicações de

pesticidas na cotonicultura em C

provavelmente estejam associados ao menor

tempo de experiência e domínio da atividade em relação a C

. Tais circunstâncias

conduzem a sugerir que o risco decorrente dos valores assumidos pela variável

“encerramento dos tratamentos” de pesticidas (R

CDPAH

utr

: C

> C

) foi maior em C

que em C

. Entretanto, recomendações da assistência técnica mencionam a

necessidade de monitorar a presença e nível populacional de algumas pragas até o

final do ciclo da cultura (EMPAER-MT, 1992b). Lavouras de diferentes idades

favorecem a persistência de pragas(EMBRAPA, 2003a) podendo induzir a dilatação

dos tratamentos.

Nas quatro safras consideradas (1994-97), as freqüências observadas

e esperadas foram discordantes (χ

; α < 0,05) nas categorias de encerramento das

aplicações, e em 1996-97 as aplicações que perduravam mais de quatro meses

foram menos freqüentes que nas duas safras anteriores (1994-95) (TAB. 3.8ν

νν

Por isso, acredita-se que o risco devido a contribuição desta variável

CDPAH

utr

: ≠ nas safras de 1994-97) foi distinto entre safras no período 1994-97,

sendo maior em 1995 e menor em 1997.

TABELA 3.9 - Expressão proporcional de variáveis nas interações dos fatores H-P-A, sub-fator “Aspectos do uso e manejo de

pesticidas”, segundo as categorias de risco,em comunidades cotonícolas (C

), Cáceres,MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores e Variáveis(ν

)

Categoria focada(c

) ou de maior risco-

em cada variável

(em oposição à não-focada(c

) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Expressão proporcional e

comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Interação dos fatores H-P-A: ...Continuação.....Sub fator “Aspectos do uso e manejo de pesticidas - amp”

:Início dos tratamentos

(*)

Mais cedo (≤ 30 dias após

semeadura)

90,42(85/94) a + 79,59 (78/98) b - ≠84,89 (163/192)

:Encerramento dos

tratamentos

(**)

Mais tarde(>4 meses após

semeadura)

25,53(24/94) a + 2,04 (2/98) b - ≠13,54(26/192)

: Número de

tratamentos

(**)

Mais que 9 aplicações 55,31 (52/94) a + 27,55(27/98) b - ≠41,14(79/192)

: Mistura de produtos?

Sim 42,94(137/319)s ≅ 38,28 (152/397) s ≅ =40,36 (289/716)

: Doses aplicadas

(**)

Maior que ≥50 mL/ 20 L solução 61,00 (194/318) b - 80,55(410/509) a + ≠73,03(604/827)

: Volume aplicado

(**)

Maior que a média(> 2,20

L/Lavoura)

17,10 (46/269) b - 30,57(85/278) a + ≠23,94(231/547)

Expressões relativas das categorias r

nestas 6 variáveis em amp 3a; 2b 1s

3(+);2(-);

1(≅)

2a 3b; 1s

2(+);3(-);

1(≅)

1(=);5(≠);

> Risco (r

) 45,28(538/1188)b - 51,01(754/1478)a + ≠48,46(1292/2666)

Soma dos casos no sub fator

amp

(**)

(χ

=8,6539; GL=1; n=2666;

α=0,003)

< Risco(r

) 54,71(650/1188)a + 48,98(724/1478)b

- ≠51,53(1374/2666)

Obs.:

Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];

Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

3.4.4.3 - Número de tratamentos na safra

Em C

, a média, durante o ciclo da lavoura, situou-se em torno de 10

de aplicações de pesticidas, mas em C

foram, duas a menos.

A freqüência de adoções de mais de nove aplicações de pesticidas por

safra (categoria 2) foi maior (χ

; α < 0,05) em C

(55,31 %) que em C

(27,55 %)

(TAB. 3.8ν

νν

). Entretanto, ao longo de quatro safras (1994-97) as freqüências

observadas e esperadas foram concordantes (χ

; α > 0,05) diante das duas

categorias desta variável (TAB. 3.8ν

νν

O maior número de aplicações de pesticidas por lavoura foi decorrente

do menor intervalo entre tratamentos e da maior amplitude do período entre a

primeira e última aplicação. O elevado número de aplicações de pesticidas em

lavouras de algodão, para controle das principais pragas, também foi constatado na

safra de 1997/98 no sudoeste goiano (SOUZA, AMORIM NETO & FARIAS, 1998).

FREIRE et al. (1993) mencionam que o ideal seria que houvesse menos de cinco

aplicações no ciclo da lavoura, o que, segundo PESSANHA (1982) diminuiria os

riscos de contaminação ambiental, à saúde do homem (agricultor e consumidor),

além de reduzir custos de produção. Os tratamentos mais freqüentes em C

podem

ter sido definidos devido o menor tempo de experiência destes agricultores na

cotonicultura em relação aos de C

. Esta variável constitui-se em um indicador de

risco, pois quanto maior o número de aplicações de pesticidas numa lavoura maior

será a exposição do meio e mais se elevará o risco pelo uso de pesticidas

CDPAH

ntr

) e vice-versa. Então, diante da situação encontrada, pode-se sugerir que

o risco atribuído a variável “número de aplicações” (R

CDPAH

ntr

: C

> C

) foi maior em

que em C

, mas foi similar ao longo das quatro safras analisadas (R

CDPAH

ntr

: =

Safras 1994-97). Porém há de se analisar em maior profundidade a alteração anual

da velocidade de degradação de resíduos, em áreas submetidas a pesticidas em

várias safras seguidas. Pois FELSOT (1989), menciona que a progressão das

aplicações nas lavouras, ao disponibilizar pesticidas aos microorganismos pesticida-

dependentes, pode acentuar o processo de degradação biológica. Estes,

especializados, buscam sua fonte energética no pesticida, permitindo o crescimento

populacional e, daí, acelerando a degradação do produto químico.

3.4.4.4 - Uso de misturas

A legislação atual não autoriza o agricultor efetuar mistura de

pesticidas que não estejam registrados para tal. No passado haviam produtos

previstos para serem misturados e, prontas no comércio, contendo dois ou mais

princípios ativos, principalmente formulações em pó. É possível, que a herança

desse procedimento do passado associada a outros fatores, tal como a assistência e

treinamento específico deficiente ao agricultor, sejam fortemente responsáveis pelos

40 % de casos de persistência do hábito de preparar a calda de aplicação com

mistura de produtos pesticidas. Nas duas comunidades e também ao longo das seis

safras estudas (1992-97) as freqüências observadas de adoção de misturas não

diferiram (α > 0,05) das esperadas (TAB. 3.8ν

νν

; TAB. 3.9ν

νν

Pelas razões de não estar autorizado a mistura de produtos no preparo

das caldas, assume-se que tal procedimento se constitui em um indicador de risco.

Então, sugere-se que a fração do risco devido o considerável hábito de efetuarem

misturas de pesticidas (R

CDPAH

mist

: C

= C

; Safras_1992 =...= 97), foi alto mas

semelhante tanto nas comunidades como nas safras referidas. Em outro estudo

RIEDER (1994a e b) já mencionava que o hábito de misturar vários produtos podia

acentuar vários efeitos indesejáveis, tanto no aspecto econômico, de eficácia e de

aumento do risco de contaminação ambiental e de intoxicações.

3.4.4.5 - Dose aplicada

Considerando as três categorias de doses adotadas pelos agricultores

(1:<50; 2: 50 e 3: > 50 mL (20 L)

-1

), a freqüência de uso de 50 mL e de menos de 50

mL foram, respectivamente, maior e menor em C

(70,9 %; 19,4 %) que em C

(50,9

%; 39,0 %). Ao verificar-se a proporção de usuários de doses ≥ 50 mL (20 L)

-1

(categoria focada - c

ou de maior risco - r

) foi constatado (TAB. 3.9ν

νν

)

diferenciação entre comunidades (C

= 61,00 % e C

= 80,55 %). Com isso,

confirma-se que a concentração média de pesticida na calda utilizada foi maior nas

lavouras de C

que nas de C

. A dose predominantemente usada (63,2 %) foi igual a

capacidade máxima do recipiente dosador (50 mL), o qual, normalmente,

acompanha o produto comercial. Esta alta freqüência pode estar sendo sugerida, ao

agricultor, pela capacidade volumétrica máxima do dosador que acompanha o

produto comercial, o que estaria obscurecendo a recomendação técnica específica

do pesticida. Outro estudo realizado, entre 1992-94, junto a nove comunidades de

Cáceres (MT) também indicou que a dose mais freqüentemente adotada era de 50

mL (RIEDER, 1994 b). Super e sub-dosagens também foram constatadas em uso na

safra de algodão de Cáceres em 1983, (RIEDER, 1991). Mas, aceitando-se que

concentrações mais elevadas ou mais baixas, aumentam ou diminuem,

respectivamente, o perigo de acidente com o uso e manuseio, pode-se sugerir que

este aspecto constitui um indicador de risco por pesticidas (R

CDPAH

dose

). Então,

estima-se que o risco tenha sido maior em C

que em C

devido a variável

“dose”R

CDPAH

dose

: C

> C

) em conseqüência das diferenças já descritas nas duas

comunidades. Nas safras estudadas (1992-97), as tendências das opções de doses

usadas (TAB. 3.8ν

νν

36’ e

νν

36”

), sugerem que este risco (R

CDPAH

dose

: ≠ Safras_1993 <

1996) não tenha sido semelhante, havendo menor valor em 1993 e maior em 1996.

Especula-se que distintas doses usadas entre safras por mesmos

agricultores podem estar associadas à variações na incidência de pragas,

resistência de pragas às doses anteriores (menores), ineficácia de doses menores,

entre outras motivações.

3.4.4.6 - Volume aplicado nas lavouras

As freqüências observadas e esperadas, para as categorias de

volumes, se distinguiram nas comunidades (TAB. 3.9ν

νν

). O uso de volumes maiores

que a média das quantidades de pesticidas por lavoura, apresentaram freqüência

maior (χ

; α < 0,05) em C

(30,6 %) que em C

(17,1 %). A relação média geral de

produto comercial de pesticida aplicado sobre uma lavoura, no presente estudo, foi

de 0,66869 l/ha. A partir desta relação e uma vez identificada a concentração do

princípio ativo de cada pesticida, é possível determinar a concentração média dos

pesticidas lançados no ambiente com as aplicações. Durante as quatro safras

analisadas (1994-97) as freqüências observadas e esperadas de lavouras

consumidoras de volumes nas duas categorias em pauta se manteve similar (χ

; α >

0,05) (TAB. 3.8ν

νν

No início da década de 1990, a média geral de consumo de pesticidas

no Brasil foi 1,3 kg de i.a. por hectare (GOELLNER, 1993). Outro estudo realizado

junto a nove comunidades rurais do município de Cáceres (MT), na safra de 1994,

indicou o gasto de 9,09 litros cotonicultor

-1

e 2,03 litros hectare

-1

de lavoura

(RIEDER, 1994b). A variável “volume usado de pesticidas” constitui-se em um

importante indicador de risco, pois volumes maiores podem atingir com maior

possibilidade não-alvos. Diante da situação encontrada neste estudo pode-se

assumir que em C

esse risco (R

CDPAH

vpest

: C

< C

) foi menor que em C

e, oscilou,

sem diferenças significantes (R

CDPAH

/vpest: = Safras_1994_97) ao longo das safras

consideradas.

3.4.5 - Aquisição e armazenagem de pesticidas

3.4.5.1 - Via de aquisição

A variável “via de aquisição” de pesticidas constitui-se em um

importante indicador de risco com o uso e manejo dos mesmos.

Embora fosse alta a freqüência de aquisição sem receituário

agronômico (RC) em ambas as comunidades, em C

(96,51 %), onde a cotonicultura

é mais antiga, a obtenção do pesticida por tal meio ilegal foi maior (χ

; α < 0,05) que

em C

(89,18 %) (TAB. 3.10ν

νν

Infelizmente, a aquisição de pesticidas através do RC foi pouco

freqüente. No máximo, uma em cada dez aquisições de pesticidas foi efetuada

através do RC. Na safra de 1996, no estado de MT, o RC era utilizado também por

menos da metade dos agricultores (42,4 %), (EMBRAPA, 1997). Provavelmente, o

risco (R

CDPAH

) seria reduzido sensivelmente com o aumento da adoção do RC.

Portanto, pode-se sugerir que o risco (R

CDPAH

viaqui

: C

< C

) foi maior na comunidade

que adotou menos o RC, ou seja, em C

. Apesar do impedimento legal, entre 1992-

97 ainda haviam vendas de pesticidas sem RC.

3.4.5.2 - Local de aquisição

Os produtos comerciais de pesticidas usados foram adquiridos no

comércio regular e também no não regular ou não legalmente autorizados para tal. A

parcela de cotonicultores de C

(85,00 %) que adquiriram pesticidas no comércio

irregular foi substancialmente mais numerosa (χ

; α < 0,05) que a de C

(26,53 %)

(TAB. 3.10ν

νν

Os pioneiros da cotonicultura regional relatam que a atividade iniciou

por estímulo dos intermediários do algodão, os quais forneciam as sementes,

pesticidas, máquinas e equipamentos, embalagens e compravam a produção. O

problema era mais acentuado em C

onde apenas 15 % dos cotonicultores

efetuavam aquisições no comércio regular, enquanto em C

, 73,5 % o faziam. No

estado de MT, safra de 1996, 58,3 % das sementes utilizadas e 52,7 % da produção

de algodão foi viabilizada através de “intermediários” (EMBRAPA,1997). Observou-

se também que 61,3 % dos insumos utilizados foram adquiridos para serem pagos

na colheita ou com algodão, o que confirma a existência da mesma relação pretérita,

descrita pelos agricultores pioneiros.

O “local de aquisição” (tipo de comércio) é um indicador de risco diante

do uso e manejo de pesticidas. Assumindo-se, então, que a aquisição de pesticidas

no comércio regular minimiza equívocos com o uso e manejo correto de pesticidas,

sugere-se que o risco com os mesmos (R

CDPAH

laq

: C

> C

) tenha sido maior em C

que em C

diante das vias de aquisição adotadas, relatadas antes. O presente risco

é induzido pelo tipo de comércio fornecedor de pesticida ao agricultor.

Mas a partir de 1998 os “intermediários” do algodão e os agentes do

comércio regular não mais se interessaram em continuar dando o suporte à

atividade cotonícola baseada na agricultura familiar em Cáceres. Por sua vez, a

política agrícola e ações de Estado nada fizeram de substancial para viabilizar a

continuidade desta atividade importante para as comunidades rurais baseadas em

agricultura familiar.

3.4.5.3 - Local de armazenagem

A variável “local de armazenagem” de pesticidas constitui um indicador

de risco.

TABELA 3.10 - Expressão proporcional de variáveis consideradas nas interações dos fatores H-P-A, sub-fatores “Aquisição e

Armazenagem dos Pesticidas” e “Medidas de Proteção Ambiental”, segundo suas categorias de risco, em duas comunidades

cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores e Variáveis(ν

)

Categoria focalizada(c

) ou de maior

risco- r

em cada variável

(em oposição à não-focalizada(c

) ou

de menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

em C

Expressão proporcional e

comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Interação dos fatores H-P-A: .....Continuação...... Sub fator “Aquisição e armazenagem dos pesticidas - aap”

:Via de aquisição

(*)

Sem receituário agronômico 89,18(99/111) b - 96,51 (166/172) a + ≠93,63 (265/283)

:Local de aquisição

(**)

Comércio irregular 26,53(26/98) b - 85,0 (85/100) a + ≠56,06(111/198)

: Local de armazenagem

Ambiente não recomendado 78,94 (30/38) s ≅ 82,35(42/51) s ≅ =80,89(72/89)

Expressões relativas das categorias r

nestas 3 variáveis em aap 2b 1s 2(-);1(≅) 2a 1s 2(+);1(≅) 1(=);2(≠);

> Risco (r

) 62,75(155/247)b - 90,71(293/323)a + ≠78,59(448/570)

Soma dos casos no sub fator

aap

(**)

(χ

=65,040; GL=1; n=570;

α=0,000)

< Risco(r

) 37,24(92/247)a + 9,28(30/323)b - ≠21,40(122/570)

Sub fator “Medidas de proteção ambiental -mpa”

:Destino de embalagem

vazia

Inadequado 25,00(10/40) s ≅ 10,00 (5/50) s ≅ =16,66 (15/90)

:Destino da soqueira

(**)

Não a elimina 7,69(6/78) b - 25,26 (24/95) a + ≠17,34(30/173)

Expressões relativas das categorias r

nestas 2 variáveis em mpa 1b 1s 1(-);1(≅) 1a 1s 1(+);1(≅) 1(=);1(≠);

> Risco (r

) 13,55(16/118)s

≅

20,00(29/145)s

≅

=17,11(45/263)

Soma dos casos no sub fator

mpa

(χ

=1,9028; GL=1; n=263;

α=0,1678)

< Risco(r

) 86,44(102/118)s

≅

80,00(116/145)s

≅

=82,88(218/263)

Obs.: Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];

Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

As opções de local de armazenagem encontradas foram: (a) dentro de

casa; (b) na roça ou mato (pendurado em árvores, encostado ou sobre tocos, em

pau oco, etc.); (c) em galpão só para pesticidas; (d) em galpão também utilizado

para armazenar produtos alimentares; (e) em galpão de ferramentas e; (f) em sacola

fechada, longe de casa e em local alto ou pendurada. Classificando todos os casos

mencionados nas categorias de (1) local aceitável e (2) local não recomendável foi

observado que menos de 1/5 dos agricultores (19,11 %) armazenava ou guardava

os pesticidas em local aceitável e, não foi encontrado caso algum que

acondicionasse os pesticidas em condições estritamente recomendadas (TAB.

3.10ν

νν

). A distribuição das freqüências observadas e esperadas (χ

; α > 0,05).nas

categorias desta variável foram semelhantes em C

e C

Os resultados mostraram que o agricultor não possuía um lugar

especialmente preparado para guardar os pesticidas e, adotava vários locais para

armazená-los.

No estado de MT, safra de 1996, outro estudo da EMBRAPA (1997) indicou

que 91,7 % de produtores e 83,3 % de extensionistas ligados à cotonicultura

necessitavam de treinamento. Isto reforça a necessidade de equacionamento

urgente do problema.

Quanto à contribuição da variável “local de armazenagem” sobre o

risco por pesticidas (R

CDPAH

Larmez

= C

) pode-se sugerir que nas duas

comunidades as influências foram semelhantes, considerando a similaridade dos

procedimentos adotados nas mesmas.

3.4.6 - Medidas de proteção ambiental adotadas

3.4.6.1 - Destino de embalagens vazias

Apenas 16,66 % dos entrevistados recolhiam e/ou guardavam as

embalagens vazias de produtos pesticidas usados nas lavouras, enquanto que os

demais davam outros destinos às mesmas (TAB. 3.10ν

νν

). A distribuição das

freqüências observadas e esperadas nas duas categorias de destino não foi

discordante entre as comunidades. Entre os outros destinos, os agricultores

deixavam as embalagens amontoadas ou aleatoriamente jogadas na roça, no mato,

às margens de trilhas; entre outras providências, queimavam as embalagens,

jogavam num buraco, deixavam pendurado em árvores ou colocavam sobre ou ao

lado de tocos na roça. SCHNEIDER et al. (1998) também verificaram uma

destinação preocupante das embalagens de pesticidas em área de agricultura

moderna em municípios do Triângulo Mineiro.

O serviço oficial de assistência técnica e extensão rural do Estado de

MT tem prestado orientações às duas comunidades, com relação a medidas de

proteção ambiental, além do destino de menor risco (ao ambiente e à saúde humana

e animal) a ser dado às embalagens vazias, incluindo a tríplice lavagem dos

vasilhames dos pesticidas (EMPAER-MT, 1997). SIMON (1993) menciona que um

dos principais riscos de segurança no uso de pesticidas é o descarte sem cuidado.

No presente estudo, apenas em C

, por influência de um esporádico

trabalho de orientação de uma organização não governamental, em uma das safras

estudadas (1995), os agricultores foram orientados para não darem outros destinos,

mas guardarem as embalagens vazias em local reservado, as quais seriam

posteriormente recolhidas por um agente de defesa ambiental. Tal atitude pode ter

oferecido uma proteção adicional ao ambiente naquele ano, em relação aos

procedimentos corriqueiros. Entretanto, essa iniciativa não teve continuidade. Já em

, o destino aleatório das embalagens vazias pode ser mais preocupante que em

, em face da existência mais próxima de recursos hídricos e de atividades mais

intensas e próximas de criações de animais. O destino dado às embalagens vazias é

um indicador de risco e, predominantemente, foi efetivado, de modo similar, de

forma inadequada nas duas comunidades. Por isso, o risco devido a esta variável

CDPAH

dev

= C

) deva ter sido também semelhante em ambas as comunidades.

3.4.6.2 - Destino da soqueira

Denomina-se soqueira de algodão o conjunto de plantas de algodão

que remanescem na lavoura depois de efetuada a colheita da pluma bruta (com

caroço). Tratar-se de planta de algodão já colhida ou abandonada. Segundo a

EMPAER-MT (1997), a destruição da soqueira tem alta importância profilática no

controle do bicudo (Anthonomus grandis Boheman 1843), lagarta rosada

(Pectinophora gossypiella Saunders), broca da raiz (Eutinobothrus brasiliensis

Hamboleton) e ramulose (Colletotrichum gossypii South variedade

Cephalosporiordes A.S. Costa). Por isso, a destruição da soqueira de algodão, logo

após o encerramento da colheita, por lei, é uma prática obrigatória (EMPAER-MT,

1997; EMBRAPA, 2003b).

Diante dos procedimentos adotados, a freqüência observada em C

foi

maior que a esperada para a categoria dos que colocam gado e também para os

que não eliminam a soqueira de algodão. As diferenças (χ

; α < 0,05) são que em C

98,7 % dos agricultores não colocavam gado na soqueira, mas 92,31 % a

eliminavam, enquanto que em C

62,1 % colocavam gado na soqueira, mas 25,26 %

não a eliminavam (TAB. 3.10ν

νν

). Os que eliminavam a soqueira o faziam cortando,

arrancando, queimando os restos ou gradeando a área da lavoura.

O destino dado às soqueiras de algodão constitui-se em um indicador

de risco. O destino correto diminui a incidência de pragas e, por conseguinte,

também o volume e freqüência de uso de pesticidas que, por sua vez, reduzem a

exposição de não-alvos à contaminação, conforme discutido em RIEDER (1999).

Portanto, em C

, por ter havido mais “não eliminação de soqueiras” e

também maior uso das restêvas para alimentação de gado, assume-se que o risco

atribuído ao destino dado a soqueira, (R

CDPAH

soq

: C

> C

) foi maior que em C

3.4.7 - Medidas de proteção pessoal adotadas

Diante do risco de sofrerem intoxicações por pesticidas, os agricultores

adotaram medidas preventivas recorrendo a recursos diversos (vmpd), de caráter

higiênico (vmph), fitoderivados (vmpf), alimentares (vmpa) e indumentárias (vmpi).

Essas medidas foram valoradas (atribuídos valores) diante de seu potencial de

efetivamente beneficiarem (+), serem inertes (nulo) ou prejudicarem (-) o fim

desejado. Ao categorizar o potencial do efeito das medidas preventivas adotadas em

benéficas(+: 87,8 %), inertes(0: 2,0 %) e prejudiciais(-: 10,2 %), foi constatado que

suas freqüências nas duas comunidades não diferiram (χ

; α > 0,05). Enquanto que

ao serem atribuídos os valores 3, 2 e 1, respectivamente, por recurso com efeito

benéfico, inerte ou maléfico, os resultados para as medidas preventivas adotadas

(vmpt), estatisticamente (F;Tukey; α < 0,05), se diferenciaram nas duas

comunidades (Valor_C

= 2,647B; n

: 51; Valor_C

= 2,914A; n

: 47). Mas a

proporção de medidas prejudiciais (r

: 10,20 %) ou não (r

) foram similares nas

comunidades (C

; C

) (TAB. 3.11ν

νν

Várias medidas adotadas protegeram pouco e, às vezes, até

contribuíram para tornarem mais vulneráveis as pessoas à contaminação. O

manuseio de pesticidas sem a adoção de medidas e equipamentos adequados à

proteção pessoal, também está relatada num trabalho referente a região de

agricultura moderna de Cerrado nos municípios do Triângulo Mineiro (MG, Brasil)

(SCHNEIDER et al., 1998).

TABELA 3.11 - Expressão proporcional de variáveis consideradas nos sub-fatores “Medidas de Proteção Pessoal”, “Medidas de

Desintoxicação” e “Intoxicações por Pesticidas” e de todas as interações dos fatores H-P-A, segundo suas categorias de risco,em

comunidades cotonícolas(C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores, variáveis(ν

) e sub-

variáveis(ν

”)

Categoria focada(c

) ou de maior risco-

em cada variável

(em oposição à não-focada(c

) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade

do risco r

Expressão proporcional

e comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Interação dos fatores H-P-A: .............Continuação................Sub fator “Medidas de proteção pessoal-mpp”

Expressões relativas das categorias r

nesta variável mpp 1s 1(≅) 1s 1(≅) 1(=)

> Risco (r

) [Prejudiciais] 15,68(8/51)s

≅

4,25(2/47)s

≅

=10,20 (10/98)

:Preventivas(χ

=3,4880; GL=1;

n=98; α=0,0618)

< Risco(r

)[Não prejudiciais] 84,31(43/51)s

≅

95,74(45/47)s

≅

=89,79(88/98)

Sub fator “Medidas de desintoxicação de pessoas-mdp”

Expressões relativas das categorias r

nesta variável mdp 1s 1(Ir)≅ 1s 1(Ir)≅ 1 (=)

> Risco (r

) [Prejudiciais] 35,29(12/34)s

Ir ≅

37,83(14/37)s

Ir ≅

=36,61 (26/71)

:Curativas(χ

=0,0494; GL=1;

n=71; α=0,8241)

< Risco(r

)[Não prejudiciais] 64,70(22/34)s

Ir ≅

62,16(23/37)s

Ir ≅

=63,38(45/71)

Sub fator “Intoxicações por pesticidas-intox”

:Agentes intoxicantes

Não-

piretróides(OFo+OCa+OCl+OClFo)

50,00(31/62) s Ir ≅ 39,23 (51/130) s Ir ≅ =42,70 (82/192)

:Causas intoxicadoras

Dúbias(não identificadas) 34,92(22/63) s Ir ≅ 41,77 (33/79) s Ir ≅ =38,73 (55/142)

:Gravidade-intoxicações

Muito grave 32,25(20/62) s Ir ≅ 37,09 (46/124) s Ir ≅ =35,48 (66/186)

:Casos intoxicações

48”

Mais que uma vez/vítima 45,90(28/61) s Ir ≅ 55,64 (69/124) s Ir ≅ =52,43(97/185)

Expressões relativas das categorias r

nestas 4 variáveis em intox 4s 4 (Ir)≅ 4s 4 (Ir)≅ 4(=)

> Risco (r

) 40,72(101/248)s

Ir ≅

43,54(199/457)s

Ir ≅

=42,55(300/705)

Soma dos casos em intox

(χ

=0,52; GL=1; n=705; α=0,46)

< Risco(r

) 59,27(147/248)s

Ir ≅

56,45(258/457)s

Ir ≅

=57,44(405/705)

Expressões relativas das categorias r

nas interações H-P-A

6a; 8b; 13s

6(+);8(-);

6(Ir)≅;5(≅);

2(Ise)

a; 6b; 13s

6(+);8(-);

6(Ir)≅;5(≅);

2(Ise)

14(≠);13(=)

> Risco (r

) 45,68(1340/2933)b

53,91(2211/4101)a

≠50,48(3551/7034)

Soma dos casos em H-P-A

(**)

(χ

=49,297; GL=1; n=7034; α=0,000)

< Risco(r

) 54,31(1593/2933)a

46,08(1890/4101)b

≠49,51(3483/7034)

Obs.: Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];(Ise): Indicadora sem efeito; (Ir):Indicadora resultante Significância

pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

A variável “medidas preventivas” adotadas constitui-se em um

indicador de risco por pesticidas (R

CDPAH

vmpt

: C

= C

), assumindo-se, então, ter

havido risco similar em C

e C

, em face da diferença não-significante na proporção

de adotantes de medidas r

e r

, embora os resultados das valorações das medidas

adotadas possam sugerir ter havido melhor proteção em C

. Estudos mais profundos

então ficam sugeridos para este aspecto.

3.4.8 - Medidas curativas adotadas nos casos de intoxicações

As medidas supostamente curativas adotadas pelos cotonicultores,

diante de quadros de intoxicações, foram classificadas em: formais (vmcr),

alimentares (vmca), fitoderivadas (vmcf), higiênicas (vmch), diversas (vmcd) e de

todas somadas (vmct).

Estas medidas constituem-se em importantes indicadores de risco

diante do uso e manejo de pesticidas. Embora o processo inicial de intoxicação já

possa ter se instalado, a intervenção curativa adequada interrompe o

desenvolvimento de danos decorrentes, mas a inapropriada não.

Ao categorizar o potencial do efeito das medidas curativas adotadas

em benéficas (+: 57,7 %), inertes (0: 5,6 %) e prejudiciais (-: 36,6 %), foi constatado

que suas freqüências observadas e esperadas nas duas comunidades não diferiram

(χ

; α > 0,05), o que se confirmou também ao categorizá-las em prejudiciais (r

) ou

não prejudiciais (r

) (TAB. 3.11ν

νν

). Enquanto que ao serem atribuídos os valores 3,

2 e 1, respectivamente, para cada recurso com efeito benéfico, inerte ou maléfico, os

resultados para as vmct, estatisticamente (F;Tukey; α<0,05), não se diferenciaram

nas duas comunidades (Valor_C

= 2,205A; n

: 34; Valor_C

= 2,216A; n

: 37). Isto

significa que as vmct foram semelhantemente pouco eficazes nas duas

comunidades.

Em geral, em C

e C

os cotonicultores devem ter sido bastante

vulneráveis à intoxicações por pesticidas. Vários são os fatores que concorreram

para aumentar o risco com os agentes tóxicos usados. Entre os quais, algumas vmct

concorreram para agravar o problema, quando foram equivocadamente escolhidas e

incorretamente aplicadas. As indicações de medidas de socorro e curativas, por

exigência legal, devem estar expressas no rótulo, nas bulas e nas instruções

específicas dos fabricantes, além de serem encontradas na literatura especializada

sobre o assunto (Inf.Agropec.,1979a; MINISTÉRIO DA SAÚDE, 1985; ANDREI,

1996; SALAZAR CAVERO, 1998).

A variável “medidas curativas” adotadas constitui-se em um indicador

de risco por pesticidas (R

CDPAH

/vmct: C

= C

), assumindo-se, então, ter havido risco

semelhante em C

e C

, em face da similaridade das proporções r

e r

e das

valorações correspondentes antes referidas.

3.4.9 - Casos de intoxicações por pesticidas

A análise de impactos já produzidos por pesticidas, como intoxicações

ocorridas permitem ou facilitam entender o que já aconteceu. Assim, ao se tratar de

riscos por pesticidas (R

CDPAH

), estes se referem a o que provavelmente já aconteceu.

Entretanto, tais avaliações são úteis para indicar procedimentos corretivos e alertar

sobre riscos, agora sim, futuros, quando determinadas situações ocorrerem.

3.4.9.1 - Agentes intoxicadores

Pesticidas que já provocaram intoxicações são denominados aqui por

agentes intoxicadores. Então, resultam da concretização de um risco havido. Passa-

se de uma probabilidade de algo acontecer, para a constatação do acontecimento.

Pesticidas do grupo dos piretróides (OPi) ou suas misturas foram identificadas como

os responsáveis mais freqüentes (57,3 %) dos casos de intoxicações relatados no

período (1992-97) e comunidades estudadas (C

e C

) (TAB. 3.11ν

νν

45’

). Enquanto os

pesticidas organo sintéticos fosforados (OFo), foram responsáveis por 29,2 % dos

casos relatados de intoxicações. Os demais casos foram atribuídos a pesticidas de

outros grupos químicos (organo sintéticos clorados - OCl: 4,7 %, misturas com

clorados: 4,2 %, organo sintéticos carbamatos - OCa: 4,2 %). Ao se comparar a

distribuição das categorias de “agentes intoxicadores relatados”, entre comunidades,

as respectivas freqüências observadas e esperadas foram semelhantes (χ

; α >

0,05).

Entre os pesticidas, os inseticidas foram os que mais causaram

intoxicações. Essa predominância dos inseticidas (70,1 %), também foi constatada

por um estudo de GRANDO et al. (1998) nos casos atendidos pelo Centro de

Informações Toxicológicas de Santa Catarina (CIT/SC).

Nas safras consideradas (1992-97), das comunidades em questão (C

e C

), os pesticidas do OPi causaram mais de 80 % das intoxicações relatadas nos

anos de 1995-96, e em torno de 60 % nos demais anos, o que está coerente com a

adoção também mais freqüente do mesmo grupo de pesticidas naqueles anos.

Assim, ao uso mais freqüente do OPi está associado um crescimento de casos de

intoxicação atribuídos aos mesmos. Em Santa Catarina, GRANDO et al. (1998)

também verificaram que os piretróides constituíram o grupo químico mais envolvido

nos casos de intoxicações atendidos pelo CIT/SC. Sugere-se que o risco pretérito de

impacto global por pesticidas (R

CDPH:

) possa ter como um indicador neutro

importante a variável “agentes intoxicadores relatados-agintox”. Embora uma

intoxicação seja um fato concretizado antes só aventado por uma probabilidade

(risco) entre múltiplos efeitos danosos, os registros de freqüências de intoxicações

por agente químico, além de outras utilidades, são importantes sinalizadores do

impacto passado global. Portanto, agentes que tem causado maior número de

intoxicações, supõe-se que sejam também os que provocavam dano global maior

(ambiente exposto). Considerando a similaridade freqüencial nas categorias de

“agentes intoxicadores” nas duas comunidades sugere-se que a parcela atribuída

aos componentes desta variável no risco pretérito global (R

CDPH

agintox

= C

)

também deva ter sido semelhante em C

e C

, confirmando impactos concretos.

Assumindo-se que os pesticidas fosforados apresentam um potencial maior de

deixarem danos mais drásticos no ambiente e na saúde do homem, supõe-se que a

parcela devida aos “agentes intoxicadores” no risco global (R

CDPH

aginto

: ≠ entre

Safras: (1993 > 1995)) oscilou entre safras (1992-97), tendo sido mais elevado em

1993 e menor em 1995 (TAB. 3.8ν

νν

45”

). Agrotóxicos em uso continuado que já

causaram intoxicações numa comunidade cotonícola, sem melhorarem o sistema de

manejo dos mesmos, devem ser considerados ao se estimar riscos devido ao

conjunto de pesticidas usados num determinado lugar e época (R

CDPH

aginto

: espaço e

tempo)

3.4.9.2 - Conhecimento de causas

Vários aspectos de interação inadequada do homem-pesticida-

ambiente(H-P-A) concorreram para aumentar a exposição ao contaminante e os

conseqüentes riscos de danos à saúde. Entre tais têm-se: (a) o uso de indumentária

não apropriada ou deficitária; (b) jornadas de trabalho muito exaustivas; (c)

adversidades ambientais; (d) equipamentos de aplicação em condições inadequadas

e defeituosas; (e) não observância do prazo mínimo de re-entrada em lavoura

tratada; (f) uso de caldas fortificadas irregularmente; (g) falta de cuidados higiênicos.

Entretanto, em várias situações de casos de intoxicações ocorridas os seus

relatores, em ambas as comunidades (C

), similarmente, não conseguiram

associar (38,73 %), com convicção, suas causas de modo específico (TAB. 3.11ν

νν

Porém, no presente estudo, nas duas categorias de causas das intoxicações (r

conhecidas; r

- não conhecidas), a distribuição das freqüências observadas e

esperadas não foi discordante nas duas comunidades (χ

; α > 0,05), mas o foi nas

seis safras estudadas (1992-97) (χ

; α < 0,05), sendo que nos dois últimos anos

(1996-97) praticamente todas as vítimas associavam a intoxicação a alguma causa

especificada (TAB. 3.8ν

νν

Em outro estudo de 1983, RIEDER (1991) relata que 15,3 % das

vítimas reconhecem que a intoxicação se instalou devido ao fato de terem fumado

durante as aplicações de pesticidas. GRANDO et al. (1998) verificou que as

intoxicações do meio urbano, mais freqüentemente ocorrem por acidente, mas no

meio rural por motivos ocupacionais. Aceitando-se que as causas de intoxicações

são conseqüentes de interações inadequadas ou acidentais do homem com

pesticidas, e tendo havido semelhança nas freqüências observadas e esperadas das

categorias de conhecimento das mesmas (cocau) em C

e C

, assume-se que a

parcela devida a esta variável no risco global (R

CDPH

cocau:

= C

) nas duas

comunidades também foi semelhante. Mas esta semelhança não se confirmou ao

longo das seis safras (1992-97). Em contraste com as safras anteriores, os anos de

1996 e 1997, tinham poucos intoxicados que não fizeram associações entre efeitos e

causas. Assume-se, então, que o risco global (R

CDPH

cocau:

≠ nas safras: 1996-97 <

1992-95) foi distinto entre algumas safras estudadas. Nos anos em que houve mais

intoxicados com dúvidas sobre quais foram às causas efetivas que as levou a se

intoxicarem, pelo desconhecimento, estavam mais vulneráveis, e o risco então foi

maior que nos anos menos dúbios quanto as causas. Pode ter havido uma melhor

interação do homem com pesticida no ambiente, nas safras de 1996-97. O nível de

ignorância quanto ao perigo que estas armas químicas representam e sobre os

fatores que favorecem ou desfavorecem a contaminação, deixam o seu operador, e

demais expostos, proporcionalmente vulnerável ao potencial danoso dos mesmos.

3.4.9.3 - Gravidade dos envenenamentos

No presente estudo, 35,5 % e 64,5 % das intoxicações relatadas foi

qualificado, respectivamente, como muito graves e não muito graves, sendo

concordantes as freqüências observadas e esperadas nas duas comunidades (TAB.

3.11ν

νν

). As intoxicações qualificadas como muito graves (categoria r

), além da

menção do informante, foram aquelas em que a vítima relatou que se sentiu muito

mal e, por isso teve de recorrer ao atendimento de pronto socorro ou hospital e

assistido por médico, o que não significa ter havido óbito. Enquanto que as não

muito graves (categoria r

) foram aquelas que, no máximo, exigiram recorrer ao

médico, mas sem necessidade de internação em hospital ou pronto socorro. As

intoxicações nas seis safras (1992-97) apresentaram freqüências observadas e

esperadas não discordantes (χ

; α > 0,05) para as duas categorias (r

= 26,27 %)

(TAB. 3.8ν

νν

Pouco mais de 1/3 dos intoxicados recorreram à assistência médica

hospitalar. Estas comunidades, em primeiro momento de necessidade de

atendimento aos problemas de saúde, tinham o habito de recorrerem ao recurso do

saber popular e familiar, e de atendimento de farmácia. As freqüências observadas e

esperadas de intoxicações muito graves (r

) e não muito graves (r

), não foram

discordantes nas comunidades (C

e C

) e nos seis anos acompanhados (1992-97).

Isso leva a sugerir que o risco por pesticidas (R

CDAH

gravi:

= C

), interpretado a

partir desta variável, tenha se expressado semelhante nas duas comunidades e

também ao longo dos seis anos. Um outro estudo, com base nos atendimentos do

CIT/SC (1994-96), indicou que 90,7 % dos casos foram de intoxicação aguda e, em

todos os casos, 86,3 % dos pacientes se curaram, sem seqüelas (GRANDO et al.,

1998). No ano de 1996, a letalidade e intoxicações por pesticidas, na região Centro-

Oeste (7,25 %) superou o dobro da média do Brasil (3,09 %) FIOCRUZ/SINITOX

(1998).

3.4.9.4 - Quantidade de intoxicações

A quantidade de intoxicações sofridas constitui-se em um indicador dos

mais próximos do efetivo risco de danos globais por pesticidas e, também um bom

estimador do espectro e profundidade dos impactos efetivamente produzidos em

face da exposição e contaminação havida. Esta variável sintetiza um conjunto de

fatores (outros indicadores) que contribuíram para estabelecer um risco e deflagrar

efetivamente o dano.

A memória da história de vida relatada pelo agricultor, indica que mais

da metade (57,7 %) das vítimas sofreu mais de uma intoxicação, entretanto não foi

identificada discordância (χ

; α > 0,05) entre as freqüências observadas e esperadas

nas duas comunidades e nem no período estudado considerando as duas categorias

de intoxicações sofridas (1 - uma única vez; 2 - mais de uma vez).

Em 1983, na zona produtora de algodão do Município de Cáceres (MT)

foi encontrado que em torno de ¼ das famílias tinham mais de uma vítima entre os

seus integrantes, atingida por intoxicações (RIEDER, 1991). Outro estudo realizado

entre março de 1983 e maio de 1984, junto a agricultores de Santa Rosa (RS)

indicou que havia 42 % de suspeitas de intoxicação entre os agricultores aplicadores

de pesticidas, (GARCIA, s/d).

Normalmente as exposições aos pesticidas se concentram sobre o

operador ou poucas pessoas da família. Mas o operador é o mais vulnerável, devido

a sua exposição direta como continuada aos produtos químicos tóxicos. Embora

semelhante nas duas comunidades, é possível que o número mais elevado de

pessoas com intoxicações reincidentes (52,43 %) em relação não-reincidentes

(47,57 %) possa estar associado a vários fatores tais como: (a) quantidade de

aplicações, (b) amplitude do período dos tratamentos, (c) toxicidade dos produtos

usados, (d) concentração de pesticida nas caldas usadas, (e) uso de misturas, (f)

nível de preparo ou treinamento dos operadores e, (g) tempo de envolvimento com

pesticidas. A quantidade de intoxicados no espaço e no tempo é um bom indicador

sintético da situação do passado, do risco (R

CDPH

) havido, decorrente do uso e

manejo de pesticidas.

No presente estudo, a maior reincidência de intoxicações em mesmas

pessoas, sinaliza que o risco foi alto (R

CDPH

Qintox

= C

), embora semelhante, nas

duas comunidades (TAB. 3.11ν

νν

). Nas seis safras consideradas (1992-97), em

média, mais da metade (57,7 %) das vítimas por pesticidas foram intoxicados em

mais de uma oportunidade, mas em torno de das famílias atingidas tiveram

mais que um integrante intoxicado (TAB. 3.8ν

νν

No geral, foi constatada a ocorrência de um caso de intoxicação (CI)

relatado para cada seis oportunidades de adoção de produtos pesticidas (Op). Isto

permite as seguintes combinações básicas (entre agricultores-H, pesticidas-P e

safras-S) de situações possíveis de oportunidades (Op = H x P x S):

(a)Se um agricultor (H = 1), numa determinada safra (S = 1), adquirir

seis produtos pesticidas (P = 6), um deles causará um caso de intoxicação (CI = 1);

(b) Se um agricultor (H = 1) utilizar apenas um produto pesticida (P = 1)

por safra, em seis safras (S = 6) haverá uma em que se produzirá um caso de

intoxicação (CI = 1) por aquele pesticida usado;

cada um utilizando apenas um produto pesticida (P = 1), um dos usuários

desenvolverá um caso de intoxicação (CI = 1).

Outras combinações intermediárias podem ocorrer, desde que o

produto Op seja igual a seis (Op = H x P x S; Ex

: Op = 1 x 2 x 3; Ex

: Op = 1 x 3 x 2;

: Op = 3 x 2 x 1).

Portanto, a soma dos casos de intoxicações [∑Ci = ∑Op x (6)

-1

] podem

ser obtidos a partir da soma das oportunidades (∑Op) resultantes da interação dos

números de usuários de pesticidas, de produtos tóxicos adotados e de lavouras ou

safras agrícolas.

Uma versão de melhor aproximação de estimativa de casos de

intoxicação (CI) teria de levar em conta outros componentes importantes, como

intensidade ou freqüência de uso, tamanho das lavouras, jornada de trabalho, uso

de equipamentos de proteção (EPI), treinamento recebido.

Entretanto, nas comunidades C

e C

, no intervalo de 1998 a 2003,

período em que os agricultores abandonaram a cotonicultura, foram relatados casos

de intoxicações, apenas por 3 famílias informantes (ex-cotonicultores) entre as 15

mais tradicionais. Isto representou a ocorrência de 1 caso de intoxicação, em cada 2

anos, entre 15 agricultores.

3.5 - ESTUDO DE CORRELAÇÃO (TAB. 3.12)

3.5.1 - Relações entre agricultor, comunidade e área da

propriedade

Foi constatada, através de uma correlação (r) média, que à idade dos

lavoureiros corresponde uma variação inversa da escolaridade (r = -0,518; α =

0,0001) e direta de tempo de experiência total com lavouras de algodão (r = 0,514; α

= 0,0001).

A relação direta entre idade e tempo de experiência total com a

cotonicultura indicou tratar-se de uma atividade predominantemente tradicional entre

os agricultores pesquisados e, sua continuidade transmitida entre as gerações que

se sucedem. A correlação talvez não tenha sido mais acentuada em função de

interrupções e descontinuidades do exercício da atividade pelo agricultor ao longo

dos anos, assim como também pelo ingresso temporário, recente e de curta duração

de antigos agricultores na atividade. A relação inversa entre idade e escolaridade

deve estar confirmando que as oportunidades e condições para escolarização às

gerações mais jovens estão efetivamente melhorando com o passar dos anos.

A renda familiar mostrou-se estar, através de r

médio

, vinculada

diretamente (r = 0,597; α = 0,0001) com a área do estabelecimento agrícola. Na

proporção em que havia áreas maiores de estabelecimentos rurais a renda familiar

de seus proprietários também passava a ser crescente.

Houve sinalização (τ

ττ

Kendall

= 0,673; α = 0,000) que os intoxicados por

pesticidas com grau de escolaridade mais elevada tinham também mais

freqüentemente dificuldade de identificar as causas de intoxicação que os de

escolaridade menor. Existem, então, outros fatores indutores do resultado

mencionado. Esta relação inversa é contestadora que, a princípio, se poderia

esperar, carecendo, portanto de estudos mais profundos e específicos sobre o tema.

TABELA 3.12 -Correlação de Pearson (r), Kendall (

ττ

) e de Spearman (R

) entre as variáveis da interação Homem-Pesticida-

Ambiente, Cáceres, MT,Brasil.

Variável 1

(1)

Variável 2

(1)

Sgnificância

(α)

Área plantada Produção da lavoura 298 0,862 29,263 0,0001

Área plantada Consumo de pesticidas 298 0,733 14,700 0,0001

Consumo de pesticidas Produção da lavoura 185 0,643 11,375 0,0001

Área da propriedade Renda Familiar 83 0,597 6,706 0,0001

Época de plantio Término das aplicações 184 0,594 9,960 0,0001

Idade Tempo de experiência total 292 0,514 10,220 0,0001

Escolaridade Idade 293 -0,518 -10,343 0,0001

Tempo de experiência local Valor med. curativas Total (vmct) 39 -0,601 -4,580 0,0000

ττ

(α)

Agente intoxicante Período da intoxicação

179

τ=0,722

14,367 0,000

Anos do estudo (Escolaridade) Causas de intoxicações

142

τ=0,673

11,896 0,000

Causas de intoxicações Razões abandono cotonicultura

τ=0,714

2,474 0,006

Causas de intoxicações condensado Via d’ contaminação condensada

141

τ=0,991

17,436 0,000

Gravidade da intoxicação Sinais de intoxicação

186

τ=0,679

13,761 0,000

Intoxicações sofridas Razões abandono cotonicultura

τ=0,928

3,216 0,000

Tempo exper. local condensado Valor med. curativas. Total (vmct)

τ=0,798

7,052 0,000

(α)

Comunidade Tempo exper. local condensado

291 r

=0,696 SPSS 0,000

Comunidade Tempo de experiência local

292 r

=0,804 SPSS 0,000

Obs.:

(1)

-Decodificação de variáveis, conforme segue:

♦ Causas de intoxicação condensadas: (1:Adversidades ambientais, despreparo ao uso e manejo, falta de EPI; 2: Não identificadas ou outras); ♦ Período de intoxicação: (1: No período de estudo; 2:

Anterior ao período de estudo); ♦ Tempo Exper. local condensado: [ 1: ≤ que a média; 2: > que a média (8,476 anos)]; ♦ Valor das medidas curativas e preventivas: [ Resultam da soma dos

valores dos efeitos das várias medidas: indesejados ( valores negativos); Sem efeito; (valor nulo); desejados (valores positivos)] ; ♦ Via de contaminação condensada: (1: Dérmica e/ou inalatória;

2: Não identificada); ♦ Razões do abandono da cotonicultura: [0: Não apresentou; 10-30: relacionadas a pesticidas e pragas; 30-50: relacionadas a problemas de mão-de-obra e de saúde; 50-60:

relacionadas a resultados produtivos desestimulantes; 60-70: desconhecimento da atividade; 70-80: relacionada a dificuldades financeiras; 80-90: relacionadas a problemas de solo; 90-100:

oportunidade de mudança de atividade]; ♦ Intoxicantes: Grupo químico do pesticida: (1: Fosforados; 2: Piretróides; 3: Carbamatos; 4: Mistura com Piretróides; 5: Clorados; 6: Clorofosforados; 7:

Outros); ♦ Tempo exper. local condensado: [ 1: ≤ que a média; 2: > que a média (8,476 anos)]; ♦ Comunidades (1=Facão; 2=Barra Nova).

(2)

- Nas células, da coluna z, em que aparecem valores numéricos e não numéricos, as análises estatísticas foram efetuadas pelos programas SAEG-4.0 e SPSS , respectivamente

3.5.2 - Relações de aspectos da cotonicultura local

Foi constatado, no geral (

ττ

= 0,798; α = 0,000), que o grupo de

agricultores com tempo de experiência local maior que a média, na atividade

cotonícola, escolhia medidas curativas desintoxicantes mais adequadas que o grupo

com menor tempo de vivência. Mas quando o tempo de vivência local não foi

agrupado, havia uma relação inversa significante (r = -0,601; α = 0,0000) entre este

tempo e a respectiva soma dos valores das medidas curativas desintoxicantes por

eles adotadas. Isso pode estar significando a instalação de um fenômeno de

familiarização com o perigo, de desorientação ou de falta de assistência competente,

no que se refere a cuidados com a saúde, nas comunidades cotonícolas, com o

passar dos tempos de dedicação na atividade.

Os atrasos nos plantios implicaram (r = 0,594; α = 0,0001) no

retardamento da finalização das aplicações de pesticidas nas lavouras.

A variação da área plantada foi acompanhada, no mesmo sentido, da

variação na produção (r = 0,868; α = 0,0001) e do volume (r = 0,733; α = 0,0001) de

pesticidas lançados nas lavouras.

A evolução no volume de algodão produzido, esteve acompanhado de

variações, em mesmo sentido, de consumo (r = 0,643; α = 0,0001) de pesticidas.

3.5.3 - Algumas relações com intoxicações

O número de intoxicações sofridas e o receio de sofrê-las se

relacionavam positivamente (

ττ

= 0,928; α = 0,000) com a desistência de safras

seguintes. Mas a desistência também incluía motivos relacionados à deficiência de

mão-de-obra, resultados produtivos não compensatórios, carência de recursos

financeiros, enfraquecimento do solo e oportunidade de mudança de atividade.

Houve uma tendência de mudança (

ττ

= 0,722; α = 0,000) dos principais

grupos de pesticidas causadores de intoxicações, entre o período do presente

estudo (principalmente OFo e OPi e, com menor freqüência OCa) e o anterior (além

de OFo, OCa, também a presença de OClFo e OCl).

As causas que levaram o agricultor a se intoxicar e os motivos que o

conduziram a desistir da atividade cotonícola também estão associadas (

ττ

= 0,714; α

= 0,006). Foi constatado haver relação direta (

ττ

= 0,991; α = 0,000) entre a

identificação ou não-identificação da causa que desencadeou o processo de

contaminação e a via de entrada do agente intoxicante no organismo da vítima.

A gravidade relatada dos casos de intoxicações apresentou associação

(

ττ

= 0,679; α = 0,000) com a especificidade dos sinais e sintomas mencionados.

3.6 - RESUMO DOS ASPECTOS ESTUDADOS (TAB. 3.13ν

νν

)

3.6.1 - A magnitude das variáveis (

νν

i = 1

)

3.6.1.1 - No espaço avaliado (C

; C

)

Das 48 variáveis consideradas (

νν

), apenas três estavam divididas em 2

sub-variáveis cada uma, todas binomiais [2 categorias: focada (

) e não-focada

(

)]. Isto constituiu 51 categorias

e, em oposição, outras 51 categorias

Diante das variáveis consideradas, as categorias focadas (

) que

apresentaram, estatisticamente (χ

; α < 0,05), proporção maior de atores, foram:

1) Na comunidade C

- nascidos em Estados não-tradicionais em cotonicultura (C

: 44,89 %;

: 5,66 %), migrantes que não passaram por regiões mais desenvolvidas (C

: 41,83

%; C

: 11,87 %), cujas famílias tinham renda anual não superior a média geral (C

96,87 %; C

: 54,9 %), sendo estas categorias das variáveis do fator H, (TAB. 3.1);

- usuários de produtos da classe altamente tóxica (C

: 59,11 %; C

51,46 %) e maior número (diversidade) de produtos comerciais (C

: 21 C

: 15) e

grupos químicos (C

: 7; C

: 5), sendo estas categorias das variáveis do fator

Pesticidas (P) (TAB. 3.2 e TAB. 3.3);

- que possuíam unidades de produção com área não superior a 5 ha

: 83,18 %; C

: 7,40 %), e com relevo mais acidentado(C

: 87,61 %; C

:18,51 %),

sendo estas categorias das variáveis do fator Ambiente (A) (TAB. 3.5 e TAB. 3.6);

- que tinham tempo de vivência na cotonicultura menor que a média

geral (C

: 67,30 %; C

: 47,82 %), executavam semeaduras de algodão em épocas

não recomendadas (C

: 17,02 %; C

: 1,12 %), obtinham produtividades maiores que

a média (C

: 55,75 %; C

: 40,54 %), sendo estas categorias das variáveis do sub-

fator “aspectos da cotonicultura local” da interação “H-P-A” (TAB. 3.7);

- que iniciavam mais cedo (C

: 90,42 %; C

: 79,59 %) e encerravam

mais tarde (C

: 25,53 %; C

: 2,04 %) os tratamentos com pesticidas nas lavouras,

efetuavam mais que 9 aplicações por safra (C

: 55,31 %; C

: 27,55 %), sendo estas

categorias das variáveis do sub-fator “aspectos do uso e manejo de pesticidas” da

interação “H-P-A” (TAB. 3.7).

2) Na comunidade C

- que possuíam unidades de produção com vegetação natural mais

escassa e menos conservada (C

: 46,90 %; C

: 80,42 %), águas mais próximas das

aplicações de pesticidas (C

: 5,30 %; C

: 64,55 %), solos de menor poder de

adsorção (C

: 9,73 %; C

: 80,42 %), fauna mais diversa e com mais não-alvos

próximos (C

: 38,93 %; C

: 85,71 %), sendo estas categorias das variáveis do fator

Ambiente (A) (TAB. 3.5 e TAB. 3.6);

- que consideravam pesticida bom àquele que era mais persistente -

entre outros atributos (C

: 2,67 %; C

: 23,86 %), tinham área plantada de algodão

maior que a média geral (C

: 13,39 %; C

: 51,59 %), obtiveram produção maior que

a média geral (C

: 20,35 %; C

: 45,40 %), sendo estas categorias das variáveis do

sub-fator “aspectos da cotonicultura local” da interação “H-P-A” (TAB. 3.7);

- que aplicavam volume de pesticidas (por lavoura) maior que média

geral (C

: 17,10 %; C

: 30,57 %), sendo esta categoria da variável do sub-fator

“aspectos do uso e manejo de pesticidas” da interação “H-P-A” (TAB. 3.9);

- que adquiriam os produtos pesticidas sem receituário agronômico (C

89,18 %; C

: 96,51 %) e em comércio irregular (C

: 26,53; C

: 85,00 %), sendo estas

categorias das variáveis do sub-fator “aquisição e armazenagem de pesticidas” da

interação “H-P-A” (TAB. 3.10);

- que não eliminavam apropriadamente a soqueira de algodão após a

colheita (C

: 7,69 %; C

: 25,26 %), sendo esta categoria da variável do sub-fator

“medidas de proteção ambiental” da interação “H-P-A” (TAB. 3.10);.

Mas C

e C

apresentaram proporção semelhante (χ

; α> 0,05) de

atores:

- que tinham 45 anos ou mais de idade (49,82 %), eram sem

escolaridade (40,27 %) e possuíam mais de 4 pessoas na família atual (48,12 %),

sendo estas categorias das variáveis do fator Homem(H) (TAB. 3.1);

- que usaram produtos comerciais: mais de 3 por safra (17,33 %), a

base de metil paration (26,83 %), pertencentes a grupos químicos não-piretróides

(57,03 %), sem piretróides em sua formulação (50,18 %), com ingredientes ativos do

grupo dos organo-sintético fosforados (47,55 %), de ação fumigante (36,34 %), de

ação sistêmica (22,74 %), altamente perigosos (37,40 %), sendo estas categorias

das variáveis do fator Pesticidas(P) (TAB. 3.2 e TAB. 3.3);

- cuja unidade de produção estava submetida ao clima Aw

mas com

lavouras menos protegidas do vento (74,83 %), sendo esta categoria da variável do

fator Ambiente (A) (TAB. 3.5);

- que usavam e manejavam os pesticidas com base em orientações

predominantemente de leigos (84,82 %), não eram proprietários das terras onde

cultivavam algodão (34,43 %), usavam predominantemente a força braçal para

desenvolverem suas lavouras (100 %), e colhiam o algodão manualmente (100 %),

sendo esta categoria da variável do sub-fator “aspectos da cotonicultura local” da

interação “H-P-A” (TAB. 3.7);

- que misturavam distintos produtos comerciais de pesticidas (por

ocasião do preparo das caldas) contrariando a legislação pertinente (40,36 %),

guardavam os produtos pesticidas em ambiente não-recomendado (80,89 %),

davam destino inadequado às embalagens vazias de pesticidas (16,66 %), sendo

estas categorias das variáveis, respectivamente, dos sub-fatores “aspectos do uso e

manejo de pesticidas” (TAB. 3.9), “aquisição e armazenagem dos pesticidas” e

“medidas de proteção ambiental” da interação “H-P-A” (TAB. 3.10);

- que usavam medidas prejudiciais de proteção pessoal (10,20 %) e

também de desintoxicação (36,61 %), sendo estas categorias das variáveis,

respectivamente, dos sub-fatores “medidas de proteção pessoal” e de “medidas de

desintoxicações de pessoas” da interação “H-P-A” (TAB. 3.11);

- que foram intoxicados por pesticidas não-piretróides (42,70 %), não

conseguiram identificar as causas ou vias da contaminação (38,73 %), apresentaram

quadro clínico muito grave (35,48 %) e já tiveram reincidência de intoxicações nas

mesmas pessoas (52,43 %), sendo estas categorias das variáveis do sub-fator “

intoxicações por pesticidas” da interação “H-P-A”(TAB. 3.11).

3.6.1.2 - No tempo avaliado (Safras de 1992 a 1997)

Das 48 variáveis consideradas (

νν

), apenas 15 foram incluídas no

estudo temporal. Em 2 se considerou duas sub-variáveis (

νν

36’

νν

36”

;

νν

48’

νν

48”

). As

expressões das variáveis, como das sub-variáveis, foram agrupadas binomialmente

[2 categorias: focada (c

) e não-focada (c

)]. Isto constituiu 17 categorias focadas e,

em oposição, outras 17 categorias não-focadas. De forma similar ao estudo

espacial, considerando cada variável ou sub-variável como um indicador de risco

CDPAH

), as categorias focadas (c

) foram definidas para representarem a situação

de maior risco (r

1 =

), enquanto as não-focadas (c

), de menor risco (r

= c

Diante das variáveis consideradas, as categorias focadas (c

f =

) que

apresentaram, estatisticamente (χ

; α<0,05), proporção diferente de atores, ao longo

das seis safras, foram:

-No fator P (TAB.3.4), o uso: (

νν

10:

)

de mais de 3 marcas pelo

agricultor em uma lavoura (r

maior, safra 1995: 26,0 %; r

menor, na safra de 1992:

2,7 %); (

νν

13:

) de produtos da classe altamente tóxica (r

maior, na safra de 1997:

62,6 %; r

menor, na safra de 1995: 43,4 %) e; (

νν

14:

) da classe de PPA altamente

perigosa (r

maior, na safra de 1993: 50,0 %; r

menor, na safra de 1995: 25,6 %).

-Nas interações dos fatores H-P-A (TAB. 3.8): (

νν

25:

) em ocupantes

não-proprietários (r

maior, na safra de 1997: 47,2 %; r

menor, na safra de 1993:

21,3 %); (

νν

28:

) área plantada maior que a média (r

maior, na safra de 1993: 55,3

%; r

menor, na safra de 1997: 13,9 %); (

νν

32:

) em encerramentos mais tardios dos

tratamentos das lavouras com pesticidas(r

maior, na safra de 1995: 24,7 %; r

menor, na safra de 1997: 2,8 %); (

νν

36’:

) com o uso de doses de pesticidas maiores

que 50 mL/ 20 L água (r

maior, na safra de 1996: 22,7 %; r

menor, na safra de

1992: 3,3 %); (

νν

36”:

) e também iguais a 50 mL/ 20 L água (r

maior, na safra de

100

1992: 96,9 %; r

menor, na safra de 1996: 49,6 %); (

νν

45:

) a presença do grupo dos

fosforados como causador de intoxicações (r

maior, na safra de 1993: 44,4 %; r

menor, na safra de 1995: 12,8 %) e; (

νν

46:

) quanto as causas não-identificadas das

intoxicações (r

maior, na safra de 1995: 69,2 %; r

menor, na safra de 1997: 0,0 %).

Contudo, as categorias focadas (c

f =

) que apresentaram,

estatisticamente, proporção semelhante (χ

; α > 0,05) de atores, ao longo das seis

safras, foram verificadas nas interações dos fatores H-P-A (TAB.3.4), nos casos de:

(

νν

32:

) início mais cedo dos tratamentos das lavouras com pesticidas (r

= 84,9 %);

(

νν

34:

) mais de 9 de tratamentos com pesticidas no ciclo das lavouras (r

= 41,1 %);

(

νν

35:

) adoção de mistura de diferentes marcas no preparo das caldas (r

= 40,4 %);

(

νν

37:

) volume de produto pesticida usado maior que média (r

= 23,9 %); (

νν

47:

)

intoxicações muito graves (r

= 26,3 %); (

νν

48’;

) mais de uma pessoa intoxicada por

família (r

= 10,9 %); (

νν

48”:

) mais de uma intoxicação sofrida por uma mesma

vítima (r

= 57,7 %).

3.6.2 – Riscos envolvidos ao ambiente e à saúde humana (R

CDPAH

)

3.6.2.1 - No espaço avaliado (C

; C

)

As análises permitiram reconhecer as 48 variáveis [3 (

νν

) com

duas sub-variáveis cada uma] anteriormente consideradas como indicadoras de

risco, todas categorizadas binomialmente (maior - r

e de menor - r

risco). Isto

resultou, ao todo em 51 categorias de maior risco (r

) e outras tantas de menor risco

). Duas variáveis (

νν

30,

νν

) foram qualificadas como indicadoras eventuais de risco,

mas não interferentes sobre o mesmo ou neutras. Mas 46 variáveis foram assumidas

como indicadoras efetivas de risco [41 interferentes e 5 resultantes (

νν

44,

νν

46,

νν

)]; 24 variáveis (uma -

νν

12,

com as duas sub-variáveis) apresentaram-se

estatisticamente semelhantes nas duas comunidades, diante das expressões em

suas 25 (49,01 %) categorias de maior risco - r

. Mas, 14 variáveis (27,45 %)

apresentaram expressões r

mais acentuadas em C

e 12 (23,52 %) em C

enquanto as manifestações relativamente menos acentuadas invertem os números

anteriores nas comunidades (TAB.3.13).

Houve semelhança em C

e C

na proporção expressa pelas categorias

: de 3 variáveis (

νν

) do fator H mas não em sua síntese (TAB. 3.1; TAB.

3.14); de 4 sub-variáveis (

νν

”,

νν

”,

νν

’,

νν

”)

e de 4 variáveis (

νν

) do

fator P inclusive em sua síntese (40,51 %) (TAB. 3.3 TAB. 3.14); de 1 variável (

νν

)

do fator A mas não em sua síntese (TAB. 3.5; TAB. 3.14); de 13 variáveis (

νν

) nas interações dos fatores H-P-A,

embora não em sua síntese (TAB. 3.14), mas sim nas de seus sub-fatores:

“intoxicações por pesticidas” (42,55 %), “medidas de desintoxicação” (36,61 %),

“medidas de proteção pessoal” (10,20 %) (TAB. 3.11), “medidas de proteção

ambiental” (17,11 %) (TAB. 3.10) e nos sub-sub fatores “domínio da atividade”

(51,47 %) e “regime de ocupação” (34,43 %) ambos do sub-fator “aspectos da

cotonicultura local” (TAB. 3.7). Embora havidas estas semelhanças, a preocupação

se mantém alta com a situação encontrada, pois as proporções assumidas por r

ultrapassam a referência de 1/3 no fator P (TAB. 3.3), em dois sub-sub fatores (TAB.

3.7) e em dois sub-fator (TAB. 3.11). Isto indica acentuadas deficiências na escolha

mais apropriada de pesticidas, no adequado preparo do agricultor para a

cotonicultura, na adoção de medidas curativas apropriadas em casos de

contaminação ou intoxicações por pesticidas, entre outras. Medidas de solução

destas carências precisam ser implementadas.

101

TABELA 3.13 - Resumo da comparação relativa de indicadores de risco devido aos

fatores homem -H, pesticida -P e ambiente -A e suas interações (H-P-A), em

duas comunidades cotonícolas (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades(C

e C

) / Valor Qualitativo das variáveis(Magnitude:a,b,s)

e Indicadores de Risco (VQIR:+,

,=;

≅

;

≠

;se)

Comparando

e C

pelo

Fatores, sub-fatores e

interações

Facão (C

) Barra Nova (C

) VQIR

Magnitude

da variável

VQIR Magnitude da

variável

VQIR (igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

a b s + -

≅

a b s + -

≅

≠

= se

•Fator Homem

(Cotonicultor)-H

3 3 3 3 3 3 3 3 3 3

•Fator Pesticidas Usados-P

3 8 3 8 3 8 3 8 3 8

•Fator Ambiente Alvo-A

2 4 1 2 4 1 4 2 1 4 2 1 6 1

•Interação H-P-A-

Aspectos da cotonicultura

local

3 3 4 3 3 4 2

3 3 4 3 3 4 2 6 4 2

•Interação H-P-A-

Aspectos do uso e manejo

de pesticidas

3 2 1 3 2 1 2 3 1 2 3 1 5 1

•Interação H-P-A-

Aquisição e armazenagem

de pesticidas

2 1 2 1 2 1 2 1 2 1

•Interação H-P-A-

Medidas de proteção

ambiental adotadas

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

•Interação H-P-A-

Medidas de proteção

pessoal adotadas

1 1 1 1 1

•Interação H-P-A-

Medidas de desintoxicação

adotadas

1 1 1 1 1

•Interação H-P-A- Casos

de intoxicação por

pesticidas

4 4 4 4 4

Totais

14 12 25 14 12 25 2 12 14 25 12 14 25 2 26 25 2

OBS.: (s) ou ≅ : Magnitude semelhante;

(a) ou (+) : Magnitude maior;

(b) ou (-): Magnitude menor;

(se): Sem efeito;

(=): Igual;

(≠):Diferente.

102

TABELA 3.14 - Síntese das expressões proporcionais das categorias de risco (r

) nos fatores Homem(H), Pesticidas(P),

Ambiente(A) e em suas interações, em duas comunidades cotonícolas (C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Comunidades e as Expressões de r

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores

Categoria focada(c

) ou de maior risco-

em cada variável

(em oposição à não-focada(c

) ou de

menor risco – r

; sendo r

+ r

=total)

Proporções de r

em C

[

%(n

)]

Relatividade do

risco r

em C

Proporções de r

[ %(n

)]

Relatividade do

risco r

em C

Expressão proporcional

e comparativa

(igual:=;

desigual:≠

≠≠

≠)

Fator Homem (H)

Expressões relativas das categorias r

de 6 variáveis do fator “H”

3a; 3s

3(+);3(≅)

3b; 3s

3(-);3(≅) 3(=);3(≠)

> Risco (r

)

48,24 (275/570)a + 33,29 (302/907)b +

≠39,06(577/1477)

Síntese no fator H

(**)

(χ

=32,9; GL=1; n=1477; α=0,000)

< Risco(r

)

51,75 (295/570)b - 66,70 (605/907)a -

≠60,93 (900/1477)

Fator Pesticidas usados (P)

Expressões relativas das categorias r

de 8 variáveis do fator “P”

3a; 8s

3(+);8(≅)

3b; 8s

3(-);8(≅) 8(=);3(≠)

> Risco (r

)

41,20 (1096/2660)s

≅

40,08(1717/4283)s

≅

=40,51(2813/6943)

Síntese no fator P

(χ

=0,845;GL=1;

n=6943; α=0,357)

< Risco(r

)

58,80 (1564/2660)s

≅

59,92(2566/4283)s

≅

=59,48(4130/6943)

Fator Ambiente (A)

Expressões relativas das categorias r

de 7 variáveis do fator “A”

2a; 4b 1s

2(+);

4(-);1(≅)

4a 2b; 1s

4(+);

2(-);1(≅)

1(=);6(≠)

> Risco (r

)

49,17 (389/791)b - 59,03(781/1323)a + ≠55,34(1170/2114)

Síntese no fator A

(**)

(χ

=19,450; GL=1; n=2114; α=0,000)

< Risco(r

)

50,82(402/791)a + 40,96(542/1323)b - ≠44,65(944/2114)

Interação dos Fatores H-P-A

Expressões relativas das categorias r

nas 27 interações H-P-A

6a; 8b; 13s

6(+),8(-),

13(≅); 2(Ise)

a; 6b; 13s

8(+),6(-),

13(≅);2(Ise)

14(≠);13(=)

> Risco (r

)

45,68(1340/2933)b

53,91(2211/4101)a

≠50,48(3551/7034)

Soma dos casos em H-P-A

(**)

(χ

=49,297; GL=1; n=7034; α=0,000)

< Risco(r

)

54,31(1593/2933)a

46,08(1890/4101)b

≠49,51(3483/7034)

Síntese geral (H+P+A + interações H-P-A)

Expressões relativas das categorias r

nas interações H-P-A

14a; 12b; 25s

14(+),12(-);

25(≅); 5(Ir), 2(Ise)

12a; 14b; 25s

12(+),14(-),

25(≅); 5(Ir), 2(Ise)

26(≠);25(=)

> Risco (r

)

44,57(3100/6954)b

47,21(5011/10614)a

≠46,16(8111/17568)

Soma dos casos em H-P-A

(**)

(χ

=11,715; GL=1; n=17568; α=0,0006)

< Risco(r

)

55,42(3854/6954)a

52,78(5603/10614)b

≠53,83(9457/17568)

Obs.:Relatividade qualitativa das proporções ou expressões em pauta: semelhante [s ou ≅]; maior [a ou +]; menor [b ou -]; Igual [=]; Diferente [≠];(Ise): Indicadora sem efeito; (Ir):Indicadora resultante;

Significância pelo teste χ

: (**): α < 0,01; (*):α < 0,05.

103

Mas as expressões de r

foram mais elevadas:

1) na comunidade C

-Em 3 variáveis (

νν

) do fator H e na síntese deste fator (C

48,24 %; C

: 33,29 %) (TAB. 3.1; TAB. 3.14); em 2 sub-variáveis (

νν

’,

νν

’) e 1

variável (

νν

) do fator P mas não em sua síntese (TAB. 3.3; TAB. 3.14); em 2

variáveis (

νν

) do fator A mas não em sua síntese (TAB. 3.5; TAB. 3.14); nas

interações dos fatores H-P-A em 1 variável (

νν

) do sub-sub fator “domínio da

atividade”, em 2 variáveis (

νν

) do sub-sub fator “algumas características do

cultivo” (TAB. 3.7), em 3 variáveis (

νν

) do sub-fator “aspectos do uso e

manejo de pesticidas”, mas não em suas sínteses (TAB. 3.9; TAB. 3.14);

2) na comunidade C

-Em 4 variáveis (

νν

) do fator A e na síntese deste fator

: 49,17 %; C

: 59,03 %) (TAB. 3.5; TAB. 3.14); na síntese das interações dos

fatores H-P-A (C

: 45,68 %; C

: 53,91 %) (TAB. 3.14) e em 1 variável (

νν

) do sub-

sub fator “domínio da atividade”, em 2 variáveis (

νν

) do sub-sub fator “algumas

características do cultivo” e nas sínteses deste (C

: 52,12 %; C

: 61,95 %) e de seu

sub-fator “aspectos da cotonicultura local” (C

: 48,71 %; C

: 57,00 %) (TAB. 3.7), em

2 variáveis (

νν

) do sub-fator: “aspectos do uso e manejo de pesticidas” e na

síntese deste (C

: 45,28 %; C

: 51,01 %) (TAB. 3.9), em 2 variáveis (

νν

) do sub-

fator “aquisição e armazenagem de pesticidas” e na síntese deste (C

: 62,75 %; C

90,71 %), e em 1 variável (

νν

) do sub-fator “medidas de proteção ambiental” mas

não em sua síntese(TAB. 3.10).

Apesar de r

apresentar-se menor, nestes aspectos, em uma das

comunidades, a sua proporção síntese, em nenhum dos casos se expressa inferior a

1/3, o que requer implementação de medidas minimizadoras (redução da proporção

de r

) em ambas as comunidades (TAB. 3.14). Analisando a parte as proporções

mais elevadas, em C

significam que, os cotonicultores estiveram mais vulneráveis

aos pesticidas, quanto a seu perfil sócio-cultural para esta atividade, e ao seu nível

de preparo, tanto para trabalhar com pesticidas como para se protegerem. Em C

cotonicultores possuíam o fator ambiental mais frágil, tornando-os mais vulneráveis

aos pesticidas. Esta maior vulnerabilidade também foi constada em conseqüência

da(o)s: forma inadequada de interagirem com pesticidas no ambiente, isto desde a

aquisição dos agrotóxicos, manejo e armazenagem dos mesmos; características de

cultivo adotados e; nível de preparo para evitarem contaminação ambiental. Apesar

de C

representar uma comunidade mais tradicional na cotonicultura local, as

carências estão identificadas e requerem ações corretivas.

Em síntese, das 51 categorias focadas (f

) ou de maior risco (r

) dos

aspectos analisados, 25 expressaram proporção similar nas duas comunidades, mas

26 não, tendo havido 14 mais expressivas em C

e 12 em C

(TAB. 3.13). Apesar

disto, pelas expressões da categoria de maior risco (r

) de todos os fatores e

interações (H+P+A+ H-P-A), a comunidade C

diferenciou-se, de forma mais

expressiva, de C

: 44,57 %; C

: 47,21 %) (TAB. 3.14).

Isto revela que C

, diante do conjunto de variáveis e fatores avaliados,

no período considerado, esteve mais vulnerável ao potencial danoso de pesticidas,

ou seja, o R

CDPAH

deve ter sido mais acentuado em C

(TAB. 3.14). Embora tenha

sido constatada esta diferença, em ambas as comunidades, a proporção síntese

final da categoria de maior risco foi elevada (r

> 46 %). Esta situação requer

intervenções educativas, assistenciais, fiscalizadas e de criação ou oferta de

alternativas mais eficazes neste sistema, no sentido de minimizar riscos de danos,

ao ambiente e ao homem, com o uso destas armas químicas.

104

3.6.2.2 - No tempo avaliado (Safras de 1992 a 1997)

De um conjunto de 15 variáveis e 2 sub-variáveis consideradas, no

período estudado (1992-97), foi constatado que 37,63 % de todos os casos

contabilizados, se enquadravam na categoria que assumiu o risco maior (r

) (TAB.

3.15). Dez das dezessete categorias r

apresentaram, nas seis safras (1992-97),

distribuição de freqüências observadas discordantes das esperadas. Isto significa

que as categorias de risco destas variáveis variaram nas safras.

Houve semelhança nas safras na proporção expressa pelas categorias

: de 4 variáveis (

νν

) no sub-fator “aspectos do uso e manejo de

pesticidas - amp” e em sua síntese (36,93 %), como também em de 2 variáveis -

uma com 2 sub-variáveis (

νν

’,

νν

”) no sub-fator “intoxicações por pesticidas –

intox” e em sua síntese (31,30 %), pertencentes a interação dos fatores H-P-A; nas

sínteses do sub-fator “aspectos da cotonicultura local - acl” (35,88 %) e das

interações H-P-A (36,04 %).

As proporções assumidas por r

ultrapassam a referência de 1/3, nos

casos de semelhanças entre anos, em 3 (

νν

) de 4 variáveis (

νν

) do sub-fator “amp” e em 1 (

νν

”) de 2 (

νν

’,

νν

”) do sub-fator “intox”. De

forma, similar aos comentários feitos para as comunidades, isto evidencia

deficiências no adequado preparo do agricultor para lidar corretamente com a

cotonicultura e com os pesticidas usados. Este quadro também se confirma pela alta

proporção de mais de uma intoxicação de vitimados por pesticidas. Estas carências

precisam ser urgentemente resolvidas, merecendo atenção prioritária.

Mas as expressões de r

apresentaram-se, em algumas variáveis, (a)

mais elevadas nas safras de 1992 (

νν

”, r

= 76,9 %), 1993 (

νν

, r

= 50,0 %;

νν

, r

55,3 %;

νν

”, r

= 44,4 % ), 1995 (

νν

, r

= 24,7 %;

νν

, r

= 69,2 %), 1996 (

νν

, r

29,2 %;

νν

’, r

= 22,7 %), 1997 (

νν

, r

= 62,6 %;

νν

, r

= 47,2 %) e, por outro lado,

(b) mais baixas nas safras de 1992 (

νν

’, r

= 3,3 %), 1993 (

νν

, r

= 2,1 %;

νν

, r

21,3 %), 1995 (

νν

, r

= 43,4 %;

νν

, r

= 25,6;

νν

, r

= 12,8 %), 1996 (

νν

”, r

= 49,6

%) e 1997 (

νν

, r

= 13,9 %;

νν

, r

= 2,8 %;

νν

, r

= 0,0 %). Observa-se que a safra

de 1994 é a única que não possui situações extremas de r

, portanto, destituído de

casos mais elevados e de mais baixos.

Apenas o fator P, entre os sub-fatores e fatores analisados, expressou

proporção diferenciada dos r

ao longo das seis safras, assumindo valor mais baixo

em 1995 (r

11995

= 33,26 % < r

11992,1993,1994,1996,1997

: 40 a 47 %; n = 1952; χ

= 20,89;

GL = 5; α = 0,0008) (TAB. 3.8).

Ao efetuar-se a reunião das expressões de maior risco (r

) de todos os

fatores e interações (H+P+A+ H-P-A) as safras de 1995 (r

= 34,76 %) e de 1992 (r

= 41,43 %) assumiram, respectivamente o menor e o maior valor, diferenciando-se

assim (n = 6691; χ

= 13,205; GL = 5; α = 0,0215) (TAB. 3.15).

No conjunto de variáveis e fatores avaliados, nas duas comunidades

, C

), tem-se que a vulnerabilidade oscilou nas safras (1992-1997) diante do

potencial danoso de pesticidas, ou seja, o R

CDPAH

foi menos acentuado em 1995.

Além destas diferenças, os casos da categoria de maior risco (r

) em

cada uma das seis safras ultrapassaram a proporção de 1/3 (r

> 33 %).

105

TABELA 3.15 - Freqüência das categorias de risco ao ambiente e à saúde humana,

diante dos fatores “H-homem, P-pesticida, A-ambiente” e de suas interações, em

duas comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil, safras 1992-97.

Safras agrícolas e as freqüências observadas por

categoria de risco

Variáveis

Categorias de maior

risco (r

), em

oposição as de menor

risco (r

)

1992 1993 1994 1995 1996 1997 Geral

Fator

Pesticidas usados

(>3 produtos)

1 1 10 19 14 7 52

: Pacote pesticida

usado

(**)

(

≤

3 produtos)

36 46 49 54 34 29 248

(CT I)

54 71 97 92 75 62 451

: Classes

Toxicológicas

(*)

(CT II)

37 45 74 120 66 37 379

(PPA I)

45 57 70 54 46 35 307

Classes de

Periculosidade

Ambiental

(**)

(PPA

II)

46 57 96 157 95 64 515

Interação de fatores H-P-A

: Sub

fator “Aspectos da cotonicultura local

acl

”

(não

proprietários)

10 10 18 26 23 17 104

: Regime de

ocupação

(*)

(proprietários)

27 37 42 47 26 19 198

: Área plantada

(**)

(> média)

19 26 25 21 16 5 112

(

≤

média)

18 21 34 52 32 31 188

Sub-fator “Aspectos do uso e manejo de pesticidas-

amp

”

(

≤

30 dias)

- - 29 64 41 29 163

: Primeiro tratamento

(> 30 dias)

- - 6 9 7 7 29

(>4 meses)

- - 5 18 2 1 26

: Último tratamento

(**)

(

≤

meses)

- - 30 55 46 35 166

(> 9 )

- - 17 25 23 14 79

: Número de

tratamentos

(

≤

- - 18 48 25 22 113

(Sim )

22 29 51 87 57 42 288

: Mistura agrotóxicos?

(Não)

40 54 86 109 84 55 428

(> 50 mL )

3 4 11 18 32 13 81

’

(

≤

50 mL)

88 112 160 193 109 85 747

(= 50 mL )

70 83 116 124 70 60 523

: Dose

usada

(**)

”

(

≠

50 mL)

21 33 55 87 71 38 305

(> média )

- - 20 46 44 21 131

: Consumo de

pesticidas

(

≤

média)

- - 83 160 97 76 416

Sub

fator “Intoxicações por pesticidas

intox

”

(Fosforado )

2 8 15 6 3 2 36

: Agente

intoxicante

(**)

(Outr

os)

9 10 22 41 17 3 102

(Não ident.)

2 3 11 18 1 0 35

: Causas da

intoxicação

(**)

(Identif. )

1 4 13 8 26 6 58

(Mt grave.)

3 6 6 11 8 2 36

: Gravidade da

intoxicação

(ñ mt grave )

4 9 31 34 19 4 101

(>1)

2 2 3 3 4 1 15

’

(1)

5 13 34 42 23 5 122

(> 1 )

4 7 20 26 19 3 79

: Casos de

intoxicações

”

(1)

3 8 17 19 8 3 58

nº 237 307 524 658 478 314 2518

:Maior risco

% 41,43 40,60 38,13 34,76 37,84 37,69 37,63

nº 335 449 850 1235 785 519 4173

:Menor risco

% 58,56 59,39 61,86 65,24 62,15 62,30 62,36

Total geral

1995=34,7 % <

1992,1993,1994,1996,1997:

37,5 a 41,5 % n=6691;

=13,205; GL=5;α=0,02150)

Total de casos (Σ n)

572 756 1374 1893 1263 833 6691

Obs: Nas variáveis assinaladas com asteriscos (** ou *), as freqüências observadas discordam das esperadas (Teste χ

, α <0,01

ou 0,05

)

(1) –

Foi considerado que há maior risco quando a freqüência ou os valores assumidos por uma variável ultrapassa um referencial e, por

isso estariam induzindo a uma probabilidade maior de ocorrência de contaminação, acidentes e danos ambientais e humanos. Foi

considerado risco menor quando se tem a situação inversa da anterior.

106

Provavelmente estas oscilações temporais na expressão proporcional

das categorias de risco, tenham sido mais devido a intensa dinamicidade migratória

de atores à cotonicultura (ingressos e egressos). Entretanto, as expressões

reveladas em proporções preocupantes na categoria de risco maior (r

), ao longo

dos anos, sugerem ações eficazes para o alcance de declínio sucessivo e não

oscilatório nos próximos anos em áreas de cultivo de algodão. Sugere-se, como

proposta razoável, nas atividades agrícolas dependentes de pesticidas, o

estabelecimento de metas e ações que venham, em curto prazo, reduzir o maior

risco (r

) para valores abaixo de 1/3 e com coeficiente de variação menores a 20 %.

3.7 - DINÂMICA DA ATIVIDADE COTONÍCOLA EM MT

O início da cultura do algodão em MT é retratado em PARO (2000).

Mas enfocando os últimos 30 anos os acompanhamentos, relatos de envolvidos com

a atividade e as constatações próprias indicam profundas modificações no que se

refere: (1) a tecnologia de produção utilizada, (2) a mão-de-obra envolvida, (3) ao

tipo de relação e dependência do agricultor com o mercado fornecedor e comprador,

(4) a distribuição dos municípios cultivadores, (5) ao processamento fabril da

produção, (6) a interdependência onerosa e distante entre regiões produtoras e

industrializadoras do algodão, e (7) aos métodos de controle de pragas, estes

fortemente induzidos por imposição legal e influência do movimento ecológico com

vistas à busca da minimização de impactos e do desenvolvimento auto-sustentado.

3.7.1 - Tecnologia de produção utilizada

Neste início do século XXI (2000-2004) a cotonicultura no MT está

estruturada em alicerces altamente tecnicificados visando a competividade no

mercado nacional e internacional. O preparo do solo, o plantio, os tratos culturais e

fitossanitários, a colheita, o transporte e processamento da produção são efetuados

predominantemente pela força motomecânica de alta capacidade, e em muitos

casos, de forma sofisticada. Os materiais genéticos, pesticidas, fertilizantes,

máquinas e equipamentos de última geração vêm sendo crescentemente

demandados pelo setor. O cotonicultor tradicional do século passado está cada vez

mais em extinção, sendo substituído pelo “empresário do algodão” continuamente se

atualizando para produzir conforme as perspectivas de potencial de demanda

internacional, utilizando o que há de melhor no processo produtivo, otimizando os

fatores de produção, se organizando em associações para dar sustentabilidade

técnica, econômica e política ao setor.

Entretanto até a última década do século passado (XX) a atividade

cotonícola estava tradicionalmente baseada no pequeno agricultor com uso

predominante da força familiar, comercialmente viabilizada por intermediários na

maioria dos municípios produtores. Mas também foi nessa década que o modelo

predominante desta atividade mudou de forma marcante. Este quadro de mudança

foi fortemente influenciado por acréscimos substâncias, em curto prazo, de

investimentos à viabilização da grande produção, colheita mecânica e, com a

implantação de beneficiadoras, com processamento na própria região produtora.

3.7.2 - Mão de obra envolvida

A cotonicultura regional do século XXI, no MT, está baseada no uso

primordial da motomecanização, sendo a mão de obra envolvida restrita

principalmente a operação destas e ao gerenciamento dos negócios. Portanto

requerendo alta qualificação e presumidamente bem remunerada. Enquanto que o

modelo anterior, baseado na produção familiar, usava essencialmente a força braçal,

podendo no preparo do solo e tratos culturais iniciais haver uso de tração animal ou

trator, este último com presença progressiva nas últimas décadas. Esta cotonicultura

107

baseada na pequena produção usava intensamente a mão-de-obra familiar e

também, sazonalmente, mão-de-obra contratada, em especial na colheita. A

qualificação desta mão-de-obra não era diferenciada da tradicional, sendo a

remuneração baseada nos padrões vigentes para o servidor braçal, tarefeiro ou

estabelecido um referencial de produtividade, como, por exemplo, arrobas catadas

na colheita. Esta cotonicultura, altamente dependente de pesticidas, no modelo

passado colocava muitos trabalhadores, freqüentemente, em área relativamente

pequena, a intensa exposição aos pesticidas por ocasião das aplicações, mantendo

elevado, assim, o risco de sua contaminação e intoxicação por agrotóxicos. O risco

de contaminação e de danos ambientais diante dos dois modelos é algo que ainda

necessita de avaliação comparativa.

3.7.3 - Relação entre cotonicultor e mercado

A cotonicultura deste início de século XXI em MT quase não tem mais

aquela rede de intermediação comercial que se mantinha nesta atividade do século

passado. Naquela ocasião os fornecedores de insumos e os compradores de

algodão (Ex.: Empresários em SP) estavam geograficamente distantes das lavouras

(Ex.: Agricultores em MT) e forneciam os insumos e equipamentos ao plantador de

algodão, anotando em caderneta. Compravam a produção e, no final faziam o acerto

de contas, baseado em preços e juros estabelecidos unilateralmente pelos

intermediários. Alguns agricultores identificavam estes agentes como um “mal

necessário”, à sobrevivência da atividade e do agricultor. Atualmente, as

organizações de produtores ou grandes empresários rurais possuem estruturas de

beneficiamento instaladas na própria unidade de produção ou nas redondezas das

comunidades concentradoras da atividade. As aquisições de insumos passaram a

ser predominantemente mais diretas do fabricante ou dos grandes distribuidores

formais. No passado a relação de compra e venda estava mais alicerçada no

comércio informal. Os grandes produtores progressivamente vêm se organizando,

com freqüente apoio de políticas de Estado, no sentido de concretizar a

verticalização da produção e agregação de valores à mesma, de preferência

localmente. A orientação e assistência técnica ao cultivo, em especial a relacionada

ao uso e manejo de agrotóxicos ou pesticidas, predominantemente é prestado por

firmas especializadas no assunto que, prestam serviços desde a identificação da

necessidade de uso de produtos químicos, sua escolha, aplicação (sendo

constatado uso crescente da aviação agrícola), até a destinação final de

embalagens. Uma associação de produtores de algodão de MT (AMPA), inclusive

investe recursos em pesquisa e monitoramento ambiental, com vistas à minimização

de impactos com a atividade, em especial devida aos produtos químicos tóxicos e

ambientalmente perigosos usados na cotonicultura.

Enquanto pequenos cotonicultores, atuais e em potenciais, constatam

a necessidade de se organizarem coletivamente para permanecerem e competirem

com êxito neste mercado.

3.7.4 - O mapa da cotonicultura no MT (FIG. 3.1 e 3.2)

Nas três últimas décadas do século passado (XX) o algodão esteve

presente na agricultura de MT. O atual sudeste, sudoeste e norte do Estado tiveram

períodos em que a cotonicultura (predominantemente de pequenas áreas com base

na força braçal) constituiu-se em uma atividade de grande importância regional. Os

municípios de MT que haviam plantado as cinco maiores áreas de algodão, segundo

várias fontes (PARO, 2000; IBGE, 2004; INDEA-MT, 2004) foram em: (1) 1990 – 2

da região norte e 3 do sudoeste; (2) 1991- 1 do sudeste, 1 do norte, 1 do centro-

oeste e

108

FIGURA 3.1 - Municípios (em azul) com as cinco maiores áreas plantadas de

algodão no Estado de Mato Grosso, no período das safras de 1990-1996.

FIG URA 3.2 - Municípios (em azul) com as cinco maiores áreas

plantadas de algodão no Estado de Mato Grosso, no período das

safras de 1997-2002.

109

2 do sudoeste; (3) 1992 - 1 do centro-oeste, 2 do norte e 2 sudoeste; (4) 1993 - 1 do

norte e 4 do sudoeste; (5) 1994 – os 5 do sudoeste; (6) 1995 – 1 sudeste e 4 do

sudoeste; (7) 1996 – 1 do norte, 1 sudoeste e 3 do sudeste; (8) 1997 – 1 do centro-

oeste, 2 do sudeste e 2 do centro-leste; (9) 1998 – 1 do centro-oeste, 2 do sudeste e

2 do centro-leste; (10) 1999 – 1 do centro-oeste, 1 do sudeste e 3 do centro-leste;

(11) 2000 – 1 do centro-oeste, 1 sudeste e 3 do centro-leste; (12) 2001 – 1 sudeste,

1 do centro-leste e 3 do centro-oeste; (13) 2002 – 1 do sudeste, 2 do centro-leste e 2

do centro-oeste. Isto mostra que na primeira metade da década de 1990 os

municípios que mais plantavam algodão estavam no sudoeste, mas depois os

municípios que acumulavam as maiores áreas plantadas passaram a se situar no

sudeste, centro-leste e centro-oeste do Estado. A média de área plantada por

município entre 1990-1997 se manteve entre 828 e 1346 ha. Mas a partir de 1998

estas cresceram progressivamente de 1663 para 7455 ha. Porém as plantações de

algodão migraram no período de 1990-2002, entre 43 e 64 municípios (de 139

existentes em MT no ano de 2002). Depois que os principais municípios plantadores

de algodão se situaram no sudeste, centro-leste e centro-oeste a soma de área

plantada em MT passou a crescer acentuadamente a cada ano (de 42 mil para 412

mil ha), com exceção de 2002 a qual se reduziu um pouco (328 mil ha) em relação

ao ano anterior. Esta variação deve ter induzido incrementação semelhante de

pesticidas lançados no ambiente das lavouras e proximidades. Os riscos

conseqüentes do uso de pesticidas devem ter se expandidos espacialmente em

proporção semelhante ao crescimento de área plantada.

3.7.5 - A industrialização do algodão

Para a obtenção do algodão em pluma, o desencarroçamento do

produto colhido no MT só veio a ser efetivado no próprio Estado a partir da última

década do século passado. Antes disto o produto não-beneficiado era transportado

para outros Estados (Ex: MS, SP, GO) para nestes então ser processado.

Os produtores de algodão, empresários e o Estado vêm unindo forças

no final e início de século para industrializar a produção o mais próximo possível das

regiões produtoras, inclusive atraindo a indústria têxtil para tal. Isto estaria

agregando valores, reduzindo custo e tornando os produtos mais competitivos.

3.7.6 – Regiões produtoras e demandadoras de algodão

Fatores técnicos, sociais, econômicos e ecológicos, ainda no século

passado, fizeram com que as áreas produtoras de algodão se afastassem

progressivamente dos grandes centros consumidores de fibra vegetal. Além da

baixa remuneração do trabalho do agricultor, ao mesmo tempo, agregavam-se

custos ao produto final devido ao fator distância. Os fabricantes de insumos,

equipamentos e estruturas comerciais e de beneficiamento da produção não se

deslocavam, na mesma proporção, velocidade e sentido das regiões produtoras. O

desenvolvimento genético e dos sistemas de cultivo, principalmente a partir da

década de 1990, passou a ser efetivado nestas novas regiões produtoras. Um fator

que contribuiu para tal foi à possibilidade da produção de algodão de fibra longa e de

boa qualidade em regiões com tipo climático mais favorável, como é o caso de MT.

Embora o grande mercado consumidor de fibra e de óleo vegetal

resultante do algodão esteja afastado do mapa atual das lavouras, os principais

fatores que afetam os custos vêm sendo equacionados, em especial pela

modernização das organizações e estruturas de suporte aos processos envolvidos.

O acesso enormemente facilitado, nos últimos 15 anos, a informação tecnológica e

comercial, a comunicação de abrangência mundial e imediata, a melhoria das

condições de transporte e o barateamento da mesma contribuíram muito para os

agronegócios brasileiros mais competitivos, entre estes os do algodão. Isto nos

110

mostra que o tipo de dependência entre as regiões produtoras, intermediadoras e

demandadoras de algodão no início do século XXI é diferente daquela que havia em

um passado recente. A atual está mais vinculada a soluções virtuais imediatas entre

atores, enquanto no passado fatores físicos limitavam o êxito das transações.

3.7.7 - Fatores bióticos concorrentes em lavouras de algodão

As lavouras de algodão são consideradas como altamente

dependentes de pesticidas. Esta idéia se estabeleceu pelo fato desta planta atrair

vários insetos e ácaros que sugam a seiva ou se alimentam de partes da planta,

danificando-a. Com o desenvolvimento do controle químico destas pragas os danos

às plantas foram diminuídos expressivamente. De modo que se evidenciou uma

enorme diferença nos resultados produtivos de lavouras não-tratadas em relação às

tratadas quimicamente. Por outro lado o uso indiscriminado e de doses

inapropriadas, as aplicações freqüentes de certos pesticidas durante o ciclo da

lavoura, a não eliminação de soqueiras e a continuidade de uso de mesmos

pesticidas nas safras subseqüentes favoreceram o desenvolvimento de mecanismo

de resistência em algumas espécies e a eliminação de outras. Isto estabeleceu certo

desequilíbrio ecológico, e um novo equilíbrio pouco estável e pesticida-dependente.

Assim, as demandas tanto em tipo, como em quantidade e freqüência de aplicações

de pesticidas se requeriam. Produtos do grupo químico de organo sintéticos

clorados, bastante usados em lavouras de algodão até meados da década de 1980,

devido as suas características, facilitavam o desenvolvimento do mecanismo de

resistência, da dependência progressiva e de danos colaterais e altamente

impactantes na rede de espécies da cadeia trófica.

Pelo menos em MT, até a penúltima década do século passado (XX) a

grande demanda por pesticidas era para controle de pragas (insetos e ácaros).

A partir da década de 1990 a praga do bicudo (Anthonomus grandis)

demarcou uma época por induzir a diversificação de produtos usados, intensificarem

a aplicação dos mesmos e, também por enfatizar medidas preventivas. As

prevenções baseavam-se na obrigatoriedade de eliminação de soqueiras, em alertas

e ações rigorosas de controle fitossanitário nas fronteiras do Estado, em especial

nas rodovias, reduzindo o risco de ingresso de material infestado, e no

monitoramento de lavouras, baseado em armadilhas atrativas feromoniais.

No início da década de 1990, em algumas localidades (Ex. Pontes e

Lacerda, Jauru, SJ dos Quatro Marcos, Mirassol D’Oeste), houve progressiva

procura por pesticidas para controle de doenças (Ex.: ramulária, ramulose) que

criavam danos expressivos nas lavouras. Isto se deveu a introdução de cultivares de

fibra longa (Acala) susceptíveis aos agentes causadores destas doenças.

Os pesticidas para controle de vegetais (herbicidas), em regiões de

cultivo de algodão, depois de meados da década de 1990, passaram a ser usados

progressivamente com a instalação de lavouras mecanizadas inclusive as colheitas.

Estas lavouras, geralmente com áreas pelo menos cinco vezes maiores que as de

sistema tradicional passaram a ser preparadas através do uso de herbicidas visando

o plantio direto. O processo de mecanização da cotonicultura também requeria

procedimentos de dessecagem à colheita, visando a padronização das condições

para tal. Isto passou a ser executado através de produtos herbicidas-dessencantes.

Resumidamente, a dinâmica evolutiva dos sistemas de controle dos

concorrentes bióticos das lavouras de algodão no MT vem sendo influenciada por

vários fatores, entre os quais: (a) impositivos legais; (b) avanços em conhecimentos;

requerimentos sócio-econômicos; (f) dinamicidade e características dos bioagentes

adversos do algodão e de seus predadores.

111

O desenvolvimento de pesticidas do grupo dos piretróides foi

estimulado pelas restrições de uso de clorados, a partir de 1985. Estes por sua vez,

embora menos perigosos para seres de sangue quente, em geral atuam

nocivamente sobre abelhas e facilitam a explosão populacional de ácaros. Isto induz

o uso mais acentuado de acaricidas específicos. Com disseminação da praga do

bicudo, na década de 1990, intensificam-se as doses e as freqüências de aplicações

de pesticidas e estabelecem-se medidas preventivas ao controle desta praga, entre

elas a lei da eliminação de soqueiras de algodão. A lei que introduz o receituário

agronômico representa um avanço técnico e ambiental para a agricultura brasileira,

desta se esperando minimização de impactos com o uso de pesticidas. O rigor para

os fabricantes obterem o registro para comercialização e uso autorizado de produtos

pesticidas no Brasil também representou um importante avanço.

O melhoramento genético, o desenvolvimento de técnicas e produtos

ecologicamente mais corretos (por serem de menor impacto negativo no ambiente)

no cultivo de algodão faz acreditar, que em decorrência disto, por um lado esteja

havendo uma minimização de riscos de contaminação e de danos ao homem e ao

ambiente. Porém, a expansão de área cultivada, a ampliação do uso de herbicidas

no preparo de terrenos ao plantio direto e dessecação para a colheita, as aplicações

moto-mecanizadas de pesticidas, inclusive por aviação agrícola, aumentam a

exposição do ambiente e de pessoas às derivas e aos resíduos, o que aumenta

riscos de contaminação e de danos provocados pelos pesticidas usados.

A manifestação de movimentos ambientalistas tem induzido

organizações de cotonicultores a investirem mais em pesquisas, assistência e

treinamento de pessoal envolvido na atividade, como é o caso da AMPA.

Entre os pesticidas químicos usados nas safras deste início de século

continuavam presentes o metil paration (MP), objeto do estudo constante na

segunda seção desta tese. Vários outros inseticidas e acaricidas já conhecidos pela

cotonicultura continuavam em uso, nos principais municípios produtores de MT, nos

três primeiros anos verificados deste século. Contribuições de DORES (2004),

GUERRA CONSULTORIA (2004), MUNIZ (2004) e de CRUZ (2005), mostram o uso

de organo-sintético fosforados sistêmicos “monocrotofós, acefato, metamidofós”;

organo-sintético fosforados não-sistêmicos “metil paration entre outros”; organo-

sintéticos clorados ou mais especificamente o grupo éster do ácido sulfuroso de um

dial cíclico “endosulfam”; organo-sintéticos clorofosforados “profenofós, clorpirifós”;

organo-sintéticos carbamatos “metomil, carbosulfan”; piretróides sintéticos

“fenpropatrina, bifentrina, cipermetrina, deltametrina, betaciflutrina, lambdacialotrina,

cipertrina”, entre outros. Desta lista, estiveram ausentes o etil paration (retirado do

mercado) e a ciflutrina, em comparação aos pesticidas encontrados em uso na

cotonicultura de C

e C

(Cáceres-MT) nas seis safras de 1992-97. Contudo, nos

últimos anos em que se acompanhou a cultura de algodão no MT foram introduzidos

produtos novos na lista dos demandados por esta cultura, como os de gerações

mais recentes, os neonicotinóides “acetamiprid e tiametoxam”, conforme SIQUERI

(2000). Também foram relatados (CRUZ, 2005) usos recentes de reguladores do

crescimento de insetos-pragas, tal como teflubenzuron (interferente na síntese da

quitina de Lepidópteros, conforme SALAZAR CAVERO, 1998) e lufenuron

(transovariano-ativo em Lepidópteros, conforme PRATISSOLI et al. (2004)).

CAPITULO 4 – SÍNTESE DA SEÇÃO I

114

1. A cada lavoura de algodão esteve associado o uso de agrotóxicos,

confirmando tratar-se de uma atividade pesticida-dependente;

2. Com relação ao fator homem (H), os cotonicultores de ambas as

comunidades (C

, C

) tinham médias semelhantes de idade, escolaridade e

de tamanho de sua família, mas diferiam quanto as categorias de

naturalidade, de regiões pelas quais já migraram e de sua renda familiar

anual;

3. Com relação ao fator pesticida (P), entre os agrotóxicos adquiridos, as duas

comunidades (C

, C

) usaram proporção semelhante de produtos: a base de

metil paration, com ingredientes ativos do grupo químico organo sintético

fosforados, de grupos químicos não-piretróides ou sem piretróides em sua

formulação, que possuem modo de ação fumigante, sistêmicos, pertencentes

às duas classes mais perigosas ambientalmente; mas usaram quantidades

distintas de produtos comerciais, grupos químicos e também diferentes

proporções de classes toxicológicas; enquanto a proporção de lavouras

contempladas nas categorias de pacotes (conjunto de produtos comerciais)

de pesticidas usados em cada lavoura, as duas comunidades também se

assemelharam;

4. Quanto ao fator ambiente (A), as lavouras de C

e C

apresentaram nas em

área da propriedade, vegetação reinante, diversidade da fauna local e de

espécies não-alvos, relevo predominante, recursos hídricos próximos das

áreas submetidas à aplicações de agrotóxicos e também referente ao poder

de adsorção de pesticidas (presumível) pelos solos locais;

5. Com relação a interação dos fatores H-P-A:

5.1. No sub-fator “aspectos da cotonicultura local - acl”, as lavouras de ambas as

comunidades (C

, C

), na abordagem sobre:

5.1.1. o “domínio da atividade - dm” esteve submetido a proporções semelhantes

expressas pelas categorias de origem do saber norteador de suas ações;

mas as proporções se diferenciaram nas categorias do conceito de

“agrotóxico bom” relacionado a persistência da ação dos mesmos, e

também nas categorias de anos de vivência na cotonicultura;

5.1.2. o “regime de ocupação - rot” das terras exploradas, apresentaram

proporções semelhantes nas categorias consideradas;

5.1.3. “algumas características do cultivo - acc”, estiveram submetidas a

proporções semelhantes quanto a força e instrumentos de trabalho

predominantemente usados, e quanto a colheita manual adotada; mas se

distinguiram com relação as proporções das categorias de época de

semeadura, área plantada, produção e produtividade das lavouras;

5.2. No sub-fator “aspectos do uso e manejo de pesticidas - amp”, produtos

comerciais foram misturados por ocasião do preparo das caldas de

aplicação, por proporção semelhante em ambas as comunidades (C

, C

);

mas as proporções se diferenciaram quanto as categorias de doses e

volumes aplicados para os agrotóxicos, e também quanto as categorias de

início, encerramento e número de tratamentos com agrotóxicos nas lavouras;

5.3.No sub-fator “aquisição e armazenagem dos pesticidas - aap”, nas duas

comunidades (C

, C

), foram semelhantes as proporções de agricultores que

armazenava os agrotóxicos em ambiente não recomendado; enquanto foram

distintas as proporções dos que adquiriram os agrotóxicos sem receituário

agronômico, e em comércio irregular;

115

5.4.No sub-fator “medidas de proteção ambiental - mpa”, nas duas comunidades

, C

), foram semelhantes as proporções de agricultores que destinavam

inadequadamente as embalagens vazias de agrotóxicos; mas as proporções

diferenciaram-se nas categorias do destino dado às soqueiras de algodão;

5.5. Nos sub-fatores “medidas de proteção pessoal - mpp” e “medidas de

desintoxicação de pessoas - mdp”, nas duas comunidades (C

, C

), foram

semelhantes as proporções de famílias de cotonicultores que utilizavam

recursos prejudiciais ao seu intento;

5.6. No sub-fator “intoxicações por pesticidas - intox”, nas duas comunidades

, C

), foram semelhantes as proporções de casos relatados de categorias

de pesticidas responsáveis pelo desenvolvimento de intoxicações, assim

como da gravidade e da reincidência destas em mesmas vítimas, e de causas

acometedoras do organismo pelos intoxicantes;

6. Em cada 6 exposições a pesticidas desenvolvia-se 1 caso de intoxicação

humana relatado;

7. Ficou revelado que, aproximadamente, em cada 100 intoxicações: 42 foram

ocasionadas por pesticidas de grupos químicos que não eram piretróides; 35

já foram vitimados por mais de um agrotóxico; para 38 as vítimas tinham

dúvida sobre como teria ocorrido a contaminação; para 35 os sintomas eram

muito graves para a saúde das vítimas; pelo menos 52 eram reincidentes; 9

eram de famílias com mais de uma vítima;

8. Estas situações de intoxicações relatadas revelaram percepções de impacto

negativo sofrido pelos atores envolvidos, mas também podem estar ocultando

outros danos que acometeram componentes dos ecossistemas;

9. Referente ao risco (R

CDPAH

com base nas expressões das categorias

binomiais (c

= r

ou de maior risco; c

= r

ou de menor risco) das variáveis

ou sub-variáveis consideradas, constatou-se que:

9.1.No total, as duas comunidades (C

, C

) foram similares em 25 (49,01 %)

entre 51 situações, e as seis safras (1992-1997) por 7 (41,17 %) entre 17

situações avaliadas;

9.2.Em síntese, contabilizadas todos os casos ou situações estudadas nos

fatores H, P, A e em suas interações, as duas comunidades (C

, r

= 44,57 %;

, r

= 47,21 %) e também as seis safras (Safra

1995

, r

= 34,7 % <

Safras

demais

, r

: situado entre 37,6 % e 41,5 %), não foram globalmente

similares diante da distribuição das proporções nas categorias de risco,

significando que, no geral, C

e a safra de 1995 esteve menos vulnerável, que

as demais, ao potencial danoso derivado de pesticidas usados nestas

comunidades no período avaliado;

9.3. No fator P as duas comunidades foram globalmente similares (r

= 40,5 %)

diante da distribuição das proporções nas categorias de risco, mas as seis

safras não o foram (Safra

1995

, r

= 33,2 % < Safras

demais

, r

: situado entre 40,9

% e 46,6 %);

9.4. Nos fatores H (C

, r

= 48,2 %; C

, r

= 33,2 %) e A (C

, r

= 49,1 %; C

, r

59,0 %), as duas comunidades não foram globalmente similares diante da

distribuição das proporções nas categorias de risco;

9.5. Na interação dos fatores H-P-A (C

, r

= 45,6 %; C

, r

= 53,9 %) as duas

comunidades não foram globalmente similares diante da distribuição das

proporções nas categorias de risco, mas as seis safras o foram (r

= 36,0 %);

10. A freqüência de uso e manejo inadequado de pesticidas contribuiu para

manter alta (>1/3) a proporção da categoria focada (c

) ou de maior risco (r

e de forma diferenciada nas duas comunidades (C

, r

= 45,37 %; C

, r

116

51,01 %), mas de modo similar durante as seis safras consideradas (r

36,93 %);

11. Foram reconhecidas no presente estudo, 48 variáveis como indicadoras do

risco de contaminação e de danos por pesticidas ao ambiente e ao homem

CDPAH

), entre estas, 41 ativas, 5 resultantes e duas 2 inertes ou ocasionais;

12. A cultura de algodão herbáceo no estado de MT, especialmente nos últimos

dez anos (1995-2005), transformou-se profundamente;

13. Antes do meado da última década a cotonicultura usava predominante a força

braçal e animal, portanto com características essencialmente familiar de

pequeno porte mas de grande número de agricultores envolvidos;

14. Na década presente, aquele sistema inviabilizou-se pela introdução de uma

contonicultura altamente tecnificada-empresarial-global em todas as fases;

15. Esta metamorfose mudou o mapa da cotonicultura de MT, havendo

deslocamento espacial de áreas plantadas na última década, safra após

safra;

16. A cotonicultura continua sendo altamente dependente de pesticidas, mas a

possibilidade do uso da transgenia está em discussão para controle pragas;

17. Embora tenham ocorrido estas mudanças substanciais na cotonicultura mato-

grossense, as alterações ou inovações referentes aos pesticidas aplicados

foram poucas, mantendo-se em uso o inseticida metil paration e a maioria dos

demais antes usados, e introduzindo alternativamente nicotinóides e alguns

fisiológicos.

SEÇÃO 2 - ENSAIO LABORATORIAL

RESÍDUOS DO PESTICIDA METIL PARATION (MP) NA ÁGUA

PERCOLADA ATRAVÉS DE COLUNAS DE SOLOS ORIUNDOS DA

BORDA DO ALTO PANTANAL, MATO GROSSO

CAPITULO 5 - MATERIAL E MÉTODO DA SEÇÃO 2

118

5.1 – SOLOS UTILIZADOS

5.1.1 - Considerações iniciais

Em função de várias limitações, a investigação foi executada em

condições de laboratório, embora a intenção inicial visasse realizar estudos em

condições de campo sobre a mobilização de pesticidas no perfil do solo.

5.1.2 - Material e procedimentos de coleta

Foram utilizados solos de áreas cotonícolas das comunidades do

Facão (C

) e de Barra Nova (C

). As coletas foram efetuadas entre o final do período

de estiagens e início do período de chuvas (set-dez), em três posições no relevo:

uma área da parte baixa (P

), outra da parte mediana (P

) e, uma terceira da parte

alta da vertente (P

). Os solos de C

, conforme RIEDER (1995), em C

, C

, são respectivamente: Podzólico Amarelo Eutrófico Tb A Chernozênico textura

arenosa/média fase floresta/cerradão semidecidual relevo plano/suave ondulado;

Areia Quartzosa Eutrófica A Chernozênico fase floresta/cerradão semidecíduo relevo

plano/suave ondulado e; Latossolo Amarelo Podzólico Eutrófico A Chernozênico

textura arenosa/média fase floresta/cerradão semidecíduo relevo plano/suave

ondulado. Os solos de C

, segundo FIGUEIREDO (1996) são todos (C

, C

) Latossolos. Porém, com o Sistema Brasileiro de Classificação de Solos,

estabelecido e publicado no final do século passado (XX) (EMBRAPA, 1999), a partir

de então aqueles solos em C

, C

e C

, respectivamente, passaram a

denominar-se: ARGILOSSOLO AMARELO Eutrófico (PAe), NEOSSOLO

QUARTZARÊNICO Órtico êutrico(RQo) e LATOSSOLO AMARELO Eutrófico(LAe);

enquanto os solos do Facão confirmam-se na classificação anterior.

Foram efetuadas coletas por camada (E

) no perfil dos solos

objetivando o estudo do efeito das mesmas sobre a mobilização hídrica de resíduos

de pesticidas, pois se assumiu que a expressão de atributos dos solos geralmente

varia com a profundidade. Em C

a coleta de amostras de E

foi efetuada em

trincheiras abertas por ocasião de estudos morfológicos. Em C

a coleta foi efetuada

com trados especiais retirando nas profundidades E

(0-1 cm, 0-2 cm, 0-3 cm).

Também foram recolhidas amostras nas profundidades de 0-5 cm, 5-10 cm, 10-15

cm e 15-20 cm.

As amostras coletadas foram acondicionadas em sacolas plásticas de

várias capacidades. As coletas foram efetuadas em vértices de polígonos descritos

sobre o terreno em zig-zag. Em cada vértice foi efetuada uma amostra simples de

mesma profundidade para formar a amostra composta constituída de dez simples.

O transporte das amostras, do local de coleta ao laboratório, foi

efetuado em sacolas com o solo, fechadas e mantidas sob temperatura ambiente.

5.1.3 - Padronização do material e preparo das amostras de solos

a) Secagem do solo ao ar

Amostras provindas do campo foram esparramadas em fina camada

(±1 cm de espessura) sobre lâminas de papel, em sala fechada, mas com janela

passível de ventilação e entrada de luz difusa. Tempo mínimo de permanência da

secagem ao ar, em condições normais de ambiente: 7 dias.

Tamisação da terra seca ao ar

Foi definido trabalhar com amostras deformadas de solo para

constituição do ensaio. Efetuou-se o peneiramento da amostra de solo seca ao ar,

em malha de 2 mm, com aproveitamento do material de solo que passava na

tamisarão, o que se constitui em TFSA (EMBRAPA, 1979).

119

5.2 - ANÁLISES QUÍMICAS E FÍSICAS DAS AMOSTRAS DE SOLOS

Estas foram efetuadas de acordo com as orientações constantes no

Manual da EMBRAPA (1979). Estiveram envolvidas nestas análises laboratoriais a

Empresa Mato-grossense de Pesquisa Assistência e Extensão Rural S/A -

EMPAER-MT, Universidade Federal de Mato Grosso - UFMT e Universidade Federal

de Pelotas - UFPEL.

5.3 - ANÁLISES QUÍMICAS E FÍSICAS DA ÁGUA PERCOLADA

Foram efetuadas determinações de: (a) metais através de

espectrofotometria de absorção atômica (CG modelo ABC 7000, por digestão ácida

com HNO

) para Ca, Mg, Fe, Mn, Cu, Zn, e para K e Na por fotometria de chama; (b)

alcalinidade da água e presença de radicais ácidos e básicos (OH

; CO

; HCO

por titulação (método titrimétrico de determinação de alcalinidade, segundo a APHA

(1975)); (c) pH, condutividade elétrica, turbidez, temperatura, salinidade e oxigênio

dissolvido, através do instrumento Water Checker U-10 HORIBA.

As amostras utilizadas para efetuar as análises da água percolada, nas

colunas de solo, foram obtidas através da aplicação dos mesmos procedimentos

adotados à obtenção de amostras de água percolada contaminadas por pesticidas

(cujas concentrações estão apresentadas no item 5.5.2.5 e Tab. 6.9).

5.4 - ANÁLISE E MONITORAMENTO DO AMBIENTE DO ENSAIO

A temperatura do ambiente do ensaio foi monitorada com termômetro e

controlada para manter-se entre 25-30 ºC, através de sistema de ar condicionado e

da abertura e fechamento de janelas do laboratório. Entretanto, as condições dos

locais de coleta (campo) onde desenvolviam a cotonicultura, com base nos registros

da Estação Meteorológica de Cáceres, apresentaram como normais anuais de

temperatura do ar máxima, média e mínima, respectivamente, na faixa de 29,7-34,3

ºC, 21,5-26,8 ºC e 15,0-22,6 ºC (RIEDER, 1984).

A iluminação natural do ambiente de ensaio esteve constituída apenas

por uma fração de luz difusa, em face da posição das paredes e aberturas do

espaço laboratorial e de janelas com vidraça. O ensaio correspondente ao

tratamento de tempo t

(30 min) foi submetido apenas a luminosidade natural média

diurna reinante no ambiente, enquanto que os tratamentos de tempo t

(2 dias) e t

(4 dias) ficaram também submetidos à luminosidade natural média noturna no

ambiente, por duas e quatro oportunidades, respectivamente. Esses tempos (t

i = 30

min, 2 e 4 dias

) foram definidos em função da possibilidade de ocorrência de chuvas nos

dias seguintes e logo após a aplicação de pesticidas, ainda com a presença de

resíduos, considerando a meia vida do ingrediente ativo (i.a.).

5.5 - DESCRIÇÃO DA PARTE EXPERIMENTAL

a) Estimativa do espaço poroso da coluna de solo (EMBRAPA, 1979):

Com base nos dados de densidade real ou das partículas do solo (d

) e

da densidade aparente ou do solo (d

), obtidas através de análises físicas anteriores,

também de acordo com a metodologia descrita pela EMBRAPA (1979), o espaço

poroso (Ep) foi estimado pela fórmula: Ep= [1-(d

)].100= [(d

-d

)/d

].100

b) Umedecimento do solo à capacidade de campo (CC)

Para fins de desenvolvimento dos ensaios, no presente estudo se

elegeu como referência de umidade retida no solo, no ato da contaminação por

pesticidas, o parâmetro conhecido como capacidade de campo (CC). CURI et al.

(1993) definem capacidade de campo in situ como teor máximo de água retido pelo

solo, após saturação, depois de cessado o movimento gravitacional.

Para obter a capacidade de campo (CC), aplicou-se um volume de

120

água sobre a coluna de solo, igual ao do Ep estimado pela fórmula acima.

Aguardou-se a infiltração e umedecimento. O excedente e o movimento gravitacional

de água foi drenado pelo fundo do tubo. Cessada a drenagem (± 6 horas após a

aplicação, variando um pouco com a textura e teor de matéria orgânica do solo), a

coluna de solo foi considerada apta para ser contaminada com o pesticida MP.

Umidade residual e massa da amostra contida na coluna de solo:

A medida da umidade e massa foi efetuada no ato da confecção da

coluna, separando e destinando uma fração de solo à secagem na estufa (110 °C

por ≥ 24 h). Efetuou-se a pesagem da coluna do solo, como também da amostra

controle (que foi para estufa). Com as pesagens (antes e depois da secagem) da

amostra de terra fina seca à estufa (TFSE), foi calculada a umidade residual retida e

a massa de solo contida na coluna.

5.5.1 - Montagem de colunas de solo:

Os instrumentos, a montagem e os procedimentos adotados foram

desenvolvidos nesta tese.

5.5.1.1 - Tubos para moldar e reter coluna de solo

Foram recortados tubos de vidro, inclusive funis confeccionados a partir

de garrafas com fundo cortado, para a montagem dos ensaios laboratoriais de

percolação de água contaminada por pesticidas através de colunas de solo. Tais

tubos foram confeccionados especialmente para o presente estudo.

5.5.1.2 - Fundo telado nos tubos para colunas de solo

O fundo telado foi necessário para retenção da coluna de solo no tubo

e também para permitir a livre drenagem da água de percolação.

Nos tubos de vidro, a tela de constituição e de recobrimento do fundo

foi fixada, acondicionada por uma abraçadeira (rosqueada) e, em seguida colada

com fita crepe a qual, externamente ao tubo, retinha a tela pela sua saia.

Sobre a base interna do fundo dos tubos colocava-se um círculo de

papel filtro. Outro papel filtro foi colocado após a composição da coluna de solo

sobre a mesma, para amortecer o impacto da aplicação da lâmina de água.

5.5.1.3 - Constituição das colunas de solo

As colunas de solo foram constituídas com TFSA preenchendo-se o

espaço interno de tubos de vidro (Ø

interno

= 3,6 cm; Ø

externo

= 3,9 cm; H = 25 cm) até

as alturas desejadas (h

= 1 cm, 2 cm, e 3 cm). A construção das colunas de solo

deu-se com o acréscimo de TFSA tomada com uma medida (copo graduado) com

opções de alturas ajustadas previamente. Após a colocação da terra (TFSA) no

tubo, visando assentamento e acomodação do material, foram efetuadas 10 batidas

leves (equivalente a soltar o tubo de uma altura de 2 cm, em queda livre) com o

fundo do tubo sobre uma superfície plana (pedaço de tábua ou sobre uma mesa)

revestida de papel toalha. Encerrada a formação da coluna de solo, o tubo que a

continha passou a ser mantido em posição vertical. As colunas de solos, de 1, 2 e 3

cm de altura, foram confeccionadas, respectivamente, por amostras oriundas de

coletas de campo efetuadas nas profundidades de 0-1, 0-2 e 0-3 cm.

Essas espessuras foram definidas com base em resultados de ensaios

preliminares desenvolvidos com colunas de várias espessuras maiores desde 0-5

cm até 0-50 cm. Porém, o teste para espessuras decrescentes indicou que até a

camada de 0-5 cm não ocorria contaminação da água percolada. A partir disso,

foram utilizadas no teste camadas menores que 0-5 cm, ficando então definido que o

ensaio deveria se limitar aos extratos de 0-1 cm, 0-2 cm e 0-3 cm.

Estudos em campo e com amostras de solos indeformados, podem

121

representar melhor o que ocorre na realidade. Embora inicialmente pretendido isto, o

projeto de tese teve de adotar outra opção, a de ensaio laboratorial, por razões de

tempo, custo, possibilidade de controle e exeqüibilidade.

5.5.2 - Preparo das amostras de pesticidas

As referências e os procedimentos aplicados ao preparo das amostras

foram desenvolvidos com base em indicadores da seção I desta tese.

5.5.2.1 - Produto pesticida

Foi usado o pesticida organo sintético fosforado (MP), obtido do

produto comercial Folidol 600 fabricado pela Bayer do Brasil S.A.. O produto foi

adquirido no comércio de Cuiabá (MT), em 13 de outubro de 1997, sendo do Lote -

Partida 092 1997 5000, com validade indicada até Julho de 1998. Os ensaios foram

executados entre novembro de 1997 até maio de 1998.

5.5.2.2 - Solução base (calda)

A solução base ou calda foi aquela que tivesse a concentração

desejada de ingrediente ativo para o presente estudo.

A calda de pesticida MP (concentração 600 g (1000 mL)

-1

foi definida

considerando-se a dose máxima (100 mL de produto comercial (20 L)

-1

de água):

4,93% de agricultores adotantes) mais freqüente encontrada entre os usuários deste

produto na cotonicultura local, multiplicado pelo fator 1,5 (ajuste ou de ampliação,

em 50%, da dose relatada). Definiu-se a calda com a dosagem de 150 mL de Folidol

600 (20 L)

-1

de água, o que corresponde a 7,5 mL de Folidol 600 (L)

-1

de água.

5.5.2.3 - Concentração na calda (C

)

Como o produto comercial usado (Folidol 600) possui teoricamente 600

g de i.a.(ingrediente ativo) (L)

-1

de solução, a calda (C

) devia estar constituída de

4,5 g de i.a. (L)

-1

ou 4,5 mg de i.a. (mL)

-1

de água da solução.

Na memória de cálculo tem-se: [

Dose (D): 0,150 L de Folidol 600;

Concentração no produto Folidol (C): 600 g de i.a. (L)

-1

de solução; Volume do pulverizador (V): 20 L.

Portanto:(C

) =[D x C/V] =[0,150 L x 600 g.L

-1

(20 L)

-1

] =[

4,5 g.L

-1

]].

Entretanto, a posteriori, as análises cromatográficas efetuadas

detectaram, em média, uma concentração de ingrediente ativo de MP em torno de

7,7 µg/m

-1

Por isto, os percentuais de resíduos constantes na Tab. 6.9 foram

calculados com base nestes 7,7 µg/m

-1

5.5.2.4 - Superfície de solo submetida à contaminação

A superfície das colunas de solo foi de 10,18 cm

(φ = 3,6 cm)

5.5.2.5 - Volume de calda

Adotou-se, como referência, o consumo de 600 L de solução de

pesticida (situação crítica) para pulverizar (pulverizador costal) um hectare de

algodão. Isso equivale a uma aplicação de 60 mL [600L (10000 m

)

-1

] de calda de

pesticida (Folidol 600) em um metro quadrado, ou a 0,006 mL.cm

-2

de superfície de

terreno no qual está um alvo a ser atingido. Como a calda tem uma concentração

4,5 mg de i.a. (mL)

-1

, 1 cm

de superfície de coluna de solo foi submetido a 0,027 mg

de i.a. de MP ou de 0,045 mL do produto comercial em questão.

Para as colunas de vidro de diâmetro interno de 3,6 cm (S = 10,178

), o volume de calda aplicado foi aproximado para 0,061 mL ou seja, 61 µL.

Depois de diluído em 10 mL de água (solução de aplicação), para permitir melhor

uniformidade de aplicação, usando maior volume, foi efetuado contaminação da

superfície da coluna de solo com os supostos 0,2745 mg de MP.

122

5.5.2.6 - Contaminação, irrigação, percolação

Após o término do preparo da solução de aplicação, por meio de uma

pipeta graduada efetuava-se imediatamente a contaminação uniforme da superfície

do solo na coluna. Passados 30 min, 2 dias e 4 dias da contaminação, aplicava-se,

respectivamente, uma lâmina de água para completar o volume equivalente a uma

chuva de referência definida no projeto (90 mm). O escorrimento para dentro do tubo

foi efetuado com o uso de um bastão de vidro, garantindo assim baixo impacto com

a superfície da coluna de solo. A água percolada pela coluna era coletada em

béquer, constituindo-se a amostra contaminada processada na rotina de extração.

5.6 - EXTRAÇÃO E CONCENTRAÇÃO DA AMOSTRA

As análises deste pesticida, nas amostras envolvidas, basearam-se na

metodologia para organofosforados em água da CETESB (1988), adaptada para 100

mL de percolado (ao invés de 1000 mL), como descrito a seguir:

a) Colocar a amostra contaminada em um funil ou balão de decantação;

b) Adicionar 10 mL de diclorometano; agitar por 2 min com cuidado de liberar,

a formação de pressão por gases; efetuar novamente, pelo menos, mais uma série

de agitações pendulares e deixar decantar por 10 min;

c) Drenar o decantado via funil com papel filtro e sulfato de sódio anidro, para

um balão de fundo redondo;

d) Repetir os procedimentos b e c por mais duas vezes;

e) Levar o balão com o conteúdo para um evaporador rotatório à vácuo;

f) Concentrar o diclorometano do balão até aproximadamente 1 mL ;

g) Adicionar 5 mL de n-hexano ao balão, agitar para dissolução da amostra

concentrada e, reconcentrar sob corrente de nitrogênio, em banho - Maria a uma

temperatura entre 40-45 ºC .

h) Repetir o procedimento g;

i) Acertar com n-hexano o volume final (5 mL) do concentrado, agitar e

transferir o conteúdo para um frasco de acondicionamento da amostra para fins de

sua injeção posterior no cromatógrafo (etiquetar, de forma segura, a amostra). O

vidro de acondicionamento da amostra utilizado foi de cor âmbar (para filtragem da

radiação luminosa), com capacidade volumétrica pouco superior ao volume nele

colocado, com tampa de rosca protegida com fita de teflon

j) Antes de fechar o vidro com a tampa rosqueada, assentar sobre a boca (do

vidro) um pedaço de papel alumínio e selar a abertura e pescoço da embalagem

(vidro) com fita teflon (para impedir contaminação e perdas por evaporação do

conteúdo interno). Rosqueada a tampa, repassou-se nela fita teflon (veda-rosca).

l) Levar o vidro etiquetado do extrato concentrado para a geladeira e guardá-

lo para, no tempo mais breve possível, injetá-lo no cromatógrafo.

5.7 - IDENTIFICAÇÃO E QUANTIFICAÇÃO DO PESTICIDA MP

Após a concentração final do eluato (n-hexano: 5 mL), a presença de

pesticida era determinada por cromatografia gasosa com detector termoiônico de

Nitrogênio e Fósforo (N/P). Todas as amostras foram ensaiadas em seis repetições

e injetadas no cromatógrafo, pelo menos, em duplicata.

5.8 - REAGENTES UTILIZADOS

Os reagentes utilizados (extração: diclorometano; solvente: n-hexano;

desidratante: sulfato de sódio anidro) possuíam, todos, grau de pureza para análise

de resíduos de pesticidas, marca Merck e Mallinckrodt

123

5.9 - LIMPEZA E DESCONTAMINAÇÃO DA VIDRARIA

A limpeza de descontaminação da vidraria utilizada, para a sua

reutilização, foi efetuada rotineiramente, deixando-se a mesma de molho durante um

período mínimo de 6 h em solução aquosa a 2% v/v de detergente Extran Alcalino

MA-01 (Merck). Após retirar o detergente com água de torneira (várias enxaguadas)

ainda foi efetuada uma última enxaguada com água destilada deionizada. A vidraria,

após a lavagem, era colocada para secagem ao ar livre (em bancada revestida de

papel-toalha) ou em estufa. Após essa secagem e, antes de guardá-lo ou de nova

utilização, toda vidraria era enxaguada também por dentro com acetona p.a.. O

material, após o enxaguar com acetona era revestido ou tampado com papel

alumínio, reutilizado ou guardado em armário fechado até o momento do uso.

5.10 - PADRÕES E SOLUÇÕES ANALÍTICAS DE REFERÊNCIA

As soluções padrão utilizadas foram preparadas a partir do composto

sólido puro de MP (grau de pureza 91%) fornecido pela SUPELCO no kit nº 52 de

pesticidas organofosforados.

5.10.1 - Solução estoque

Para preparar a solução estoque, a massa utilizada do sólido foi

medida em balança analítica e, em seguida, dissolvida em acetato de etila, obtendo-

se uma solução com concentração conhecida de aproximadamente 200 µg (mL)

-1

. A

solução estoque foi conservada em freezer pelo tempo de 6 meses.

5.10.2 - Solução intermediária

A partir da solução estoque de MP foi tomada uma alíquota diluída no

mesmo solvente, acetato de etila, para formar a solução intermediária de

concentração 10 vezes menor que a da solução inicial. A solução intermediária, com

concentração aproximada de 20 µg (mL)

-1

, foi conservada em freezer por 6 meses.

5.10.3 - Soluções de trabalho

De posse da solução intermediária, foram preparadas soluções de

trabalho, diluindo alíquotas previamente definidas no solvente acetato de etila. As

concentrações elaboradas de soluções de trabalho do pesticida MP, entre outras,

foram de 2,0; 1,0; 0,4; 0,2; 0,04; 0,02 µg (mL)

-1

. O tempo de conservação destas

soluções de trabalho foi de 1 mês em refrigerador.

5.11 - ANÁLISE DOS EXTRATOS

5.11.1 - Instrumentos e condições de operação

A identificação e quantificação do pesticida MP foi efetuada com o uso

de um cromatógrafo a gás marca CG modelo 500 A, com detector de nitrogênio e

fósforo. Os cromatogramas foram obtidos em integrador processador CG-300.

Para as determinações do analito, foi usada, no aparelho, coluna

cromatográfica de sílica fundida DB - 5 (5% fenil dimetil siloxano) 15 m x 0,53 mm e

0,5 µm de espessura de fase estacionária. As condições operacionais do

cromatógrafo foram: (a)operação isotérmica; (b) temperatura da coluna: 210 ºC; (c )

temperatura do vaporizador: 250 ºC; (d) temperatura do detector: 280 ºC; (e) fluxo de

gás de arraste, nitrogênio : 10 mL (min)

-1

; (f) velocidade do papel no integrador: 10

mm (min)

-1

; (g) volume de solução injetada: 0,5 µL ; (h) vazão no detector do gás H

foi de 4 mL (min)

-1

e do ar sintético foi de 120 mL (min)

-1

Mantiveram-se as condições instrumentais e operacionais tão

invariáveis quanto possível, ao longo de todo o estudo.

124

5.11.2 - Determinação do analito nas amostras

Os extratos das amostras foram injetados (com micro seringa Hamilton

10 µL) no cromatógrafo, pelo menos em duplicata, obtendo-se os cromatogramas

correspondentes. A descontaminação da seringa antes e após as injeções no

cromatógrafo foi efetuada com n-hexano. As soluções padrão de trabalho eram

injetadas, normalmente, no início, meio e final da jornada. Quando se estabeleciam

alterações nas condições de trabalho do aparelho (ex.:atenuação, corrente elétrica)

novas injeções das soluções padrão tinham que ser efetuadas.

A identificação do pesticida MP, para as várias concentrações

utilizadas e diante de cada condição específica de funcionamento instrumental

estabelecida, foi feita através da comparação do tempo de retenção nas soluções

padrão de trabalho e nos extratos injetados.

A determinação quantitativa utilizada foi a mesma descrita e adotada

por ALVES (1998). Foi efetuada a comparação das áreas dos picos das amostras

com os das soluções padrão pelo método do padrão externo.

Em seguida, calculou-se a concentração do pesticida MP no extrato da

amostra com base na seguinte equação:

= S

.[C

.(S

)

-1

], sendo C

e C

, respectivamente, a concentração

do pesticida no extrato da amostra, (µg.(mL)

-1

); e na solução padrão, (µg.(mL)

-1

); S

é a área calculada do pico do pesticida no cromatograma da amostra; S

é a área

calculada do pico do pesticida no cromatograma da solução padrão.

A massa do pesticida presente na amostra foi obtida por cálculo na

concentração de MP no extrato da amostra, conforme segue:

= C

. V

, em que m

é a massa do pesticida na amostra, (µg );

é o volume do extrato da amostra, (mL).

Concentração do pesticida na amostra (C

): C

= m

.(V

)

-1

, em que V

o volume da amostra.

Por último, identificou-se a concentração percentual (%) de MP

determinado nas amostras de percolado em relação ao do controle (prova em

branco): MP

lixiviado

(%)= 100 x CE

lixiviado

/CE

controle

ou 100 x m

lixiviada

controle

5.12 - TESTE DE EFICIÊNCIA DO MÉTODO ANALÍTICO

A avaliação da eficiência do método adotado foi efetuada através da

execução de ensaios de recuperação.

O ensaio de recuperação visa determinar a capacidade do método

analítico empregado em acusar a fração do analito presente numa amostra em

relação ao teor real de contaminante existente na mesma.

O ensaio de recuperação foi constituído de amostras não

contaminadas, de água deionizada e também de água percolada em colunas dos

mesmos solos utilizados no experimento geral. Essas amostras de água foram

posteriormente fortificadas (contaminadas) com concentrações conhecidas do

pesticida MP (0,02; 0,04; 0,2; 0,4 µg (mL)

-1

) e, a seguir, submetidas à rotina do

processo analítico aplicado às amostras reais. A confirmação das amostras não

contaminadas, utilizadas no ensaio de recuperação, foi indicada pelo processamento

cromatográfico de alíquotas do extrato amostral e a obtenção de cromatogramas

isentos de picos na região correspondente ao pesticida em questão.

O cálculo da fração recuperada para o pesticida MP em água

percolada no solo foi obtido pela seguinte equação:

R%=[m

.(m

)

-1

].100, em que R% é a percentagem de recuperação do

pesticida; m

é a massa detectada do pesticida na amostra, pela cromatografia, (µg);

é a massa do pesticida adicionada à amostra, (µg).

125

5.13 - LIMITE DE DETECÇÃO DO MÉTODO ANALÍTICO

A determinação do limite de detecção do pesticida MP foi calculada

com base em procedimentos descritos por THIER & ZEUMER (1987).

Determinou-se, a reta ajustada (y = a+bx), com base nas médias das

concentrações medidas (y

) e os correspondentes níveis de fortificação (x

), onde y é

uma estimativa da concentração média; x é um nível de fortificação; a é o coeficiente

linear da reta (ordenada de intersecção no eixo y);

b é o coeficiente angular da reta (tangente do ângulo θ; θ é o ângulo de

inclinação da reta ajustada, no gráfico de fortificação versus concentração medida

ou detectada, com o eixo x). b tem uma correspondência com a sensibilidade, (S).

Conforme ALVES (1998), a razão das medidas da magnitude da

concentração respondida pelo instrumental e a concentração real do analito

considerado é uma expressão de sensibilidade, (S). Então assume-se que b = S.

Para se chegar ao limite de detecção também foi necessário o cálculo

do desvio padrão combinado, (S

), sendo obtido pela seguinte equação:

= , em que S

é o desvio padrão combinado;

é a variância das concentrações medidas no mais baixo nível de fortificação

usada no ensaio; S

é a variância das respostas das determinações em branco; m é

o número de determinações efetuadas no mais baixo nível de fortificação; n é o

número de determinações em branco efetuadas.

De posse das informações componentes, obteve-se, então, a

estimativa do limite de detecção calculado, (LDC), por meio da equação seguinte:

LDC= , em que LDC é o limite de detecção calculado; S

é o

desvio padrão combinado; S é a sensibilidade, (S = b); t

(f; 95)

é o t de Student

unilateral, com f graus de liberdade para um nível de confiança de 95%; f é o grau de

liberdade (f = d-1 ); d é o número de determinações efetuadas em cada nível de

fortificação, ou seja, o número de replicatas.

5.14 - LIMITE DE QUANTIFICAÇÃO OU DE DETERMINAÇÃO (LDM)

Com base nas orientações de THIER & ZEUMER (1987), o LDM,

considera o menor valor correspondente que atenda os três requisitos a seguir:

(i)

O limite de determinação é ≥ que o limite de detecção (LDM ≥ LDC);

(ii)

No limite de determinação, a recuperação é ≥ que 70% (R ≥ 0,70);

(iii)

O coeficiente de variação, (CV%), no limite de quantificação é ≤ que 20%

Diante de tais critérios, os dois limites (LDM e LDC), ao assumirem o mesmo valor,

estabelecem um divisor entre o quantificável e não quantificável. Na prática, o LDM

mensurável, precisa estar, pelo menos, um nível acima do LDC.

5.15 - ANÁLISES ESTATÍSTICAS

5.15.1 - Correlações entre pesticida lixiviado, carbono orgânico,

argila e areia presente na amostra de solo

As correlações foram efetuadas pelo coeficiente de Pearson (dados

paramétricos), e de Spearman - r

(dados não paramétricos), conforme o caso.

Consideraram-se aceitáveis correlações r

≥ |0,60| para p-valores

menor do que o nível de significância α = 0,05 (p< 0,05). A qualificação das

correlações (r = |1|: perfeita; |0,90 ≤ r < 1|: fortíssima; |0,60 ≤ r < 0,90|; forte) baseou-

)2(

)1()1(

−+

−+−

SnSm

..2

)95,0(

100

...

% x

medidasoesconcentraçdasMedia

aoDesvioPadr

CV =

126

se na proposição apresentada por PEREIRA(1978).

5.15.2 - Demais análises

Interpretações estatísticas foram efetuadas utilizando-se a análise de

variância, testes F, de médias por meio de Tuckey, χ

(Qui-quadrado).

CAPITULO 6 - RESULTADOS E DISCUSSÃO DA SEÇÃO 2

128

6.1 - MÉTODO PARA DETERMINAÇÃO DE RESÍDUOS DE MP

6.1.1 - Consistência e avaliação da eficiência

A análise dos resultados do tempo de retenção, área do pico,

concentração de áreas e de recuperação do pesticida MP indicou que os

procedimentos escolhidos e o manuseio adotado foram suficientemente consistentes

para a validação do método cromatográfico usado (TAB. 6.1, TAB. 6.2, TAB. 6.3,

TAB. 6.4 e TAB. 6.5), conforme indicações descritas em THIER & ZEUMER (1987) e

em ALVES (1998).

6.1.1.1 - Tempo de retenção do MP

TABELA 6.1 - Tempo de retenção do pesticida MP em seis (6) injeções da mesma

solução padrão (média, desvio padrão e coeficiente de variação).

Número de injeções (nº)

Tempo de retenção (min)

1 3,89

2 3,85

3 3,87

4 3,89

5 3,87

6 3,86

Média 3,87

Desvio Padrão (s) 0,016

Coeficiente de variação (CV %) 0,42

6.1.1.2 - Área do pico do pesticida MP

TABELA 6.2 - Área do pico do MP em 6 injeções seqüenciais da solução de

concentração 0,02 µg/mL (média, desvio padrão e coeficiente de variação).

Número de injeções (nº)

Área do pico (mm

)

1 280

2 260

3 300

4 260

5 280

6 300

Média 280

Desvio Padrão (s) 17,88

Coeficiente de variação (CV %) 6,38

6.1.1.3 - Linearidade do detector

As determinações do ensaio realizado (TAB. 6.3) permitiram calcular o

coeficiente de correlação (r) e de determinação (r

), cujos resultados (r= 0,996; r

0,992) sinalizaram para uma associação quase que perfeita e positiva entre as

variáveis confrontadas (área do pico x concentração do pesticida) (FIG. 6.1).

A equação de regressão (y= a+ bx) obtida a partir dos dados do ensaio

é a que segue: y= -3,950 + 461,815. x , em que y é a área do pico no cromatograma

correspondente ao pesticida (em mm

); a é o coeficiente linear da reta ou ponto em

que a reta intercepta o eixo da ordenada; b é o coeficiente angular ou grau de

inclinação da reta e; x é a concentração do padrão em µg (mL)

-1

129

TABELA 6.3 - Dados de linearidade do detector (concentração e áreas).

Concentração do padrão

Área 1 (mm

) Área 2 (mm

) Área média

(mm

)

0,02 8 8 8

0,04 14 12 13

0,2 76 96 86

0,4 188 176 182

A equação da reta que estabelece a relação entre concentração do MP

[C , em µg (mL)

-1

] e a área do pico correspondente no cromatograma (S, em mm

), é

6.1.1.4 - Precisão do método utilizado

TABELA 6.4 - Dados de precisão do método analítico utilizado para o pesticida MP,

UFMT, Cuiabá (MT).

Nível de

fortificação

(µg/mL)

Concentração medida

(n=4 para cada

fortificação) (µg/mL)

Médias de

concentração

(µg/mL)

Desvio Padrão Coeficiente de variação

(CV %)

(branco) 0 0 0 0

0.0010

0,001 0,0014 0,0011 0,0002 18,18

0,0010

0,0015

0,002 0,0015 0,00175 0,00028 16,49

0,0020

0,0070

0,01 0,0065 0,0070 0,0007 10,10

0,0065

0,0080

0,013

0,02 0,014 0,01375 0,00095 6,96

0,013

0,015

6.1.1.5 - Faixa de recuperação e limites de detecção e de quantificação

TABELA 6.5 - Recuperação, limites de detecção e de quantificação do método

analítico adotado para o MP, UFMT, Cuiabá (MT).

Percentagem de recuperação

Nível de

fortificação

(µg/mL)

Intervalo Média Desvio Padrão

Limite de

detecção

(µg/mL)

Limite de

quantificação

(µg/mL)

0,001

100

140

110

17,3

0,002 75-100 88 12,5 0,001 0,001

0,01 65-80 70 6,1

0,02 65-75 69 4,2

Obs.: n= 5

6.2 - A LIXIVIAÇÃO DE RESÍDUOS DO PESTICIDA MP EM

DISTINTOS SOLOS

O MP (FIG. 6.1a) tem uma pequena capacidade de deslocamento no

ambiente, MINISTÉRIO DA SAÚDE (1985). Entretanto, o produto de sua

degradação (FIG 6.1b), o 4-nitrofenol ou NO

OH, que também é um inseticida,

não é adsorvido pelo solo e contamina águas subterrâneas (EXTOXNET, 1998 b).

130

FIGURA 6.1 - Fórmula estrutural do (a) metil paration (MP) e do (b) 4- nitrofenol

6.2.1 - Consistência do estudo

6.2.1.1 - A situação de campo e de laboratório

A mobilização de pesticidas nas condições de campo pode ter um

comportamento diferente daquele simulado em laboratório (RACKE et al., 1997;

NRA, 1999). Por um lado, no campo, é muito mais difícil ter-se o controle sobre a

complexidade das interações entre os multifatores influentes, embora seja a própria

situação real a de interesse. Mas, no laboratório, apesar de não ser exatamente a

situação real, procura-se a melhor aproximação possível da mesma, enquanto se

estabelecem estratégias de controle sobre as influências. Assim, um experimento

bem conduzido no laboratório permite reduzir o risco de erro conclusivo sobre a

influência de fatores específicos, embora o aspecto interativo com o todo fique

incompleto. Mas, no campo o risco de erro conclusivo sobre o efeito de fatores

específicos, geralmente é maior que na situação de laboratório.

Vários estudos têm sido desenvolvidos para dar suporte ao dilema

entre experimentos de campo e de laboratório, levando em conta não apenas a

redução dos riscos com erros de conclusão, mas também aspectos relacionados a

custos, facilidades de execução e tempo demandado para as pesquisas pertinentes.

No que se refere à mobilização de pesticidas no ambiente, HEYER & STAN (1995),

trabalhando com alaclor, verificaram que as lixiviações dos resíduos ocorrida em

condições de campo e de laboratório mostraram resultados semelhantes. Contudo,

resultados distintos também podem ser verificados (NRA,1999).

6.2.1.2 - Os dados e a estatística aplicada

Conforme PIMENTEL GOMES (1981), a validação de conclusões

experimentais e de ensaios laboratoriais tem suas dificuldades de reprodutividade,

como também os estudos de campo normalmente estão submetidos a fatores de

desinteresse, mas de difícil controle de suas influências. Assim, os resultados

obtidos por qualquer tipo de estudo, devem considerar os erros provenientes das

várias fontes de influência, além do que os modelos estatísticos de análise já isolam

e indicam, em seus esboços, às interpretações ao pesquisador.

No presente caso, os ensaios de lixiviação de MP em geral

manifestaram certa heterogeneidade por fatores que não foram possíveis de serem

totalmente controlados. TOMITA & PERES (1999) identificam a etapa de preparo de

amostra a que mais erro introduz no resultado final do processo de detecção,

identificação e quantificação de analitos, além de consumir mais tempo, mão de obra

e reagentes durante todo o processo analítico.

PIMENTEL GOMES (1984) cita que, embora se esperem baixos (<

10%) coeficientes de variação (CV) nos resultados de estudos laboratoriais, nem

sempre os seus experimentos expressam a precisão esperada. Como por exemplo,

dados de análise de solo que, não raro, apresentam CV alto (20-30%) e até muito

alto (> 30%), especialmente nos casos de solos pobres, como os de cerrados, cuja

variabilidade se confirma em estudos de especialistas com estes solos (LOPES &

GUIDOLIN, 1989 e LOPES & GUILHERME, 1992). Embora expressem um alto

coeficiente de variação, os dados analisados indicam (TAB. 6.6) que existe diferença

131

significante (0,01

≤

< 0,05; % tratamentos: 14,81%) e altamente significante (

0,01; % tratamentos: 57,40%) entre blocos para a maioria dos tratamentos, apesar

do coeficiente de variação predominante estar abaixo de 20%. Mesmo com a

elevada variabilidade encontrada os testes adotados indicaram existência de

desigualdade entre valores assumidos nas circunstâncias consideradas pelas

variáveis. Importantes comportamentos estatísticos que diferenciam ou assemelham

determinados grupos de tratamentos também são verificados (TAB.6.7), tais como:

(a) A comunidade C

foi a que apresentou a maior incidência de tratamentos sem

diferença estatística; (b) em pelo menos um tratamento, uma das três posições (P

)

não apresentou diferença significativa para a comunidade do C

; (c) Na comunidade

de C

apenas as posições P

e P

, não apresentaram diferença significativa, em pelo

menos um tratamento; (d) em ambas as comunidades, um dos três tempos (t

) não

apresentou diferença significativa; (e) a comunidade de C

apresentou maior e o

menor coeficiente de variação nos tratamentos estudados (C.V

C2P2E1t0

= 1,38%;

C.V

C2P3E2t2

= 157,85%); (f) a espessura E

em C

, sempre apresentou diferença

significativa, nos diversos tratamentos; (g) para C

, em pelo menos um tratamento,

uma das três espessuras (E

) não apresentou diferença significativa.

Colunas de solo para estudar lixiviação de pesticidas também foram

utilizadas por BOEIRA et al.(2003).

6.2.1.3 - Considerações sobre as situações experimentais

Para algumas análises os pressupostos de aderência dos resíduos, a

distribuição normal e a homocedasticidade não foram satisfeitas, no entanto o

pressuposto da aditividade do modelo foi atendido (conforme verificado pela análise

de gráficos de dispersão entre médias e variâncias), sendo adotado o modelo não

paramétrico, assumido a randomização do experimento e a robustez do modelo.

Resultados de testes de efeitos das componentes consideradas sobre a variável

dependente estão apresentados (TAB. 6.7).

132

TABELA 6.6 - Estatísticas de tratamentos de resíduos do pesticida MP lixiviados, em

três momentos (t

), em colunas de solo de três espessuras (E

), de amostras de três

posições topográficas (P

) de duas comunidades rurais (C

), em triplicatas (blocos-R

)

e duplicatas de injeções cromatográficas- repetições (R

)

Ensaio Fatorial 3

x 2 , delineados em 3 blocos casualizados (R

) com 2 repetições(R

)

Estatísticas dos tratamentos em blocos casualizados

Tratamento

Média Bloco (Rep Dado Quadrado Quadrado Coef. F- teste Significânci

1,7908

4,191027

0,005105

3,99

2042,8

0,00002

0,0533

0,000190

0,000035

11,11

12,17

0,03631

0,0613

0,000025

0,000022

7,81

1,30

0,39065

0,6130

0,070649

0,001921

7,15

90,30

0,00209

0,0437

0,000259

0,000012

8,22

49,

0,00512

0,0131

0,000033

0,000000

4,90

206,98

0,00061

0,0609

0,001474

0,000029

8,96

122,09

0,00134

E3t

0,0344

0,002007

0,000104

29,68

46,37

0,00555

0,0066

0,000005

0,000001

19,19

7,00

,07413

3,0529

0,192984

0,005059

2,33

93,35

0,00199

0,1149

0,002362

0,001631

35,15

2,12

0,26633

0,0632

0,000004

0,000005

3,75

0,80

xxxxxxx

1,0679

0,093086

0,003956

5,89

57,24

0,00408

0,0849

0,000057

0,000021

5,45

5,40

0,10130

0,0210

0,000136

0,000002

7,56

133,99

0,00116

1,6507

1,431851

0,438152

40,10

6,66

0,07873

0,0605

0,000014

0,000016

6,74

0,77

xxxxxxx

0,0320

0,000615

0,000010

10,08

146,44

0,00102

1,3227

0,676177

0,001791

3,20

940,17

0,00006

0,0947

0,003091

0,000408

21,34

17,43

0,02230

0,0845

0,000252

0,000076

10,35

6,77

0,07714

3124

0,036100

0,000239

4,95

375,94

0,00025

0,0516

0,000576

0,000008

5,64

168,31

0,00083

0,0195

0,000049

0,000000

4,64

148,33

0,00100

0,0227

0,000942

0,000001

4,72

2046,2

0,00002

0,01

0,000084

0,000002

9,69

102,06

0,00174

0,0082

0,000037

0,000000

10,99

114,48

0,00147

4,1797

6,417608

0,323598

13,61

48,04

0,00527

0,0426

0,000169

0,000022

11,09

17,37

0,02240

0,0343

0,000269

0,000000

1,88

1612,8

0,00003

0,0577

0,222595

0,000335

31,75

15,07

0,02724

0,0469

0,000327

0,000038

13,22

19,78

0,01871

0,0226

0,000148

0,000015

17,22

22,89

0,01525

0,0716

0,007761

0,000085

12,90

225,83

0,00054

E3t

0,0266

0,000265

0,000029

20,41

21,00

0,01721

0,0142

0,000012

0,000000

4,48

75,38

0,00273

6,0975

0,913553

0,007080

1,38

318,50

0,00032

0,0304

0,001391

0,000002

5,51

1235,8

0,00004

0,0110

0,000092

0,000004

18,55

54,84

0,00434

2,4634

0,374666

0,103503

13,06

7,55

0,06746

0,0436

0,002079

0,000038

14,18

134,05

0,00116

0,0127

0,000102

0,000006

20,60

35,79

0,00806

1,5197

0,345979

0,011839

7,16

71,50

0,00295

0,3461

0,003364

0,001673

11,82

3,52

0,16294

0,0230

0,000016

17,82

5,7560

0,779512

0,007

062

1,46

271,50

0,00041

0,1183

0,001764

0,000293

14,48

13,57

0,03138

0,0316

0,000225

0,000056

23,84

8,47

0,05834

1,1072

1,302565

0,070024

23,90

44,98

0,00580

0,1153

0,000127

0,000133

10,02

0,92

xxxxxxx

0,0890

0,018496

0,018505

152,85

0,99

xxxxxxx

0,7551

0,164673

0,006084

10,33

66,14

0,00333

0,2272

0,000416

0,000275

7,31

2,30

0,24781

0,0583

0,000256

0,000003

2,97

211,96

0,00059

Obs.

(1)

- C.V.

resíduo

%= (

residuo

) x 100. C= Comunidade (C

= Facão; C

=Barra Nova); P= Posição na vertente (P

=Terço

inferior; P

=Terço médio; P

= Terço superior); E= Espessura da coluna de solo (E

=0 - 1 cm; E

= 0 - 2 cm; E

= 0 - 3 cm); t=

Momento da indução da percolação (t

= 30 min; t

= 2 dias; t

= 4 dias após contaminação da superfície do solo); R

= Blocos ;

=Repetições .

133

Observa-se que, pelo ranking da concentração média de resíduos de

MP na água percolada pelas colunas de solos, se diferenciaram significativamente:

) comunidades (C

i=1,2

); (a

) espessuras de colunas de solos (E

i=1,2,3

); (a

) posições

consideradas do terreno na vertente (P

i=1, 2, 3

); (a

) momentos da indução da

drenagem de resíduos (t

i=0,1,2

). Também se diferenciaram estatisticamente, quanto à

lixiviação de resíduos de pesticida MP, as interações duplas dos fatores: (b

)

comunidades (C

i=1,2

) e espessuras de colunas de solos (E

i =1,2,3

); (b

) comunidades

i=1,2

) e posições consideradas do terreno na vertente (P

i=1, 2, 3

); (b

) comunidades

i=1,2

) e os momentos da indução da drenagem (t

i=0,1,2

); (b

) espessuras de colunas

de solos (E

i =1,2,3

) e posições consideradas do terreno na vertente (P

i=1, 2, 3

); (b

)

espessuras de colunas de solos (E

i =1,2,3

) e os momentos da indução da drenagem

i=0,1,2

); (b

) posições consideradas do terreno na vertente (P

i=1, 2, 3

) e os momentos

da indução da drenagem (t

i=0,1,2

). Nas interações triplas de fatores se diferenciou

apenas a das comunidades (C

i=1,2

) vs espessuras de colunas de solos submetidas a

lixiviação de resíduos de pesticida MP (E

i =1,2,3

) vs posições consideradas do terreno

na vertente (P

i=1, 2, 3

). Também não houve diferenciação significativa na tetra-

interação dos fatores comunidades (C

i=1,2

) vs espessuras de colunas de solos

submetidas a lixiviação de resíduos (E

i =1,2,3

) vs posições consideradas do terreno na

vertente (P

i=1, 2, 3

) vs momentos da indução da drenagem de resíduos (t

i=0,1,2

Os solos das três posições topográficas consideradas, da comunidade

se enquadram todos como LATOSSOLOS VERMELHOS-AMARELOS (LVA),

enquanto que os três de C

são distintos, sendo o do terço inferior da vertente

ARGILOSSO AMARELO Eutrófico (PAe), o do terço médio um NEOSSOLO

QUARTZARÊNICO Órtico (RQo), e o do terço superior da vertente um LATOSSOLO

AMARELO Eutrófico (LAe), conforme a classificação atual (EMBRAPA, 1999).

TABELA 6.7–Testes estatísticos para efeitos das fontes de variação sobre a variável

dependente “Ranking da concentração de MP na água percolada por solos.

Fontes de variação GL

(1)

Qui-Quadrado

(Significância)

Modelo corrigido 53 31,955 0,9902

Interseção 1 5927,550 0,0000

Comunidade (

=1,2

)

1 11,086 0,0008

Camadas de solos(

=1,2,3)

2 62,268 0,0000

Posição do terreno na vertente (

=1,2,3

)

2 34,081 0,0000

Tempo ou Momento da drenagem (t

i=0,1,2

)

2 474,132 0,0000

2 42,447 0,0000

2 46,324 0,0000

4 22,047 0,0001

x t

2 7,164 0,0278

x t

4 17,461 0,0015

x t

4 14,781 0,0051

4 10,669 0,0305

x t

4 8,984 0,0615

x t

4 3,635 0,4575

x t

8 1,205 0,9965

x t

8 3,716 0,8817

Erro 270

Total 324

Total corrigido 323

(

)- GL= Graus de liberdade;

134

6.2.2 - As revelações do ensaio

Constatou-se efeito diferenciado de aspectos do ambiente sobre a

lixiviação de MP no solo (TAB. 6.7; 6.8; 6.9). Houve diferença estatística (α < 0,05)

para a média dos resíduos lixiviados nos ensaios de amostras provindas de: duas

comunidades (C

i=1,2

) e, pelo menos; duas de três posições do terreno no relevo

i=1,2,3

); duas de três camadas superficiais do solo (E

i =1,2,3

); dois de três momentos

de indução da drenagem (t

i=0,1,2

)

TABELA 6.8 - Estatísticas do ensaio de resíduos de MP lixiviados em três momentos

i=1,2,3

) e três espessuras (E

i=1,2,3

) de colunas de solos de três posições (P

i=1,2,3

) em

vertentes de duas comunidades rurais (C

i=1,2

, Cáceres, MT, Brasil.

Lixiviação de

em colunas de solo contaminadas superficialmente

Variáveis envolvidas Número de

repetições (r

)

% média

(

)

(1)

Desvio padrão

(

)

Coeficiente de

variação (CV%)

: 30 min

Momentos : t

: 2 dias

: 4 dias

108

23,35 A

1,12 B

0,44 B

26,20

1,10

0,52

112,20

98,21

118,18

=0-1 cm

Espessura :E

=0-2 cm

=0-3 cm

108

16,52 A

4,82 B

3,55 B

28,11

8,97

7,56

170,15

186,09

212,95

erço

inferior

Posição :P

erço

médio

erço

superior

108

5,54 B

12,02 A

7,34 AB

16,01

20,86

17,79

288,98

173,54

242,46

Comunidades: Facão C

)

B.Nova(C

)

162

5,16 B

11,43 A

11,18

23,24

216,66

203,32

Total C

(:1,2)

324 8,30 18,48 222,65

Obs.: (

) - Letras iguais ou diferentes seguidas aos números em cada variável indicam, respectivamente, haver (α>0,05) ou

não haver (α < 0,05) semelhança entre os mesmos, segundo o teste de Tukey.

6.3 - POSSÍVEIS INFLUÊNCIAS NOS ENSAIOS DESENVOLVIDOS

Conforme capítulos anteriores, a veiculação de resíduos de pesticidas

no solo é dependente de vários fatores e variáveis. Entre os quais se tem: - as

características e atributos da matriz solo contaminado (Ex.: materiais adsorventes,

sítios de troca e de retenção, reatividade, textura, estrutura, condutividade hidráulica,

camadas descontínuas e de impedimento no perfil do solo); - as condições do meio

biofísico da vizinhança e da própria matriz (Ex.: aspectos relacionados ao clima,

micro e edafoclima, lençol de água, interações biológicas, relevo); - as

características do agente mobilizador (Ex.: chuvas – freqüência, intensidade,

recorrência, águas de irrigação – freqüência, intensidade, qualidade); - as

características do próprio contaminante (Ex.: concentração, polaridade, solubilidade,

persistência, mobilidade); - as características do processo de contaminação (Ex.:

fonte e abrangência inicial, continuidade da contaminação) e; - do tempo de

oportunidade à indução da percolação (Ex.: momento, volume e taxa de incidência e

de reincidência de chuvas ou de águas de irrigação).

6.3.1 - Efeito de alguns fatores

6.3.1.1 - (S

) - Atributos dos solos

Atributos físicos [níveis de areias, silte, argilas, densidades (da, d

) e

porosidade total (P

)] e químicos do solo [pHs; potássio (K

), cálcio (Ca

magnésio (Mg

) trocáveis; hidrogênio livre (H

); soma (S’) e saturação (V’) de

bases trocáveis; capacidade de troca de cátions (CTC); níveis de fósforo

disponível (P); matéria orgânica (MO)] foram determinados (TAB. 3.6; 6.10; 6.11).

135

TABELA 6.9 - Resíduos de MP lixiviados em colunas de solos provindos de duas

comunidades (C

, C

), Alto Pantanal, Cáceres, MT, Brasil.

Variáveis consideradas

Posição (Pi) relativa do terreno na vertente (Relevo)

Espessura

coluna solo

Momento

percolação

Terço inferior

)

Terço médio

)

Terço superior

)

Geral

Comunidade do Facão (C

) - valores expressos em µ

µµ

µg/mL (%)

(1)

: 30 min 1,790 (23,22) 3,052 (39,58) 1,322 (17,15) 2,055 (26,65) A

: 0 - 1cm t

: 2 dias 0,053 (0,69) 0,114 (1,49) 0,094 (1,23) 0,087 (1,14)B

: 4 dias 0,061 (0,80) 0,062 (0,81) 0,084 (1,10) 0,069 (0,90)B

Sub-E

0,635 (8,23) a A

1,077(13,96)a A

0,500 (6,49)a A

0,737 (9,56)A

: 30 min 0,613 (7,95) 1,067 (13,84) 0,312 (4,05) 0,664 (8,61)A

: 0 - 2 cm t

: 2 dias 0,043 (0,57) 0,084 (1,10) 0,051 (0,67) 0,060 (0,78) B

: 4 dias 0,013 (0,17) 0,021 (0,27) 0,019 (0,25) 0,017 (0,23) B

Sub-E

0,223 (2,90) b A

0,391 (5,07)a B

0,127 (1,66) b B

0,247 (3,21) B

: 30 min 0,060 (0,79) 1,6509 (21,40) 0,022 (0,30) 0,578 (7,50) A

: 0 - 3 cm t

: 2 dias 0,034 (0,45) 0,060 (0,78) 0,014 (0,19) 0,036 (0,47)B

: 4 dias 0,006 (0,09) 0,032 (0,41) 0,008 (0,11) 0,015 (0,20)B

Sub-E

0,034 (0,44) b A

0,581 (7,53)a B

0,015 (0,20)b B

0,210 (2,72)B

: 30 min 0,821 (10,65) A

1,923(24,94)A

0,552 (7,17)A

1,099 (14,25) A

Total E

...

: 2 dias 0,043 (0,57)B

0,086 (1,13) B

0,053 (0,70)B

0,061 (0,80) B

: 4 dias 0,027 (0,35) B

0,038 (0,50)B

0,037 (0,49) B

0,034 (0,45)B

Total C

0,297 (3,86) b α

αα

0,683 (8,86)a β

ββ

0,214 (2,78)b β

ββ

0,398 (5,16)±

±±

±0,862 (11,18) β

ββ

Comunidade de Barra Nova (C

) - valores expressos em µ

µµ

µg/mL (%)

(1)

: 30 min 4,179 (54,19) 6,097 (79,05) 5,756 (74,62) 5,344 (69,29)A

: 0 - 1 cm t

: 2 dias 0,042 (0,55) 0,030 (0,39) 0,118 (1,53) 0,033 (0,44)B

: 4 dias 0,034 (0,45) 0,011 (0,14) 0,031 (0,41) 0,025 (0,33)B

Sub-E

1,418 (18,39)a A

2,046 (26,53)aA

1,968 (25,52)a A

1,811 (23,48) A

: 30 min 0,577 (7,48) 2,463 (31,94) 1,107 (14,35) 1,382 (17,92)A

: 0 - 2 cm t

: 2 dias 0,046 (0,61) 0,043 (0,57) 0,115 (1,50) 0,068 (0,89) B

: 4 dias 0,022 (0,29) 0,012 (0,16) 0,089 (1,15) 0,041 (0,54)B

Sub-E

0,215 (2,80)b B

0,839 (10,89)a

0,437 (5,67)ab B

0,497 (6,45) B

: 30 min 0,071 (0,93) 1,519 (19,70) 0,755 (9,79) 0,782 (10,14) A

: 0 - 3 cm t

: 2 dias 0,026 (0,35) 0,346 (4,49) 0,227 (2,95) 0,200 (2,59) B

: 4 dias 0,014 (0,19) 0,022 (0,29) 0,058 (0,76) 0,031 (0,41) B

Sub-E

0,037 (0,49) b B

0,629 (8,16) a

0,346 (4,50) a

0,338 (4,38) B

: 30 min 1,609 (20,87) A

3,360(43,56) A

2,539 (32,92)A

2,503 (32,45) A

Total E

...

: 2 dias 0,038 (0,50) B

0,140 (1,82) B

0,153 (1,99)B

0,110 (1,44) B

: 4 dias 0,023 (0,31)B

0,015 (0,20)B

0,059 (0,77)B

0,033 (0,43)B

Total C

0,557 (7,23) a α

αα

1,171(15,19)a α

αα

0,917 (11,90)a α

αα

0,882(11,43)±

±±

±1,793(23,24)B

αα

Geral (C

+ C

) - valores expressos em µ

µµ

µg/mL (%)

(1)

: 30 min 2,985 (38,70) 4,575 (59,31) 3,539 (45,88) 3,700 (47,97) A

: 0 - 1 cm t

: 2 dias 0,048 (0,62) 0,072 (0,94) 0,106 (1,38) 0,075 (0,98) B

: 4 dias 0,047 (0,62) 0,037 (0,48) 0,058 (0,75) 0,047 (0,62) B

Sub-E

1,027(13,31)aA

E1P1

1,561(20,25)aA

E1P2

1,234(16,01)aA

E1P3

1,274 (16,52)A

E1(G)

: 30 min 0,595 (7,71) 1,765 (22,89) 0,709 (9,20) 1,023 (13,27) A

: 0 - 2 cm t

: 2 dias 0,045 (0,59) 0,064 (0,83) 0,083 (1,08) 0,064 (0,83) B

: 4 dias 0,017 (0,23) 0,016 (0,22) 0,054 (0,70) 0,029 (0,39)B

Sub-E

0,219 (2,85)b B

E2P1

0,615 (7,98)a B

E2P2

0,282 (3,66) bB

E2P3

0,372 (4,83) B

E2(G)

: 30 min 0,066 (0,86) 1,585 (20,55) 0,388 (5,04) 0,680 (8,82) A

: 0 - 3 cm t

: 2 dias 0,030 (0,40) 0,203 (2,64) 0,121 (1,57) 0,118 (1,53) B

: 4 dias 0,010 (0,14) 0,027 (0,35) 0,033 (0,43) 0,023 (0,31) B

Sub-E

0,035 (0,46) bB

E3P1

0,605 (7,85) aB

E3P2

0,181 (2,35)b B

E3P3

0,274 (3,55)B

E3(G)

: 30 min 1,215 (15,76)A

t0P1

2,642 (34,25)A

t0P2

1,546 (20,04)A

t0P3

1,801(23,35)A

t0(G)

Total E

...

: 2 dias 0,041 (0,54) B

t1P1

0,113 (1,47)B

t1P2

0,103 (1,34) B

t1P3

0,086 (1,12) B

t1©

: 4 dias 0,025 (0,33) B

t2P1

0,027 (0,35) B

t2P2

0,048 (0,63) B

t2P3

0,033 (0,44)B

t2(G)

Total Geral 0,427 (5,54) b 0,927 (12,02) a 0,566 (7,34)ab

0,640(8,30)

±±

1,425 (18,48)

Obs.: - Letras minúsculas comparam, pelo teste de Tukey, dados da mesma linha e as maiúsculas os de mesma coluna. Letras iguais ou diferentes,

nas direções de comparação, indicam haver semelhança (α > 0.05) ou diferença significante (α<0.05) entre os dados, respectivamente.

(1)

- Os valores fora do parêntesis são expressões em µg/mL e os entre parêntesis em % de resíduos lixiviados pelas colunas de solo em

relação aos aplicados. Porém, as análises indicaram que as dosagens aplicadas, teoricamente previstas-calculadas, foram menores que as

cromatograficamente identificadas nas provas em branco e efetivamente consideradas (em torno de 7,7 µg/mL) no cálculo % dos resultados.

No cálculo % de resíduos lixiviados nos momentos subseqüentes avaliados (t

e t

), foram considerados os teores remanescentes.

136

TABELA 6.10 - Atributos de solos (usados no ensaio de lixiviação de pesticidas),

provindos de duas comunidades (C

, C

), Alto Pantanal, Cáceres, MT, Brasil.

Comunidades rurais

Atributos do

solo das áreas representadas no ensaio

_ _

Geral

_ _

± S

Fósforo disponível no solo (mg kg

)

51,655 a

37,833

44,744

35,450

Matéria orgânica no solo (g kg

)

55,00 a

44,55 b

49,77

13,26

Areia no solo (g kg

)

796,66 b

818,77 a

807,72

22,87

Silte no solo (g kg

)

61,11 b

91,77 a

76,44

21,80

Argila no solo (g kg

)

142,22 a

89,44 b

115,83

35,11

Potássio trocá

vel no solo (cmol

)

0,475 a

0,108 b

0,291

0,191

Capacidade de troca de cátions no solo (cmol

)

13,408 a

12,703 a

13,055

2,799

Soma de bases trocáveis no solo (cmol

)

11,275 a

9,625 b

10,450

3,206

Saturação de bases trocáveis no

solo (%)

83,674 a

73,768 b

78,721

9,387

em água no solo

7,000 a

6,177 b

6,588

0,554

em CaCl

no solo

6,477 a

5,400 b

5,938

0,716

Hidrogênio livre no solo (cmol

)

2,133 b

3,077 a

2,605

0,847

Cálcio trocável no solo (cmol

)

8,766 a

8,466

8,616

2,853

Magnésio trocável no solo (cmol

)

2,033 a

1,366 a

1,700

0,989

Densidade aparente do solo (kg dm

)

1,204 b

1,454 a

1,329

0,185

Densidade das partículas do solo (kg dm

)

2,660 a

2,609 a

2,634

0,082

Porosidade total no solo (m

)

0,547 a

0,443 b

0,495

0,065

Obs:

_ _

: Média; S: Desvio padrão;

. Médias seguidas de mesmas ou distintas letras na linha, respectivamente, não diferem ou diferem estatisticamente (F, Tukey a 5%).

TABELA 6.11 - Atributos de solos (usados em ensaio de lixiviação de pesticidas) de

três posições de vertentes de duas comunidades (C

), Cáceres, MT, Brasil.

Posição relativa das áreas de estudo na vertente de C

e C

Atributos do

solo das áreas representadas no ensaio

Terço inferior

Terço médio

Terço superior

Geral (

_ _

± S)

Fósforo disponível

(mg kg

)

75,616 a

40,333 b

18,283 c

44,744

35,450

Matéria orgânica (g kg

)

63,66 a

41,33 b

44,33 b

49,77

13,26

Areia

(g kg

)

816,00 a

814,16 a

793,00 a

807,72

22,87

Silte

(g kg

)

85,33 a

75,66 a

68,33 a

76,44

21,80

Argila

(g kg

)

98,66 b

110,16 b

138,66 a

115,83

35,11

Potássio trocável

(cmol

)

0,296 a

0,273 a

0,305 a

0,291

0,191

Capacidade de troca de cátions

(cmol

)

16,628 a

10,572 c

11,96

6 b

13,055

2,799

Soma de bases trocáveis (cmol

)

14,528 a

7,856 c

8,966 b

10,450

3,206

Saturação de bases trocáveis

(%)

87,405 a

73,798 b

74,960 b

78,721

9,387

em água

7,033 a

6,500 b

6,233 c

6,588

0,554

em CaCl

6,516 a

5,750 b

5,550 b

938

0,716

Hidrogênio livre (cmol

)

2,100 b

2,716 ab

3,000 a

2,605

0,847

Cálcio trocável

(cmol

)

12,383 a

6,400 b

7,066 b

8,616

2,853

Magnésio trocável

(cmol

)

2,350 a

1,183 a

2,350 a

1,700

0,989

Densidade aparente

(kg dm

)

1,174 b

1,44

7 a

1,367 a

1,329

0,185

Densidade das partículas

(kg dm

)

2,552 b

2,694 a

2,656 a

2,634

0,082

Porosidade total

)

0,539 a

0,462 b

0,484 b

0,495

0,006

Obs

_ _

: Média; S: Desvio padrão; .

_ _

: Média; S: Desvio padrão;

. Médias seguidas de mesmas ou distintas letras na linha, respectivamente, não diferem ou diferem estatisticamente (F, Tukey a 5%).

Conforme as proposições interpretativas de LOPES & GUIDOLIN

(1989) e EMBRAPA (1999), os solos utilizados, em média, apresentaram reatividade

(acidez ou alcalinidade) entre moderadamente ácida e praticamente alcalina; acidez

potencial expressa sem contribuição de Al

+++

; classes texturais entre arenosa e

média; níveis altos de Ca

, Mg

, MO, S’, CTC, V’ mas baixos de K

. Os níveis

destes atributos nos solos utilizados afetaram a adsorção, a mobilização de resíduos

e a velocidade degradação de pesticidas ingressados nesta matriz, conforme pode

ser verificado em discussões seguintes.

137

6.3.1.2 - (MO)- Matéria orgânica dos solos

Este componente (MO) é o mais importante do solo que determina a

retenção de pesticidas nesta matriz, sendo a força de adsorção uma função da

quantidade de MO presente (TRAUTMANN; PORTER & WAGENET, 1998). Nos

solos com baixos teores de argila, como os do presente estudo, a MO determina o

poder de adsorção nestes, e portanto, comanda os processos de mobilização de

moléculas de pesticidas veiculadas no solo. O conteúdo de MO dos solos (TAB. 3.6;

6.10; 6.11) nas camadas estudadas, em média, situaram-se ao redor de 50 g kg

-1

(média: 49,77 g kg

-1

; desvio padrão: 13,26 g kg

-1

; coeficiente de variação: 26,64%

n=18). RIEDER (1995) já havia encontrado níveis altos (> 30 g kg

-1

) de MO em solos

do presente estudo, mas confirmou que o uso continuado reduz estes conteúdos

inicialmente altos, depauperando-os quando a MO é inapropriadamente manejada.

6.3.1.3 - (A

)- Atributos da água percolada pelas colunas de solo

No ensaio foi usada água deionizada para provocar a lixiviação de

resíduos de MP. Portanto, todos os constituintes encontrados (TAB. 6.12; 6.13). na

análise do percolado foram contribuições do meio (colunas de solo) onde se deu a

passagem da água. Por isto há uma forte correlação de atributos da água (pH,

turbidez) com vários atributos do solo

6.3.1.4 - (C

)- Localidade ou comunidades

O ensaio de percolação se limitou a estudar duas comunidades (C

), tomando solos de terrenos cultivados historicamente com algodão herbáceo.

Além dos aspectos ambientais, as ações antrópicas nos terrenos amostrados podem

ter contribuído para definir a performance da lixiviação de MP nos ensaios.

6.3.1.5 - (P

)- Posição ocupada no relevo pelos terrenos envolvidos

Mesmo que uma superfície seja bastante irregular em sua extensão, é

possível determinar a declividade média da mesma em relação a um plano

horizontal de referência. Este plano inclinado (rampa) pode ser divido em três sub-

planos: a porção mais baixa (terço inferior - P

), a intermediária (terço médio - P

) e

a mais elevada (terço superior - P

). A vulnerabilidade à degradação do ambiente a

processos naturais e antrópicos de ação no meio, nestes três compartimentos, se

diferencia pela posição no relevo que ocupam. Com este pressuposto, verificou-se o

efeito de P

na mobilização edafo-hídrica de pesticidas em seus solos, o que está

discutido adiante, nos tópicos que analisam interações de fatores.

6.3.1.6 - (E

) - Camadas de solo

Partiu-se da hipótese de haver efeito da espessura sobre a retenção de

pesticida na percolação de águas por colunas de solos contaminadas superficial e

previamente. Modelos computadorizados de previsão do comportamento e destino

de pesticidas no solo incluem a espessura das camadas de interesse, por a

considerarem elemento importante na alimentação de dados (COHEN et al., 1995).

Os ensaios verificaram o efeito da variável espessura de camadas de

solo (E

), utilizando-se de três extratos: E

= 0-1 cm; E

= 0-2 cm; E

= 0-3 cm.

6.3.1.7 - (t

) - Momento da indução da percolação de água em solos

O momento em si teria contribuição sob o aspecto do tempo de

oportunidade para eventos acontecerem e se desenvolverem. Entretanto, a

periodicidade e intensidade desses eventos podem ter importância e contribuição

fundamental na destinação intermediária e final dos pesticidas no solo, como por

exemplo o regime e distribuição de chuvas. Chuvas, principalmente na primeira

metade do ciclo da cultura, podem ocorrer freqüente e intensamente nas lavouras de

138

TABELA 6.12 - Atributos da água percolada em ensaios de colunas de solos provindos

de duas comunidades (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil.

Comunidades rurais Atributos da água percolada

nas colunas

de solo do ensaio

)

_ _

)

_ _

Geral

_ _

± S

Cálcio (

g L

)

1,336.10

4,379.10

2,858.10

3,932.10

Magnésio (

g L

)

0,524.10

1,612.10

1,068.10

0,939.10

Potássio (

g L

)

11,777.10

4,666.10

8,222.10

5,557.10

Sódio (

g L

)

11,583.10

9,583.10

10,583.10

5,038.10

Ferro (

g L

)

0,311.10

0,265.10

0,288.10

0,131.10

Manganês (

g L

)

0,013.10

0,028.10

0,021.10

0,010.10

Cobre (

g L

)

0,012.10

0,001.10

0,007.10

0,018.10

Zinco (

g L

)

0,00

.10

0,008.10

0,004.10

0,008.10

Alcalinidade (

g L

em CaCO

)

30,222 a

6,111 a

28,166

11,947

6,545 a

5,986 b

6,266

0,343

Condutividade elétrica (nS cm

)

0,087 a

0,055 b

0,717

0,315

Turbidez (NTU)

24,555 b

50,333 a

37,444

22,963

Temperatura (ºC)

22,666 b

23,133 a

22,900

0,293

Potencial de oxidação (

231

,777 a

241,000 a

236,388

13,521

Obs.:.

_ _

: Média; S: Desvio padrão;

. Médias seguidas de mesmas ou distintas letras na linha, respectivamente, não diferem ou diferem estatisticamente (F, Tukey a 5%).

TABELA 6.13. Atributos da água percolada em ensaios de colunas de solos provindos de

três posições relativas de vertentes (P

i=1,2,3

) da comunidade rural do Facão (C

)

e de

Barra Nova (C

), Cáceres (MT).

Posição relativa das áreas de estudo na vertente

Atributos da água percolada

Terço inferior

Terço médio

Terço superior

Geral (

)

SX ±

)

Cálcio (

g L

)

7,068.10

0,632.10

0,874.10

2,858.10

3,932.10

Magnésio (

g L

)

1,920.10

0,610.10

0,676.10

1,068.10

0,939.10

Potássio (

g L

)

9,333

.10

9,500.10

5,833.10

8,222.10

5,557.10

Sódio (

g L

)

11,750.10

10,833.10

9,166.10

10,583.10

5,038.10

Ferro (

g L

)

0,293.10

0,369.10

0,202.10

0,288.10

0,131.10

Manganês (

g L

)

0,015.10

0,021.1

0,026.10

0,021.10

0,010.10

Cobre (

g L

)

0,005.10

0,00

.10

0,016.10

0,007.10

0,018.10

Zinco (

g L

)

0,005.10

0,003.10

0,004.10

0,008.10

Alcalinidade (

g L

em CaCO

)

42,333 a

23,500 b

18,6

66 b

28,166

11,947

6,4666 a

6,240 b

6,091 c

6,266

0,343

Condutância elétrica (nS

)

0,101 a

0,069 b

0,044 c

0,717

0,315

Turbidez (NTU)

28,833 a

50,500 a

33,000 a

37,444

22,963

Temperatura (ºC)

23,033 a

22,933 a

22,733 b

22,900

0,293

Potencial de oxidação (

240,166 a

232,833 a

236,166 a

236,388

13,521

Obs.:

_ _

: Média; S: Desvio padrão.

Médias seguidas de mesmas ou distintas letras na linha, respectivamente, não diferem ou diferem estatisticamente (F, Tukey a 5%).

algodão da região da borda do Alto Pantanal no sudoeste de Mato Grosso. Chuvas

imediatas e reincidentes logo após a aplicação de pesticidas também podem ocorrer.

LANGENBACH & SCHROLL (1999) também alertam que é essencial considerar as

diferenças climáticas, como o regime pluviométrico, no estudo da degradação e

distribuição de pesticidas no solo. Por isso, o ensaio incluiu a variável momento de

aplicação de água sobre as colunas de solo. Utilizaram-se três momentos: t

= 30 min

após a aplicação do produto; t

= dois dias após e; t

= quatro dias após a aplicação do

produto na superfície da coluna de solo sob ensaio. Os resultados estão discutidos na

apreciação das interações de fatores relacionados.

6.3.1.8 - O pesticida MP nas condições regionais

O ambiente regional favorece a aceleração do processo de degradação

de pesticidas, pois é tipicamente tropical (Aw

, pela classificação de Köppen; oscilando

entre C

wA’a’ e C

wA’a’, pela classificação de Thornthwaite). Apresenta alta insolação,

139

elevadas temperaturas e de pequena variação, expressando verão úmido e inverno

seco. Isto estabelece condições para manter também elevada a atividade microbiana

no solo, em especial nas camadas superficiais, se bem supridas de MO. Entre os

organofosforados o MP é considerado um dos mais estáveis para uso na agricultura

(OLIVEIRA, 2000), de baixa solubilidade em água, com meia vida no solo entre 1-18

dias em condições laboratoriais, degradando-se principalmente por ação microbiana e

hidrólise química (FAO, 2005). Mas segundo a EPA (2005) dissipa-se também por

fotólise aquosa e por incorporação na MO do solo. Para solos minerais arenosos até

argilosos o K

de adsorção pode estar entre 230 e 590, e o de dessorção entre 350 e

950, o que permite considerá-lo moderadamente adsorvido nestes solos (NRA, 1999).

Segundo dados da EPA (2005) o MP é móvel a relativamente móvel no solo, sendo que

o “runoff” e a lixiviação podem ser rotas potenciais a sua dissipação. Portanto, por um

lado, se os fatores climáticos, acrescidos da elevada atividade microbiana reinante,

diante dos bons teores de MO nas camadas (E

) superficiais dos solos, das diferentes

posições no relevo (P

), das comunidades (C

) estudadas, acentuam provavelmente o

processo degradativo de MP; por outro lado, é um pesticida altamente tóxico (CT-1) e

perigoso (PPA-1), e se mal manuseado tanto o pesticida como o ambiente (ex.: perdas

de MO), o que ocorre regionalmente, os riscos de danos bióticos tornam-se elevados.

6.3.2 - Interação dupla de fatores

6.3.2.1 - (S

x MO) - Atributos do solo (S

) com sua própria matéria

orgânica (MO)

Exceto as frações granulométricas (areias, silte e argilas), a d

e o K

, as

demais variáveis citadas estiveram fortemente correlacionadas negativa (d

e H

) e

positivamente (pH, Mg

, Ca

, CTC, S’, V’%, P e Pt) com os teores de MO dos solos

(TAB. 6.14a).

Excetuando o K

que não expressou correlação forte com a MO, mas sim

com os teores de argila, as demais constatações, convergentes, indicam que cabe a

MO a função fundamental nesses solos no comando dos eventos químico-físicos

naquele meio edáfico.

6.3.2.2 - (S

x A

) - Atributos do solo (S

) e da água percolada pelo mesmo

)

O pH da água esteve positivamente correlacionado com algumas

variáveis do solo (pHs do solo: r = 0,90; S’: r = 0,60; V’%: r = 0,80; e MO: r = 0,67) e,

inversamente relacionado com o H

(r = -0,78), (TAB. 6.14a, b). Nestes solos, por terem

baixos teores de outros materiais sortivos, parece então que coube a MO do solo

exercer comando principal na determinação direta e indireta no pH da água percolada,

juntamente com as bases trocáveis liberadas pelo solo.

6.3.2.3 - (S

x C

) - Atributos de solos (S

) nas comunidades estudadas (C

)

Os atributos dos solos utilizados no ensaio se apresentaram (TAB. 6.10),

alguns com valores menores (areia, silte, H

e d

), outros maiores (P, MO, argila, K

, S,

V’%, pH do solo e P

) e terceiros com teores ou níveis semelhantes (CTC, Ca

, Mg

) na comunidade C

em relação a C

6.3.2.4 - (S

)-Posição do solo no relevo(P

) e os atributos do mesmo(S

)

Verificou-se (TAB. 6.11) que a argila, H

, d

e d

do solo, manifestaram

valores mais baixos nas amostras provindas do terço inferior (P

) das vertentes (zona

de maior acumulação de sedimentos) quando comparado com a situação encontrada

no terço médio (P

) ou superior (P

140

TABELA 6.14a, b - Correlações entre atributos dos solos ensaiados, e de atributos

de solos com os da água percolada nos mesmos, de amostras provindas de duas

comunidades (C

, C

), Cáceres (MT).

Variável relacionada n

Correlação “r” Qualific. da “r”

Valor de T Significância

(a) - Teores de matéria orgânica(MO) com:

Densidade aparente do solo 18 -0,8366 Forte -6,1093 0,0000

Turbidez da água 18 -0,6685 Forte -3,5950 0,0012

Concentração média pesticida 18 -0,6622 Forte -3,5350 0,0014

Hidrogênio livre do solo 18 -0,6259 Forte -3,2105 0,0027

Manganês na água 18 -0,6134 Forte -3,1067 0,0034

Posição 18 -0,6125 Forte -3,0993 0,0034

Cálcio na água 18 0,6172 Forte 3,1380 0,0032

Condutividade elétrica da água 18 0,6360 Forte 3,2970 0,0023

pH da água

18 0,6709 Forte 3,6186 0,0012

pH em água do solo

18 0,6867 Forte 3,7782 0,0008

Magnésio do solo 18 0,6928 Forte 3,8427 0,0007

pH em CaCl

do solo

18 0,7033 Forte 3,9568 0,0006

Porosidade total do solo 18 0,7621 Forte 4,7087 0,0001

Fósforo do solo 18 0,8014 Forte 5,3590 0,0000

Alcalinidade da água 18 0,8357 Forte 6,0868 0,0000

Cálcio do solo 18 0,8393 Forte 6,1747 0,0000

CTC do solo 18 0,8399 Forte 6,1909 0,0000

Saturação de bases trocáveis do solo 18 0,8648 Forte 6,8903 0,0000

Soma de bases do solo 18 0,8987 Forte 8,1966 0,0000

(b) - pH em água do solo com:

Densidade aparente do solo 18 -0,8162 Forte -5,6498 0,0000

Manganês na água percolada 18 -0,7934 Forte -5,2133 0,0000

Hidrogênio livre do solo 18 -0,6952 Forte -3,8686 0,0007

Concentração média pesticida 18 -0,6213 Forte -3,1719 0,0030

Posição 18 -0,6066 Forte -3,0521 0,0038

Alcalinidade da água 18 0,6633 Forte 3,5451 0,0013

Matéria orgânica do solo 18 0,6867 Forte 3,7782 0,0008

Soma de bases trocáveis do solo 18 0,6981 Forte 3,9000 0,0006

Potássio trocável do solo 18 0,7377 Forte 4,3710 0,0002

Saturação de bases trocáveis do solo 18 0,7705 Forte 4,8346 0,0001

Porosidade total do solo 18 0,8549 Forte 6,5913 0,0000

pH da água 18 0,9034

Fortíssima

8,4248 0,0000

Condutividade elétrica da água 18 0,9169

Fortíssima

9,1909 0,0000

pH em CaCl

do solo 18 0,9898

Fortíssima

27,8280 0,0000

Obs.:

(1)

- Estão listadas apenas as variáveis que apresentaram correlação, pelo menos, forte e significante (r > 0,6; α <

0,05). A qualificação da correlação em forte (0,6 ≤ r <0,9) e fortíssima (0,9 ≤ r < 1 ) se baseia na proposição de

PEREIRA (1978).

Constatou-se também ter havido uma diferenciação significante (F;

Tukey; α < 0,05) entre posição no terreno das parcelas estudas (Pi

=1,2,3

) com a soma

de bases trocáveis (S

> S

)

6.3.2.5 - (S

x E

)-Camadas de solos (E

) e os atributos destes (S

)

Um trabalho anterior de RIEDER (1995), nos solos de uma das

comunidades estudadas (C

), identificou a relação existente entre a magnitude(y

)

assumida pelos atributos do solo em função da penetração(x

) no perfil destes.

Com tendência decrescente não oscilatória, diante dos modelos de

regressão testados y

= f(x

), apresentaram melhor ajuste para: pH do solo, a função

linear (y = a+bx); MO, S’, Ca

+Mg

, CTC e para a areia grossa, funções

hiperbólicas (y= 1/(a+bx)); K

, a função logaritmo neperiano (y = a+b.ln x); Kr, a

função logaritmo decimal (y = a+b.Log x); P, a função potencial (y = a.x

); H+ Al, a

função exponencial (y = a.b

); Ca e para P

, funções do tipo cúbica (y =

a+bx+cx

+dx

); Mg e para areia total, funções do tipo cúbica-raiz (y =

141

a+bx

1/2

+cx+dx

3/2

Com tendência decrescente oscilatória, apresentaram melhor ajuste

para: V% e para a relação silte/argila, funções do tipo cúbica (y = a+bx+cx

+dx

); K

e para o silte, funções do tipo cúbica-raíz (y = a+bx

1/2

+cx+dx

3/2

Com tendência de acréscimos lineares em profundidade, o Fe

e o

SiO

apresentaram melhor ajuste, funções lineares típicas (y = a+bx).

Com tendência de acréscimos curvilíneos não oscilatórios,

apresentaram melhor ajuste para: d

, a função potencial (y = a.x

); argila dispersa, a

função exponencial (y = a.b

); Al

, a função cúbica (y = a+bx+cx

+dx

); argila total,

a função cúbica-raíz (y = a+bx

1/2

+cx+dx

3/2

Com tendência de acréscimos curvilíneos oscilatórios, a d

, apresentou

melhor ajuste para a função cúbica (y = a+bx+cx

+dx

Com tendência de acréscimos e decréscimos alternados a P

apresentou melhor ajuste para a função cúbica-raiz (y = a+bx

1/2

+cx+dx

3/2

Entre todos os atributos do solo, apenas a MO, o K, a argila dispersa

em água e a relação silte/argila, confirmaram nos diferentes perfis e tipos de solos

analisados, o mesmo tipo próprio de função matemática que melhor se ajustava para

os modelos de regressão testados.

6.3.2.6 - (S

x MP) - Atributos dos solos (S

) e a lixiviação de pesticida

Foi constatado (TAB. 6.15) que a quantidade de resíduos lixiviados

esteve fortemente correlacionada, de forma positiva, com a d

e, de modo negativo,

com a P

, K

, MO, pHs, S’, V’% e Mg

. A correlação positiva d

com os resíduos

lixiviados, explica-se provavelmente mais pela correlação negativa daquela com os

teores de MO do solo. Pois esta tem efeito sobre a estruturação dos solos e, é

determinante do poder de adsorção de pesticidas nestes.

Enquanto a correlação negativa dos resíduos lixiviados com algumas

variáveis do solo [P

, V’%, S’ e Mg

] pode também ser explicada pelo efeito

positivamente correlacionado com os teores de MO, a qual oferece uma ampliação

de sítios de adsorção ou de troca no solo com moléculas de pesticidas por ocasião

de sua passagem pelos condutos de drenagem, retendo resíduos cumulativamente.

A correlação negativa (r = -0,69) de resíduos lixiviados com os teores de K

no solo,

provavelmente possa ser explicada pela correlação positiva (r = 0,77) com os teores

de argila (contribuindo para o poder de sorção), embora estejam em patamares

baixos (115,8 ± 35,1 g kg

-1

). Pois, as moléculas do pesticida podem concorrer, direta

ou indiretamente, com sítios de troca ocupados pelo cátion K

. O pH do solo está

associado aos teores de compostos de reação alcalina presentes, os quais possuem

poder de neutralizar a molécula do pesticida MP. Isto deve estabelecer um ambiente

favorável ao processo de desativação ou degradação acelerada deste produto

químico fosforado.

Os valores dos atributos dos solos ensaiados, ao agrupa-los em duas

categorias [categoria 1 (k

): valores menores que um referencial – geralmente a

média; categoria 2 (k

): valores maiores que os de k

], ficou evidenciado que

determinadas variáveis [P, MO, V’%, pH em água do solo, Mg

e P

] em sua

categoria k

permitiram lixiviar mais resíduos (F; α < 0,05), que nos casos da

categoria k

. Mas as diferenciações entre categorias se inverteram em outras

variáveis [silte, d

] (TAB. 6.16a).

Porém, para certas variáveis [areia, H

, d

, argila , K

, CTC, S’, pH em

CaCl

e Ca

], as médias de resíduos lixiviados não se diferenciaram,

significativamente (F; α > 0,05), nas duas categorias.

142

TABELA 6.15 - Correlação dos teores de MP hidromobilizados em colunas de solos

(provindos de C

e C

) com os valores de atributos destes, e da água percolada em

ensaios laboratoriais

(1)

, UFMT

Variável relacionada

Correlação “r” Qualific. “r”

Valor de T Significância

Concentração média de

na água percolada com:

Porosidade total do solo 18 -0,8555 Forte -6,6080 0,0000

Potássio do solo 18 -0,6909 Forte -3,8225 0,0007

Matéria orgânica do solo 18 -0,6622 Forte -3,5350 0,0014

Saturação de bases trocáveis do solo 18 -0,6575 Forte -3,4906 0,0015

pH em CaCl

do solo

18 -0,6426 Forte -3,3549 0,0020

Soma de bases do solo 18 -0,6345 Forte -3,2838 0,0023

Magnésio do solo 18 -0,6336 Forte -3,2758 0,0024

pH em água do solo

18 -0,6213 Forte -3,1719 0,0030

pH da água

18 -0,6024 Forte -3,0191 0,0041

Turbidez da água 18 0,6088 Forte 3,0699 0,0037

Densidade aparente do solo 18 0,8730 Forte 7,1598 0,0000

Obs.:

(1)

- Estão listadas apenas as variáveis que apresentaram correlação, pelo menos, forte e significante (r > 0,6; α <

0,05). A qualificação da correlação em forte (0,6 ≤ r <0,9) e fortíssima (0,9 ≤ r < 1) se baseia na proposição de

PEREIRA (1978).

Como já mencionado anteriormente e de acordo com diversos estudos

(ADAMS Jr.,1973; WEED & WEBER, 1974; GORING et al.,1975; OLIVEIRA &

BEGAZO, 1989; MELO,1994), vários atributos da matriz solo exercem efeito sobre a

mobilização e destino de pesticidas quando da contaminação da superfície dos

terrenos. Entre os quais citam a MO, argila, pH, teores de Ca

, Mg

, CTCatiônica e

CTAniônica, P

, condutividade hidráulica, presença de camadas de adensamento,

alterações bruscas no gradiente textural no perfil do solo, localização e oscilações

no lençol freático.

6.3.2.7 - (MO x A

) - Matéria orgânica (MO) e atributos da água

percolada (A

)

Foram fortes e negativas as correlações entre a MO dos solos do

ensaio com o Mn (r = -0,61) e turbidez (r = -0,67) da água e, fortes e positivas com o

Ca (r = 0,61), pH (r = 0,67), condutividade elétrica (r = 0,63) e alcalinidade da água

(r=0,83). Por sua vez, verificou-se também que o pH da água expressou uma

correlação forte e positiva com a condutância elétrica da água (r = 0,72) e forte e

negativa o Mn da água (r = -0,83) (TAB. 6.14a).

6.3.2.8 - (MO x C

) - Matéria orgânica no solo (MO) das comunidades

)

Os teores médios de matéria orgânica dos solos (MO) foram mais

elevados em C

(55,00 g kg

-1

) em relação a C

(44,55 g kg

-1

). Os teores médios

menores em C

podem estar relacionados com o maior tempo de uso agropecuário

ininterrupto, com perdas ao longo dos anos, em face do tipo de manejo não-

sustentado aplicado.

6.3.2.9 - (MO x P

) - Matéria orgânica (MO) nas várias posições do

relevo (P

)

Houve também uma diferenciação entre as posições ocupadas pelos

terrenos no relevo (Pi

=1,2,3

) com os teores de MO de seus solos [MO

= (

63,66 g kg

-1

)

(41,33 g kg

-1

) = MO

(44,33 g kg

-1

)] (TAB. 6.11).

Isto indicou uma correlação forte e negativa (r = -0,61) entre os teores

de MO e a posição ocupada pelo terreno na rampa (TAB. 6.14a). Evidenciou-se

assim que os maiores teores de MO estavam na parte mais baixa da rampa.

143

TABELA 6.16 a,b - Resíduos de MP na água percolada por colunas de solos

contaminados em função de alguns atributos desta água e dos solos usados

(provindos de C

e C

) ensaiados em laboratórios da UFMT, Cuiabá, MT.

Atributos avaliados

Categorias binomiais

Média de

(

µµ

g mL

)

Confronto(Tukey)

(a) - Condizente aos valores nos solos usados no ensaio

1 (< 30 ppm)

0,8426

Fósforo disponível

2 (

≥

30 ppm)

0,4786

1 (<4

5g.dm

)

0,9201

Matéria orgânica

2 (

≥

45 g.dm

)

0,4624

1 (<820 g.dm

)

0,5963

Areia

2 (

≥

820 g.dm

)

0,7095

1 (<75 g.dm

)

0,4619

Silte

2 (

≥

75 g.dm

)

0,8635

1 (<125 g.dm

)

0,7311

Argila

2 (

≥

125 g.dm

)

0,5270

1 (<0,25cmol

.dm

)

0,8823

Potássio trocável

2((

≥

0,25cmol

.dm

)

0,3984

1 (<12,5 cmol

.dm

)

0,7468

Capacidade de troca de cátions

2 ((

≥

12,5 cmol

.dm

0,4274

1 (<11 cmol

.dm

)

0,7468

Soma de bases trocáveis

2((

≥

11 cmol

.dm

)

0,4274

1 (<75%)

0,9795

Saturação de bases trocáveis

2 ((

≥

75%)

0,4245

1 (<6,5)

0,8602

pH em água

2 ((

≥

6,5)

0,4645

1 (<6,0)

0,7836

pH em CaCl

2 ((

≥

6,0)

0,4971

1 (<2,5 cmol

.dm

)

0,4652

Hidrogênio livre

2 (

≥

2,5 cmol

.dm

)

0,8156

1 (9,0 cmol

.dm

)

0,7468

Cálcio trocável

≥

9,0 cmol

.dm

)

0,4274

1 (<2,0 cmol

.dm

)

0,7808

Magnésio trocável

2 (

≥

2,0 cmol

.dm

)

0,3596

1 (<1,35 kg dm

)

0,3796

Densidade aparente

≥

1,35 kg dm

)

0,9663

1 (<2,60

kg dm

)

0,4478

Densidade das partículas

2 (

≥

2,60

kg dm

)

0,7144

1 (<0,475m

)

0,9653

Porosidade total

2 ((

≥

0,475 m

)

0,4336

(b) - Condizente aos valores na água percolada por colunas de solo

1 (<2,5 mg L

)

0,7366

Cálcio

2 (

≥

2,5 mg L

)

0,3902

1 (< 1,0 mg L

)

0,6343

Magnésio

2 (

≥

1,0 mg L

)

0,6500

1 (<8,23 mg L

)

0,7222

Potássio

2 (

≥

8,23 mg L

)

0,4275

1 (<10,5834 mg L

)

0,7233

Sódio

2 (

≥

10,5834 mg L

)

0,5367

1 (<0,3 mg L

)

0,5238

Ferro

2 (

≥

0,3 mg L

)

0,7569

1 (<0,002 mg L

)

0,5037

Manganês

≥

0,002 mg L

)

0,7273

1 (<0,005 mg L

)

0,8434

Cobre

2 (

≥

0,005 mg L

)

0,3865

1 (< 0,005 mg L

)

0,6096

Zinco

2 (

≥

0,005 mg L

)

0,7482

1 (<30

g L

em CaCO

)

0,7570

Alcalinidade

2 (

≥

g L

em CaCO

)

0,4946

1 (< 6,3)

0,9401

2 (

≥

6,3)

0,4496

1 (<0,08 nS cm

)

0,7154

Condutância elétrica

2 (

≥

0,08 nS cm

)

0,4903

1 (<40 NTU)

0,48

Turbidez

2 (

≥

40 NTU)

1,1687

1 (<22,8 ºC)

0,4211

Temperatura

2 (

≥

22,8 ºC)

0,7247

1(<230

V )

0,6662

Potencial de oxidação

≥

230

0,6274

144

6.3.2.10 - (MO x E

) - Matéria orgânica (MO) nas camadas iniciais de

solos (E

)

Estudando a distribuição de atributos do solo em seus perfis de

amostras de áreas do presente estudo, RIEDER (1995) encontrou, entre vários

testados, que o modelo matemático hiperbólico do tipo y = 1/(a+bx) melhor se

ajustava para explicar as variações dos teores de MO (y) em função da profundidade

(x) do perfil. Os teores mais elevados de MO, nos perfis analisados, em média,

encontravam-se nas camadas E

(58,7 g kg

-1

), E

(52,65 g kg

-1

) e E

(49,43 g kg

-1

No primeiro extrato do solo (0-10cm), as análises foram efetuadas a cada centímetro

de espessura, encontrando-se, em média, nas camadas de 0-1 cm, 1-2cm e 2-3cm,

respectivamente, 58,7 g kg

-1

, 46,6 g kg

-1

e 43,0 g kg

-1

de MO.

Contudo, os teores das camadas E

(0-2 cm) e E

(0-3 cm), além de

incluírem sucessivamente suas anteriores, na parcela seguinte de espessura, ainda

apresentavam consideráveis teores de MO.

6.3.2.11 - (MO x MP)-Matéria orgânica (MO) e a mobilização de

resíduos de MP

Utilizando-se das discussões desenvolvidas em outros tópicos no que

se refere às relações encontradas entre lixiviação de MP e atributos de solos e da

água de drenagem, os resultados deste trabalho evidenciam que a MO, direta ou

indiretamente, foi a principal responsável pela definição da quantidade de resíduos

de MP lixiviados nos ensaios (TAB. 6.14a; 6.15; 6.16a). Por ter havido elevados

teores de areia e baixos de argila nestes solos (TAB.3.6; 6.10), a MO comandou o

poder de sorção ou troca de íons, e daí também a retenção de pesticidas nestes

solos; assim como ainda respondeu acentuadamente pelo poder de reatividade

conferido a estes solos.

6.3.2.12 - (A

x C

)-Atributos da água percolada (A

) pelos ensaios das

comunidades (C

)

Atributos da água percolada, como os níveis de pH, K e condutividade

elétrica foram menores em C

em relação os de C

, mas o nível de Fe, Na, Cu, Zn,

alcalinidade e potencial de oxidação foram semelhantes, sendo maiores os teores de

Ca, Mg, Mn, temperatura e turbidez da água (TAB. 6.12). Portanto, a água, ao

percolar por solos de C

se supre distintamente, em relação a C

, de alguns atributos

químico-físicos propiciados pela composição da matriz solo.

6.3.2.13 - (A

x P

) - Atributos da água percolada (A

) por colunas de

solos de diferentes posições dos terrenos no relevo (P

)

Em 14 variáveis relacionadas com atributos da água percolada, 6 (K,

Na, Cu, Zn, turbidez e potencial de oxidação) expressaram valores semelhantes nas

três posições da vertente. Outras 8 foram maiores em P

(Ca, Mg, pH, temperatura,

alcalinidade e condutância elétrica), em P

(Fe) ou em P

(Mn), enquanto os valores

mais baixos estiveram distribuídos em P

(Mn), P

(Ca, Mg) e P

(Fe, pH, temperatura,

alcalinidade e condutância elétrica) (TAB. 6.13). Isto demonstra efeitos diferenciados

da posição de solos na vertente sobre sua caracterização físico-química, o que

ajuda a entender respostas diferenciadas destes solos diante das interações do

homem neste ambiente.

145

6.3.2.14 - (A

x MP) - Atributos da água percolada (A

) por colunas de

solos e os teores de resíduos de MP mobilizados

Efeitos do pH e da turbidez da água percolada sobre os teores de

resíduos do pesticida MP mobilizados também foram constatadas através de

correlações fortes, negativa e positiva, respectivamente (TAB. 6.15).

Os valores de atributos da água percolada, pelas colunas de solos dos

ensaios, também foram agrupados, binomialmente, em k

e k

. Quando o Cu e pH

da água estavam situados na categoria k

1Cu

< 0,005 mg L

-1

1pH da água

< 6,3) havia

mais (F, α < 0,05) resíduos lixiviados (MPk

: 0,8434 µg mL

-1

< MPk

: 0,3865 µg

-1

; MPk

: 0,9401 µg mL

-1

< MPk

: 0,4496 µg mL

-1

) que na categoria k

2Cu

≥

0,005 mg L

-1

; k

2pH da água

≥ 6,3). De modo inverso ocorreu em relação a turbidez da

água [MPk

Tur<40NTU

: 0,4894 µg mL

-1

< MPk

Tur≥

40 NTU: 1,1687 µg mL

-1

] (TAB. 6.16b).

Estudos de WOLFE et al. (1990) indicam que mesmo pequenas

concentrações de sais de cobre (Cu

) podem reduzir ou desativar altas

concentrações de pesticidas organofosforados presentes em substrato contaminado.

WEBER, BEST & GONESE (1993) mencionam que a degradação e a

persistência de compostos com características de bases fracas, ácidos fracos,

anfotéricas são dependentes do pH. Segundo a BAYER (1974) o MP é relativamente

estável quando submetido a um meio com pH entre 1 e 7 mas, em pH avançando

até 9, ocorre rápida decomposição. Quando é inevitável usar preparados de reação

alcalina, sugerem a aplicação imediata destas caldas, pois este pesticida se

decompõe rapidamente sob pH alto.

Por sua vez, no presente estudo, as quantidades lixiviadas de MP

foram semelhantes (α > 0,05) nas situações k

e k

de valores na água de Ca, K, Na,

Fe, Mn, Zn, alcalinidade, temperatura da água, e de condutividade elétrica da água

(TAB. 6.16b).

6.3.2.15 - (P

x C

) - Posição dos terrenos das lavouras no relevo (P

) nas

comunidades (C

)

Identificados os terços inferior (P

), médio (P

), e superior (P

) das

rampas dos terrenos no relevo das áreas cotonícolas de cada localidade, constatou-

se que em ambas as comunidades (C

e C

) os mais degradados (erodido e

empobrecido) eram os solos que ocupavam a posição P

, enquanto os menos

negativamente impactados eram os terrenos situados na posição P

6.3.2.16 - (E

x C

)-Camadas de solos (E

) das comunidades estudadas

)

Em áreas não antropizadas as camadas superficiais de solo, quando

estudadas, coincidem com uma fração da espessura de seus primeiros horizontes.

Mas quando já revolvidas pelos cultivos, estas ficam desfiguradas quanto a suas

características originais. No presente estudo, para ambas as comunidades (C

, C

a camada de maior interesse foi a superficial, de espessura não superior a 0,50 m.

Sendo que o ensaio preliminar utilizou vários extratos entre 0,00-0,50 m, enquanto o

ensaio efetivo, em função das indicações do anterior, se utilizou apenas de três

extratos (E

= 0-1 cm; E

= 0-2 cm; E

= 0-3 cm), pois já havia evidencias de estar

nestas localizados os maiores potenciais de retenção do pesticida ensaiado.

6.3.2.17 - (t

x C

) - Momento de indução (t

) da mobilização hídrica nos

ensaios de solos das comunidades (C

)

As localidades ou comunidades (C

i=1

) estavam submetidas a

condições climáticas regionais similares reinantes no período em que eram

146

aplicados pesticidas (inclusive produtos a base de MP) nas lavouras de algodão.

Esta similaridade climática referida inclui a distribuição e a periodicidade de

ocorrência de chuvas de determinadas lâminas precipitadas (mm). Diante desta

semelhança de chuvas incidentes e reincidentes em mesmos intervalos de tempo,

estabeleceu-se o momento de indução da mobilização hídrica de resíduos de MP

nos ensaios (t

i=0,1,2

6.3.2.18 - (MP x Ci) - Resíduos de MP

lixiviado

s nos solos das

comunidades (C

)

O teor médio lixiviado de resíduos de MP foi menor (F;α < 0,05) na

comunidade C

(5,16%) que em C

(11,43%), resultando que os ensaios com solos

de C

deixaram lixiviar 2,21 vezes mais resíduos que em relação aos solos de C

(TAB. 6.7; 6.8; 6.9; 6.17). Portanto, em C

os resíduos de MP resistem mais a sua

mobilização vertical no solo, o que, por conseguinte mantém a contaminação mais

superficialmente, em comparação a C

. Assim, resíduos de MP atingem maiores

profundidades em C

que em relação a C

6.3.2.19 - (P

x E

) - Posição do terreno no relevo (P

) e camadas de seus

solos (E

)

É de se esperar que cada uma das três camadas de solos (E

i =1,2,3

) em

cada posição topográfica dos terrenos no relevo (P

i=1,2,3

) se diferenciem entre si e

entre posições. Isto devido aos aspectos pedogenéticos envolvidos, como pela

diferenciada dinâmica biótica e abiótica própria de cada local. Tais aspectos afetam

o potencial de adsorção e de degradação de pesticidas quando seus solos são

contaminados. Por isto espera-se também que a performance da lixiviação de

resíduos de MP venha se diferenciar nos ensaios das combinações possíveis (E

). Entretanto, atributos do solo e da água interferentes e em desproporcionalidade

com as premissas, podem levar a manifestação de comportamentos distintos dos

esperados em algumas interações E

x P

. O que de fato ocorreu no presente estudo,

por exemplo, entre E

e E

de qualquer P

e, entre P

, P

e P

da camada E

, com

relação a quantidade de pesticida mobilizado.

6.3.2.20 - (P

x t

) - Posição do terreno no relevo (P

) e o momento da

indução (t

) da percolação de água nestes

As diferentes posições que um terreno pode ocupar numa rampa do

relevo, inclusive se tivessem solos iguais em todas a suas características, quando

submetidos a chuvas de mesma altura e intensidade, havendo escorrimento

superficial, haveria volume e oportunidade diferenciada, ladeira abaixo, de água para

infiltrar. Isto devido aos acréscimos dos excedentes diferenciais do “run-off” à

quantidade precipitada em cada superfície local. Também devido a progressiva

oportunidade de infiltração ladeira abaixo, cujos sucessivos pontos continuam

recebendo, por um tempo diferencial, água em escorrimento superficial, até o

esgotamento total desta fonte. Portanto, nas condições mencionadas, os fatos

mostram que, ao não haver infiltração local integral das chuvas ocorridas, haverá

escorrimento superficial. E, neste caso então, a lâmina de água disponibilizada (mm)

e o tempo de oportunidade (t

) de indução da mobilização edafo-hídrica com esta,

147

TABELA 6.17 - Comparação relativa do risco de danos ao ambiente e à saúde

humana devido ao uso de pesticidas, influenciados por fatores do meio físico

CDPAH/Ci,Pi,Ei,ti

) de duas comunidades (C

, C

), Cáceres, MT, Brasil, entre 1992-97.

Comunidades / expressões comparativas

(% de pesticida lixiviado)

(2)

Facão (C

) Barra Nova (C

)

Fatores do meio físico, influentes

no risco (

CDPAH/Ci,Pi,Ei,ti

)

Magnitude

da variável

Risco

relativo

Magnitude

da variável

Risco

relativo

Saldo comparativo

do risco entre

comunidades (C

)

(igual:=,;

Desigual:≠)

Comunidade-Solos

(1)

5,16 b - 11,43 a +

≠

≠≠

≠

Terço superior

2,78 b - 11,89 a +

≠

≠≠

≠

Terço médio

8,85 b - 15,19 a +

≠

≠≠

≠

Posição no relevo

Terço inferior

3,85 s

≅

≅≅

≅

7,22 s

≅

≅≅

≅

=5,54%

( 0-1 cm)

9,56 b - 23,48 a +

≠

≠≠

≠

( 0-2 cm)

3,21 b - 6,45 a +

≠

≠≠

≠

Espessura-coluna

solo

(0- 3 cm)

2,72 s

≅

≅≅

≅

4,38 s

≅

≅≅

≅

=3,55%

( 30 min)

14,25 b - 32,45 a +

≠

≠≠

≠

(2 dias)

0,80 b - 1,44 a +

≠

≠≠

≠

Momento

percolação

(4 dias)

0,45 s

≅

≅≅

≅

0,43 s

≅

=0,44%

Semelhante (s)/ (≅)

3(≅

≅≅

≅)

3(≅

≅≅

≅) 3/3(≅

≅≅

≅)

Maior(a)/(+)

0(+)

7 (+) 0/7 (+)

Totais

Dife-

rente

Menor (b)/(-)

7 (-)

0 (-) 7/0 (-)

Soma Geral (sem repetição) 10 10 10 10 10/10

OBS.:

(1)-

Solos:-No Facão (C

), nas três posições P

ocorre uma classe de solo;-Na Barra Nova (C

), ocorrem, nas

posições P

, P

e P

distintos solos.

(2)

Convenções utilizadas: (s) ou ≅

≅≅

≅ : Magnitude semelhante; (a) ou (+): Magnitude maior; b ou (-): Magnitude menor;

(=): Igual; (≠

≠≠

≠): Diferente, tudo com base em testes estatísticos (F, Tukey a 5%)

será crescente dos terrenos em posição mais alta (P

) para os situados na parte

mais baixa (P

) da ladeira. Diante destas considerações, o modelo de ensaio usado

tem ressalvas, e os resultados do presente estudo validam-se apenas para as

situações que recebem a mesma lâmina de água para ser integralmente infiltrada

em mesmo tempo de oportunidade (t

) nas colunas de solo.

6.3.2.21 - (P

x MP) - Posição no relevo (P

) e resíduos de MP lixiviados

O teor lixiviado de MP foi menor (F, α < 0,05) no terço inferior (P

5,54%) e, maior no terço médio (P

: 12,02%), enquanto no terço superior (P

: 7,34%)

não diferiu de ambos os anteriores

(TAB. 6.7; 6.8; 6.9). Portanto, demonstra-se efeito

diferenciado de posições que um terreno pode ocupar no relevo sobre a mobilização

edafo-hidrica de pesticidas nestes.

6.3.2.22 - (E

x t

) - Camadas de solos (E

) e o momento de indução (t

) da

percolação de água nestes

Nas interpretações dos resultados deste tipo de ensaios deve ser

considerado que as lâminas de água mobilizadoras perfil adentro são decrescentes,

pois os trechos anteriores retêm uma porção diferencial. Salvam-se as situações em

que toda a lâmina aplicada se constituir em água gravitacional (ou de movimentação

livre), o que acontece quando o solo já esteja suprido até a “capacidade de campo”,

ou seja, quantidade de água capaz de ser retida, pelo solo, com tensão superior a

1/3 de atmosfera. Na primeira camada de solo (E

), devido ao maior volume

excedente de água disponibilizado a esta, há um pequeno diferencial, em relação as

camadas seguintes (E

i =1

), de tempo de oportunidade(t

) à mobilização hídrica.

Quando estudos de altíssima precisão são requeridos, isto deve ser considerado.

148

6.3.2.23 - (E

x MP) - Camadas de solos (E

) e resíduos de MP lixiviados

Inicialmente efetuou-se estudo em vários extratos mais espessos (5- 50

cm) que os definitivos (0-3 cm), contaminados superficialmente por MP. Porém, nos

extratos mais espessos que 5 cm não foram detectados presença de resíduos de

MP na água percolada pelos mesmos. Revisões da NRA (1999) mencionam

pesquisas de campo que também não detectaram o pesticida MP e seus

metabólicos abaixo de 10 cm de camada de solos, distintamente dos resultados de

ensaios laboratoriais de mobilização. Conforme sugere NASCIMENTO (2005),

então, se eventualmente resíduos de MP venham a ser encontrados em águas de

lagoas, rios e poços, é mais provável que sua origem derive de processos erosivos,

runoff ou mesmo ventos.

A camada de solo de espessura E

(0-1 cm) permitiu a mobilização

hídrica, em média, de 16,52% da concentração do pesticida MP aplicado

previamente na superfície, enquanto que as de espessuras E

(0-2 cm: 4,83%) e E

(0-3 cm: 3,55%) permitiram a lixiviação de teores semelhantes (α > 0,05), mas entre

3,4 e 4,6 vezes menores (α < 0,05) que os resíduos mobilizados em E

(TAB. 6.7;

6.8; 6.9).

6.3.2.24 - (t

x MP) - Momento da indução (t

) da mobilização de água nos

ensaios e os resíduos de MP lixiviados nestes

Em conseqüência da lâmina de água aplicada (90 mm) em cada

tratamento, observou-se em t

(indução da drenagem após a contaminação-im: 30

min) lixiviar mais resíduos de MP que em t

(im: 2º dia) e em t

(im: 4º dia).

Os teores de resíduos de MP lixiviados foram 53 vezes mais elevados

(α <0,05) em t

(23,35%) que o arraste remanescente, quando provocados dois dias

: 1,12%) e quatro dias após (t

: 0,44%)

(TAB. 6.7; 6.8; 6.9).

A mobilização hídrica, quando ocorre imediatamente após a

contaminação pelo pesticida MP, pode não dar um tempo de oportunidade suficiente

para o potencial de retenção exercer seus efeitos plenos. Provavelmente seja uma

das razões que fluxos hídricos (tais como infiltrações de águas de chuvas) imediatos

conseguem remover quantidades maiores de resíduos de pesticidas que os

ocorrentes depois de algum tempo (Ex.: t

, t

). Há de se considerar, também, que o

retardamento da manifestação dos eventos mobilizantes (chuvas, irrigação)

oportuniza o início e, também, um maior tempo aos processos de degradação.

WOLFE, MINGELGRIN & MILLER (1990) mencionam que poucas horas de

oportunidade podem ser insuficientes também para estabelecer populações

microbiais requeridas ao processo de biodegradação.

Porém, chuvas mais tardias teriam disponíveis quantidades menores

de pesticidas para serem removidos. Em conjunto, isso estaria explicando o

decréscimo, com o passar do tempo, da concentração de resíduos do pesticida MP

na água percolada em colunas de solo contaminadas previamente.

Entretanto, conforme BOLLAG & LIU (1990), em futuro breve,

provavelmente se terá desenvolvido e disponível uma tecnologia (engenharia

genética microbial) embutida nos pesticidas capaz de degradar ou desativar o

veneno logo após ter produzido o efeito desejado sobre o alvo (tempo mínimo). É

possível que tais tecnologias venham contribuir, inclusive, para a despoluição de

ambientes quimicamente contaminados.

A transgenia é promissora para um breve futuro, vindo a superar

paradigmas atuais e revolucionar também as tecnologias fitossanitárias do presente,

devendo minimizar riscos de poluição e de impactos aos ambiente e homem.

Estudos complementares sobre o efeito da intensidade e freqüência de

149

chuvas no transporte edafohídrico de resíduos de pesticidas ficam sugeridos, o que

permitiria relacionar a mobilização de resíduos de pesticidas com a distribuição de

chuvas normais ocorrentes, em diferentes regiões climáticas.

6.3.3 - Interação tripla de fatores

6.3.3.1 - (S

x MO x MP) Atributos do solo (S

), matéria orgânica (MO) e

os resíduos de MP lixiviados

Dos atributos físicos do solo, tanto a densidade aparente (d

) como a

porosidade (P

), estiveram correlacionadas de modo forte com a MO, e de forma

negativa e positiva, respectivamente. Enquanto, dos atributos químicos do solo, com

a MO estiveram correlacionados, de forma positiva e forte o pH, o Mg

a S’ e a V’%

Porém, os teores de MP lixiviados estiveram correlacionados de modo forte e

negativamente com a MO

Enquanto atributos físicos (d

, P

), positiva e

negativamente, e químicos (pH, Mg

, S’, V’%) negativamente, estiveram

correlacionados, todos de modo forte, com os teores de resíduos de MP lixiviados

Isto mostra efeito interativo e interdependente da lixiviação de MP de atributos do

solo que estão relacionados com a MO (TAB. 6.14a; 6.15).

6.3.3.2 - (S

x A

x MP) - Atributos do solo (S

), da água (A

) e os

resíduos de MP lixiviados

A turbidez da água percolada estava relacionada com alguns atributos

de solo, e também com os teores de resíduos de MP lixiviados. A diminuição dos

níveis de MO (r

tur

= -0,66), de P

tur

= -0,66), de V’% (r

tur

= -0,64) e a elevação da d

tur

= 0,63), implicou em aumento da turbidez da água (tur) que, por sua vez, revelou

a lixiviação de maiores teores de resíduos de MP (r

tur

= 0,60) (TAB. 6.14a; 6.15).

Contudo, a turbidez pode não ser propriamente um indutor de lixiviação

de pesticidas, mas sim um revelador indireto do efeito dos teores de MO na

mobilização ou retenção de resíduos de MP no solo. Os teores de MO indicaram

estar inversamente associados a turbidez. Isto significa que a água percolada

provinda de solos com menos MO se apresentou mais turva. Esta maior turbidez

supõe-se que esteja relacionada a presença de maiores teores de argila dispersa.

Estes materiais coloidais removidos, durante a mobilização hídrica, provavelmente

trouxeram consigo MP já adsorvido, misturando-se na água percolada.

Foi constatado também que o teor de MP mobilizado esteve forte e

negativamente correlacionado com os valores de pH da água de percolação (r = -

0,60) (TAB. 6.14b). Entretanto, deve ser observado que este pH esteve

correlacionado positivamente, com alguns atributos do solo, de modo forte, com os

valores de MO (r = 0,67), K

(r = 0,82), V’% (r = 0,80) e S’ (r = 0,60) e; de modo

fortíssimo com os valores de pH do solo (r = 0,90). Com exceção do K

, as demais

variáveis correlacionadas com o pH da água percolada estiveram também

correlacionados, pelo menos de modo forte, com os teores de MO dos solos usados

(TAB. 6.14a).

Entretanto, o K

no solo também mostrou estar correlacionado (r = -

0,69) com a lixiviação de resíduos do pesticida MP nas colunas ensaiadas (TAB.

6.15). Porém, efeitos similares não foram encontrados na literatura consultada.

Mas é possível que solos melhor supridos em K

tenham propiciado, na

disputa por sítios de adsorção, maiores oportunidades de troca com moléculas do

pesticida MP. Com isto pode ter havido maior liberação de K

do solo para a água de

percolação e, conseqüentemente, maior retenção de MP da água contaminada em

processo de drenagem.

150

6.3.3.3 - (S

x C

x MP) – Atributos de solos (S

) nas comunidades (C

)

estudadas, e os resíduos do pesticida MP lixiviados

Além da MO, atributos de solos que estiveram correlacionados

fortemente com os teores de MP lixiviados foram o K

, pH, S’ e V’%, d

e P

dos

solos (TAB. 6.10; 6.15). Destes, apenas a d

esteve correlacionado positivamente

com o MP, enquanto os demais negativamente (TAB. 6.16a).

6.3.3.4 - (S

x P

x MP) – Posições dos terrenos no relevo (P

), atributos

de seus solos (S

), e os resíduos do pesticida MP lixiviados

Os menores teores de resíduos de MP lixiviados foram verificados no

ensaio representativo da posição P

(5,54%) (TAB. 6.8), que possuía menores teores

de argila (98,66 g kg

-1

), de H

(2,100 cmol

-1

), menor d

(2,552 kg dm

-3

), mas

possuía os maiores níveis de MO (63,66 g kg

-1

), CTC (16,68 cmol

-1

), S’ (14,528

cmol

-1

), V’% (87,40%), Ca

(12,383 cmol

-1

), pH em água e em CaCl

do solo

(7,0 e 6,5, respectivamente), e maior P

(0,539 m

-3

) (TAB. 6.11). Em oposição, as

mais altas lixiviações de MP foram reveladas na posição P

(12,02%), que possuía,

também baixos teores de argila (110,16 g kg

-1

), os menores níveis de MO (41,33 g

-1

), CTC (10,572 cmol

-1

), S’ (7,856 cmol

-1

), V’% (73,798%), Ca

(6,400

cmol

-1

), pH em água e em CaCl

do solo (6,5 e 5,7, respectivamente), e menor P

(0,462 m

-3

), mas possuía maiores valores de d

(1,447 kg dm

-3

) e d

(2,694 kg

-3

). As posições (P

i=1,2,3

) estiveram forte e negativamente correlacionadas com o

pH do solo (r= -0,60), S’ (r = -0,73) e MO (r = -0,61) (TAB. 6.14a,b). Isto significa que

os níveis de pH, S e MO diminuem ladeira acima (TAB. 6.11). Estas mesmas três

variáveis se correlacionam também forte e negativamente com os teores de MP

lixiviados (TAB.6.15). Também se diferenciaram, em sua magnitude, entre posições

(Pi), e estiveram correlacionados fortemente com os teores de MP lixiviados, V’%, a

e P

dos solos (TAB. 6.11; 6.15). Destes, a d

esteve correlacionado positivamente

com o MP, enquanto V% e P

negativamente.

RIEDER (1995) verificou que o solo do terço médio(P

) da vertente

estudada, em relação aos do terço superior(P

) e inferior(P

), possuía menor teor de

argila e de MO nas camadas analisadas, o que é coerente com os resultados do

presente trabalho.

6.3.3.5 - (E

x S

x MP) – Camadas (E

)

e atributos de solos (S

) e a

mobilização hídrica de MP nestes

Atributos do solo que exercem forte influencia na adsorção (Ex.: MO)

ou que aceleram o processo de degradação (Ex.: S’, Ca

, K

, Mg

) de pesticidas,

geralmente, se apresentam em maior magnitude nas proximidades da superficial dos

solos. Uma investigação de RIEDER (1995) confirmou tendência de decréscimo dos

valores assumidos por estes atributos da superfície para dentro do perfil dos solos

estudados. Assim, tanto a adsorção como a degradação de pesticidas deve ocorrer

com mais intensidade na superfície do solo e em suas proximidades, ou seja, nas

primeiras camadas do solo, decrescendo em profundidade. Os resultados no

presente estudo confirmam isto. Contudo, a quantidade de moléculas de pesticidas

que ultrapassa determinada camada do perfil deste solo é inversamente

proporcional a extensão do trecho que as mesmas terão oportunidade de percorrer,

ou seja, no presente estudo, a espessura das colunas de solos. Sob enfoque

contrário, pode-se afirmar que a quantidade de moléculas retidas ao longo das

colunas de solos é proporcional a extensão percorrida pela água mobilizadora das

mesmas. Pois aumenta a chance das mesmas serem aprisionadas nos sítios de

adsorção expostos ao longo do caminho da água de drenagem. Isto explica o

151

decréscimo dos teores de resíduos de MP com o aumento da espessura das

colunas de solo do presente estudo.

6.3.3.6 - (MO x A

x C

) - Relação de atributos da água percolada (A

)

com a matéria orgânica do solo (MO) em comunidades estudadas (C

)

Alguns atributos da água percolada (TAB. 6.12), com valores menores

na comunidade C

, estiveram fortemente correlacionados positiva (Ca

) e

negativamente (Mn

e turbidez) com a MO do solo (TAB. 6.14a). Enquanto outros

(pH e condutividade elétrica), com valores maiores em C

, estiveram forte e

positivamente correlacionados com os teores de MO do solo. Embora a alcalinidade

tenha sido semelhante (F; α > 0,05) nas duas comunidades (TAB. 6.12), a mesma

apresentou-se forte e positivamente correlacionada com os teores de MO do solo

(TAB. 6.14a).

6.3.3.7 - (MO x A

x MP) - Matéria orgânica dos solos (MO), atributos da

água (A

) e a mobilização de MP nos ensaios

De modo semelhante aos efeitos dos atributos dos solos, em geral, os

da água percolada correlacionados com os teores de resíduos nela presentes

indicam, também, a existência de relação direta ou indireta com os teores e funções

da matéria orgânica nestes solos (TAB. 6.14a; 6.15; 6.16).

6.3.3.8 - (MO x C

x MP) - Matéria orgânica de solos (MO), comunidades

estudadas (C

), e a mobilização de resíduos de MP nos ensaios

Os solos de C

e de C

estudados, apesar de terem apresentados

(TAB. 3.6; 6.14) elevados teores de areia (700-850 g kg

-1

) e baixos teores de argila

(80-200 g kg

-1

) e silte (50-100 g kg

-1

) demonstraram poder considerável de retenção

de resíduos de pesticidas em suas camadas superficiais (TAB. 6.8; 6.9). Essa

retenção ou resistência à mobilização provavelmente esteja sendo comandada mais

intensamente pela presença de bons teores de matéria orgânica presentes nessas

camadas (TAB. 6.14; 6.16a). BENEVENUTO (1983) confirma essas previsões,

constatando que solos com menos de 10g/kg de carbono orgânico, proporcionarão

arraste mais acentuado de pesticida para as camadas mais profundas, podendo

ocasionar contaminação no lençol freático, quando este estiver mais próximo da

superfície do terreno

6.3.3.9 - (MO x P

x MP) - Matéria orgânica dos solos (MO), posições dos

terrenos no relevo (P

) e a mobilização de resíduos de MP nos ensaios

Os ensaios de colunas de solo das diferentes posições do relevo (P

e P

) mais bem supridas em MO (P

: 63,66 g kg

-1

; P

: 44,33 g kg

-1

) (TAB. 6.11)

deixaram lixiviar menos MP(P

: 5,54 % ≤ P

: 7,34 % ≤ P

:12,02 %) que na posição

com teores mais baixos de MO (P

: 41,33 g kg

-1

)

(TAB. 6.8; 6.9; 6.11). Isto evidencia,

em mais um aspecto, o poder de interferência da MO nestes processos.

6.3.3.10 - (MO x E

x MP) - Matéria orgânica (MO), camadas dos solos

estudados (E

), e a mobilização de MP nos ensaios

As três primeiras camadas superficiais dos solos, bem supridas de MO

(MO

> MO

), exerceram retenção do 96,45% do pesticida MP aplicado na

superfície das colunas de solo dos ensaios (E

= 1 cm: 83,48%; E

+1 cm = E

95,17%; E

+1 cm = E

: 96,45%) (TAB. 6.9). Este maior potencial de retenção de

pesticidas das camadas superficiais do solo, verificadas no presente estudo, está

coerente com menções de ADAMS Jr. (1973), HAMAKER (1975), HAQUE (1975),

KATAN et al.,(1976) e BERG; LEPSCH & SAKAI (1987).

152

Porém ficou constatado uma retenção diferencial de MP

desproporcional nas camadas seguintes (E

ou E

), as quais derivam da anterior (E

ou E

) acrescida de 1 cm, o que não pode ser atribuído unicamente a diferenças nos

atributos dos solo eventualmente existentes entre camadas.

RIEDER (1995), estudando a distribuição da MO nos perfis de três

sistemas de uso e manejo atual de solos (S

- área virgem; S

- Pastagem; S

Agricultura) da comunidade C

, encontrou que o modelo matemático Hiperbólico do

tipo y = 1/(a+bx) melhor se ajustava para explicar as variações dos teores de MO (y)

em função da profundidade(x) do perfil, de qualquer um dos três sistemas. Contudo,

em S

as três camadas inicias possuíam, em média, teores 2,3 vezes superiores de

MO que em S

, enquanto que, no presente estudo, S

deixou lixiviar teores de MP

2,1 vezes maiores que em S

. Os solos representativos destes três sistemas (S

1,2,3

no presente estudo, deixaram, em média, lixiviar 3,64 vezes mais resíduos de MP na

camada E

(0-1 cm) que na camada E

(0-2 cm), porém desta para E

(0-3 cm) a

diferença já não foi tão expressiva (1,47 vez). Isto indica que em E

e E

ficaram

retidos, respectivamente, 76,52 %, 93,55% e 95,62 % do total de MP aplicado na

superfície dos ensaios (TAB. 6.8; 6.9). O que se observa, nos leva a suspeitar que o

elevado poder de retenção de MP em E

de fato possa ser atribuída aos bons teores

de MO neste solo. Embora a MO possa ter sido a principal componente, neste

modelo experimental, que teria determinado o tipo de mobilização de MP, outros

fatores como, os tempos de oportunidade às interações entre MP, água e solo

(contendo MO) podiam ainda não ter se completado.

Os indicativos no presente trabalho levam a acreditar que as camadas

superficiais de solos, estando bem supridas de MO e adequadamente manejadas,

sejam as mais potentes para reterem, exercerem resistência à mobilização e para

favorecerem a decomposição ou desativação de pesticidas lançados no ambiente.

Por outro lado, em solos submetidos a ações antrópicas pouco

preparadas para resguardarem ou recomporem níveis adequados de MO, em

especial com referência a camadas superficiais, a mobilização de poluentes

químicos no perfil fica facilitada, principalmente se os solos forem muito arenosos.

6.3.3.11 - (A

x C

x MP) - Atributos da água (A

), comunidades (C

) e a

lixiviação de MP

A princípio acreditava-se que a mobilização de MP e seus metabólicos

nos ensaios referentes à comunidade C

, em relação dos de C

(TAB. 6.8; 6.9), seria

favorecida pelo pH mais elevado da correspondente água de percolação (TAB.

6.12). Mas houve uma relação negativa ou inversa entre pH da água percolada e

teores de MP mobilizados por esta (TAB. 6.15; 6.16b). O que pode significar que em

ambientes mais ácidos, superficialmente contaminados, fluxos hídricos podem

arrastar maiores teores de pesticidas “perfil adentro”, a exemplo do ocorrido no

presente ensaio com o MP. Contudo, os valores do pH da água e os teores de MP

lixiviados estiveram, ambos, correlacionados de modo forte com a MO (r

pHágua x MO

0,67; r

MP x MO

= -0,66; r

pHágua x MP

= -0,60) (TAB. 6.14a).

6.3.3.12 - (A

x P

x MP) - Atributos da água de percolação (A

), posições

ocupadas no relevo pelos solos (P

) e os resíduos de MP lixiviados

Ao relacionar os resíduos de MP mobilizados na posição P

(5,54%) -

onde foram menores (TAB.6.8; 6.9), com atributos da água de percolação

(TAB.6.13), constatou-se que nestas havia a presença de maiores níveis de Ca

(7,068.10

-3

g L

-1

), Mg (1,920.10

-3

g L

-1

), alcalinidade (42,333 µg L

-1

em CaCO

), pH

(6,46), condutância elétrica (0,101 nS cm

-1

) e temperaturas (23,03 ºC); mas ocorriam

os mais baixos teores de Mn (0,015.10

-3

g L

-1

). Em contraste, na posição P

153

(12,02%), onde ocorreram as mais altas mobilizações de MP, na água de percolação

de seus ensaios, havia os mais baixos teores Ca (0,632.10

-3

g L

-1

) e Mg (0,610.10

-3

g L

-1

), e o mais alto teor de Fe (0,369.10

-3

g L

-1

). O pH da água apresentou

correlações forte e negativa com o Mn (r = -0,84) e, forte e positiva com a

condutância elétrica da água (r = 0,73) e com a MO (r = 0,67) do solo usado nas

colunas de percolação (TAB. 6.14a). O Ca da água apresentou correlação forte e

positiva com a MO (r = 0,62). Os maiores teores de Ca e Mg em água percolada

foram encontrados na posição que mobilizou menos resíduos de MP, enquanto os

respectivos menores teores foram verificados na posição que mais mobilizou MP em

seus correspondentes ensaios de percolação (TAB 6.8; 6.9; 6.13). O que leva supor

a existência de funções de dependência entre os teores lixiviados e os níveis destas

variáveis, direta ou indiretamente.

6.3.3.13 - (t

x A

x MP) - Momento da indução (t

) da mobilização hídrica

em solos, atributos da água percolada (A

), e os resíduos de MP nesta

Suspeita-se que entre o início da drenagem e até a extração do analito

possam ocorrer também transformações abióticas, induzidas por algumas

propriedades da água como o seu pH (o que mais afeta a estabilidade do pesticida),

diante das condições ambientais (microclima) e de íons que possuem afinidade

reativa com as moléculas de resíduos de MP.

6.3.3.14 - (C

x P

x MP) – Comunidades (C

), posições do terreno no

relevo (P

) e os resíduos do pesticida MP lixiviados

Embora os solos sejam de mesmas classes na comunidade C

longo da vertente estudada (P

, P

) (TAB. 3.6), os teores de resíduos lixiviados

nos respectivos ensaios foram mais elevados (F; Tukey; α < 0,05) no terço médio

= 8,85 %) em relação aos do terços inferior (P

= 3,85 %) e superior (P

= 2,78 %)

da vertente, estas últimas não diferindo entre si (F; Tukey; α > 0,05) (TAB.6.9). Na

comunidade C

, a média de resíduo de MP lixiviado na posição P

foi 3,18 vezes

maior que em P

. As diferenças devem estar relacionadas aos distintos potenciais de

sorção das amostras analisadas, o que concorda com observações similares de

HAMAKER (1975). Estudando também um pesticida organofosforado (malation),

HIRATA et al. (1986) verificaram que a velocidade de degradação variou conforme o

tipo de solo com que interage, estando estreitamente ligada a fenômenos de sorção.

Já na comunidade C

com solos distintos nas três posições da vertente

, P

e P

) (TAB. 3.6), os teores de resíduos lixiviados de MP nas respectivas

colunas também diferiram entre si (F; Tukey; α < 0,05), havendo em P

(15,19 %)

1,27 e 2,10 vezes mais resíduos de pesticida lixiviados que em P

(11,89 %) e em P

(7,22 %) (TAB. 6.9).

6.3.3.15 - (C

x E

x MP) – Comunidades (C

), camadas do solo (E

) e os

resíduos do pesticida MP lixiviados em ensaios com seus solos

Nas comunidades C

e C

os teores de resíduos de MP lixiviados foram

mais elevados (F; Tukey; α < 0,05) nos respectivos ensaios da camada E

(9,56 % e

23,48 %) em relação às camadas E

(3,21 % e 6,45 %) e E

(2,72 % e 4,38%), estas

duas não diferindo entre si em ambas as comunidades (TAB. 6.9; 6.17). Mas os

teores lixiviados tanto nas camadas E

como E

distinguiram-se entre C

e C

sendo, respectivamente, 2,45 e 2,00 vezes maiores nas camadas de solos de C

O decréscimo de concentração de resíduos na água percolada com a

ampliação da espessura das camadas de solo, verificada através do ensaio de

colunas de solos de C

e de C

, indica a continuidade da existência de sítios de

retenção com a penetração no perfil (colunas de solo). Pode haver diferentes

154

respostas entre solos e, também pode não se conservar uma razão constante entre

resíduos lixiviados e a espessura de sucessivas camadas de solos atravessadas

pela água, observações que conferem com resultados obtidos com triazinas por

LANGENBACH & SCHROLL (1999).

6.3.3.16 - (t

x C

x MP) - Momento da indução (t

) da mobilização hídrica

em solos de distintas comunidades (C

), e os resíduos de MP lixiviados

Os teores de resíduos do pesticida MP lixiviados, nos dois primeiros

momentos de indução t

(30 min) e t

(2 dias) foram mais elevados (α < 0,05) nas

colunas de solo da comunidade C

= 32,45 % e t

= 1,44 %) do que nas de C

14,25 % e t

= 0,80 %) (TAB. 6.9; TAB. 6.17). Entretanto, no terceiro momento de

indução (t

: 4 dias) os teores de MP lixiviados foram semelhantes (α > 0,05) nas

duas comunidades (0,44 %). Os resultados do ensaio indicaram que chuvas

imediatas após a contaminação da superfície do solo são capazes de arrastar para

dentro do perfil teores expressivos de pesticidas. Sendo que na comunidade C

solos expressaram-se mais frágeis à retenção, propiciando a maior concentração de

veneno na água percolada.

6.3.3.17 - (Pi x E

x MP) Posições do terreno no relevo (P

), camadas do

solo (E

) e os teores de resíduos de MP mobilizados

Os teores de MP lixiviados, nas três posições relativas na vertente dos

terrenos amostrados (P

, P

e P

), foram sensivelmente mais acentuados (α < 0,05)

nas camadas E

(13,3 %; 20,25 % e 16,01 %) em relação aos teores lixiviados de

suas camadas E

e E

, estas últimas não se diferenciando entre si (P

: 13,31 % >

: 2,85 % =

0,46 %; P

: 20,25 % >

:7,98 % = P

7,85 %; P

16,01 % >

: 3,66 % =

2,35 %) (TAB. 6.9)

Mas observa-se que os teores

lixiviados de MP nas camadas E

e E

em P

foram maiores que nas

correspondentes camadas de P

e de P

. Houve uma enorme distinção entre as três

posições quanto a proporcionalidade de lixiviação ocorrida em suas camadas E

com relação as de E

. Com base nas análises de outros fatores já efetuadas, as

evidências indicam que estas distinções se devem principalmente devido ao efeito

dos teores de MO em todos os P

e E

6.3.3.18 - (t

x P

x MP) - Momento da indução (t

) da mobilização hídrica,

posições no relevo (P

), e os resíduos de MP lixiviados

Nas três posições relativas na vertente dos terrenos amostrados (P

, P

e P

) a mobilização hídrica do pesticida MP foi sensivelmente mais acentuada (α <

0,05) quando a percolação foi induzida 30 min (t

) após a contaminação da

superfície do que nas induções à lixiviação de resíduos remanescentes, em dois

outros momentos (t

: 2 dias; t

: 4 dias), estes últimos não se diferenciando (P

15,76 % > P

: 0,54 % =

0,33 %; P

: 34,25 % >

:1,47 % = P

0,35 %; P

20,04 % >

: 1,34 % =

0,63 %) (TAB. 6.9)

Mas observa-se que os teores

lixiviados de MP em P

(15,76% e 0,54%%) foram menores que em P

(34,25 % e

1,47 %), tanto nas induções t

como em t

, o que deve estar relacionado

principalmente as diferenças nos teores de MO nos solos destas duas posições

(TAB.6.14a; 6.11; 6.15; 6.16a). Mas, independente da posição do terreno (P

), a

lixiviação de resíduos MP foi expressivamente maior na primeira indução (t

) da

mobilização edafo-hídrica, mas não é necessariamente de mesma magnitude entre

as posições (TAB. 6.8).

155

6.3.3.19 - (E

x t

x MP) - Momento da indução (t

) da drenagem, camadas

do solo (E

), e os teores de resíduos de MP lixiviados

Nas três colunas de solo estudadas (E

, E

e E

) a mobilização hídrica

do pesticida MP foi sensivelmente mais acentuada (α < 0,05) quando induzida 30

min (t

) após a contaminação da superfície do que nos outros dois momentos (t

: 2

dias; t

: 4 dias) [(E

: 47,976 % > E

: 0,98 % =

0,62 %; E

: 13,27 % >

0,83 % = E

0,39 %; E

: 8,82 % >

: 1,53 % =

0,31 %)] (TAB. 6.9). Estas

distinções entre camadas (E

) e momentos da drenagem (t

), provavelmente, também

estejam fortemente influenciadas pelos seus teores diferenciados de MO (sendo MO

= 1/(a+bE

)

pelo conteúdo remanescente de MP no solo, pelos níveis e processos

de ocupação e desocupação dos sítios de sorção e, pela degradação ocorrida

Em conformidade com outros estudiosos, condições climáticas

(OLIVEIRA & BEGAZO, 1989) e os agentes da biodegradação (GORING et al.,

1975), com efeitos combinados e potencializados em ambientes tropicais, já devem

estar, provavelmente, no 4º dia, intensificando o processo de destinação final do

pesticida.

6.3.4 - Tetra interação entre fatores

6.3.4.1 - (S

x A

x Ci x MP) - Atributos de solos (S

), da água percolada

), comunidades envolvidas (C

), e os resíduos de MP mobilizados

A magnitude dos atributos do solo e da água (TAB. 6.10; 6.12; 6.13)e

suas relações verificadas (TAB. 6.14; 6.15; 6.16), robustecem a tese que as

principais razões de ter havido menos resíduos lixiviados nas condições estudadas

de C

(TAB. 6.9; 6.17) foram devido à presença de teores mais elevados de MO nos

solos dos respectivos ensaios, o que também propiciou uma, relativamente, elevada

CTC, S’ e V’% (principalmente devido a metais alcalinos) conferindo isto um pH

próximo a 7 para a solução do solo (TAB. 3.6; 6.10). Portanto, a menor lixiviação em

estaria explicada, principalmente, pela oferta de condições mais favoráveis para

prevalência de dois fenômenos naquele meio: as maiores inativação e adsorção no

solo das moléculas de pesticidas veiculadas, quando comparado com o que

aconteceu em C

6.3.4.2 - (P

x E

x MO x MP) - Posição no relevo (P

), camadas (E

) e

matéria orgânica dos solos (MO), e os resíduos de MP lixiviados

Seja qual for a posição do terreno no relevo (P

), as camadas

superficiais (E

i=1,2,3,...,20

) são as de maior interesse agroecológico, em especial

quando se trata de solos cuja principal responsável pelo processo de sorção é a MO

presente. Em geral, conforme constatado por RIEDER (1995), os terrenos em

posição P

são os que possuem teores mais acentuadamente diferenciados de MO

nas camadas E

, E

, e a diferenciação menos acentuada ou até inexistente

ocorre na posição P

. Isto é explicado pela diferença de intensidade dos processos

erosivos atuantes. Assim, a posição P

é a que sofre maior remoção de matéria e a

é a maior receptora dos materiais derivados das outras posições (TAB. 6.11). Isto

tem reflexo pronunciado na diferenciação da susceptibilidade à lixiviação de

resíduos de pesticidas nas camadas de solo de cada posição ocupada pelo terreno

no relevo, comandado principalmente pela MO. Contudo as camadas de 0-1 cm (E

)

das posições P

i=1,2,3

, podem se constituir em uma exceção no que se refere a

lixiviação de pesticida. No presente estudo, de fato os teores médios mobilizados de

MP nas camadas E

nas posições P

(13,31 %), P

(20,25 %) e P

(16,01 %)

estatisticamente não se distinguiram, embora numericamente sinalizaram uma

tendência para a sua diferenciação (TAB. 6.9). Porém, nas camadas E

e E

156

lixiviações de MP foram estatisticamente (F; α < 0,05) maiores em P

(7,98 % e 7,85

%) e menores em P

(2,85 % e 0,46 %) conforme esperado.

É, portanto, de extrema necessidade que os agricultores sejam

orientados sobre a importância da MO em ambientes que sofrem contaminação por

pesticidas. Assim como também para aplicação de manejos adequados para a

manutenção ou recuperação da mesma, tanto em termos de conteúdo como de

distribuição no perfil do solo. Pois a MO, principalmente em solos arenosos, é a

componente de solo, administrável, capaz de afetar substancialmente a mobilização

hídrica de moléculas químicas danosas no meio edafopedológico.

6.3.4.3 - (C

x P

x E

x MP) – Comunidades (C

), posições no relevo (P

camadas (E

) de solos estudados e a lixiviação de MP através destas

As interpretações e discussões mais consistentes desenvolvidas neste

estudo sugerem que as diferenças encontradas de teores de resíduos de pesticidas

de MP lixiviados entre tratamentos, se devem as distintas capacidades de adsorção

das várias origens (C

x P

x E

) das amostras de solos utilizados nos ensaios (TAB.

6.7; 6.8; 6.9). O que é fortemente regido pelo conteúdo e distribuição da matéria

orgânica nestas amostras de solos (TAB. 6.14a; 6.10; 6.11; 6.16). De fato,

SANCHEZMARTIN & SANCHEZCAMAZANO (1991), trabalhando com oito solos de

variados conteúdos de argila e MO, identificaram que a adsorção do pesticida MP é

governada pelos conteúdos de MO presentes nesta matriz contaminada.

6.4 – RISCOS REVELADOS PELO ENSAIO

Havendo correspondência entre uma escala de risco e os teores de MP

lixiviados nos solos, pode-se considerar que os fatores “comunidade (C

)”, “posição

ocupada pelo terreno no relevo (P

)”, “espessura de extratos do perfil (E

)” e

“momento da indução da percolação (t

)” submeteram a comunidade C

a um nível

de risco (NR

CDPAH/Ci,Pi,Ei,ti

) maior que a C

(TAB. 6.17). O estudo demonstra que os

efeitos de C

, P

, E

e de t

propiciaram, no geral, um maior teor de resíduos lixiviados

do pesticida MP em C

que em C

(TAB. 6.9).

Em dez situações, sete mostraram concentrações significativamente

maiores de resíduos na água percolada em C

que em C

(TAB. 6.17).

As outras três situações foram semelhantes nas duas comunidades.

Com base nos resultados e discussões havidas neste estudo, assume-

se que os teores de pesticidas lixiviados constituem um importante indicador de risco

de contaminação ambiental e de danos bióticos.

Entretanto, é necessário considerar, que nas condições estudadas e

metodologia utilizada, os teores de resíduos translocados através de camadas mais

espessas (3-50 cm) de solos que a de 0-3 cm foram desprezíveis, não detectados

ou muito menores que os verificados nos três primeiros centímetros. Isso foi

constatado no estudo preliminar à definição do modelo de ensaio laboratorial a

utilizar na presente investigação.

CAPITULO 7 - SÍNTESE DA SEÇÃO 2

158

1. Os ensaios da comunidade C

deixaram lixiviar mais resíduos de MP nos solos

que os de C

. Em C

os teores de MO foram mais elevados que em C

2. Solos dos terços inferior (P

) e médio (P

) das vertentes demonstraram,

respectivamente, maior e menor retenção de resíduos de MP nas camadas

iniciais, em relação às outras posições, diante de fluxos hídricos. Nestas posições

teve-se, respectivamente, o solo melhor e pior suprido de MO.

3. A fração de MP que adentrou no solo concentra-se mais no primeiro centímetro

das camadas superficiais, decrescendo acentuadamente com a penetração no

solo. O primeiro centímetro de solo é também o melhor suprido de MO.

4. A quantidade de MP mobilizado para além dos primeiros 3 cm da superfície foram

entre 2,5 a 28 vezes menores das quantias que atravessaram a camada de 0-1

cm, sendo afetados por alguns atributos do solo e da água de percolação.

5. Não foram constatadas presença de resíduos de MP em águas percoladas de

ensaios com colunas de solos mais espessos que 5 cm.

6. Isto sugere que águas subterrâneas não-aflorantes destas localidades

apresentam risco desprezível de serem contaminadas por este pesticida.

7. Foi constatado também que quanto mais precoce a incidência de água sobre

solos contaminados por MP mais resíduos são mobilizados no perfil dos mesmos.

8. Mesmo quatro dias após a contaminação da superfície por MP, percolações ainda

fazem lixiviar em torno de 0,44% resíduos de MP nas camadas de solo de 0-3 cm.

9. A fração da quantidade de pesticida MP aplicado em lavouras de algodão que é

hidromobilizada da superfície para dentro dos primeiros centímetros do perfil dos

solos está associada a alguns atributos do solo e da própria água de percolação.

10. Os atributos do solo que afetaram fortemente os teores de MP lixiviados foram

seus níveis de MO, K

, Mg

, pH, soma (S’) e saturação (V’%) de bases trocáveis,

e também a sua densidade aparente (d

) e porosidade total (P

11. Os atributos de solos fortemente correlacionados com o teor de resíduos

mobilizados estiveram fortemente correlacionados com a MO (g.dm

-3

), exceto K

12. Os atributos da água percolada que exerceram efeito diferenciado significante e

estiveram fortemente associados aos teores de MP mobilizados, foram os seus

níveis de pH, Cu

, e a turbidez da mesma.

13. As camadas mais próximas da superfície do solo foram as que mais seguraram

resíduos de MP, graças aos mais altos teores de MO, mas são os mais

vulneráveis à erosão e aos desgastes pelo uso antrópico. Por isso, é

recomendável o uso de medidas de manutenção de bons teores de matéria

orgânica e de técnicas adequadas de conservação de solo e anti-erosivas.

14. Lavouras dependentes de pesticidas, nas bordas do Pantanal, em solos, mesmo

arenosos, mas bem supridos por matéria orgânica, desde que o lençol freático

não se aproxime mais de 20 cm da superfície do solo, possibilitam risco mínimo

de contaminação de águas subterrâneas por MP. Entretanto, medidas efetivas de

controle erosivo devem ser adotadas, para evitar deslocamento do material

contaminado a outros ambientes. A ameaça do MP ao Pantanal usado às suas

bordas, cresce com a intensificação dos escorrimentos superficiais (“runoff”) e

com a redução dos teores de MO. Assim, a recomendação é o controle da erosão

e a manutenção ou incorporação de adequados teores de MO nestas áreas.

CAPITULO 8 - CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS

160

Respondendo aos objetivos iniciais do projeto de tese, com base nas

demonstrações de seções anteriores, para os limites das áreas e períodos

estudados, pode-se concluir que:

1. As duas comunidades (C

) não podem ser consideradas iguais em todas as

características analisadas, relacionadas aos fatores Homem ou Cotonicultor (H),

Pesticidas usados (P), Ambiente de atuação (A) e suas interações (H-P-A);

embora ambas estejam localizadas no mesmo município (Cáceres-MT), às

bordas do Pantanal, constituídas de famílias de pequenos agricultores,

tradicionalmente cotonícolas.

1.1. As comunidades (C

, C

), foram similares em 25 (49,01 %) entre 51

características, e as seis safras (1992-1997) em 7 (41,17 %) entre 17

características avaliadas;

1.2. As comunidades (C

, C

) se distinguiram no fator H, nas expressões de 3 (

, υ

, e

) entre 6 características; no fator P, nas expressões de 3 (

’

’, e υ

) entre 11

características; no fator A, nas expressões de 6 (

15,

, υ

) entre 7

características; e nas interações dos H-P-A, nas expressões de 14 (

23,

, υ

e υ

)

entre 27 características avaliadas;

2. As seis safras de algodão (1992-1997) também se distinguiram em alguns

aspectos mas não em outros;

2.1. As distinções se verificaram no fator P, nas expressões de 3 (

10,

, e υ

) entre 3

características; e nas interações de H-P-A, nas expressões de 7 (

25,

, υ

’

”, υ

, υ

) entre 14 características avaliadas;

3.Verificou-se que características relacionadas aos fatores H, P, A e suas

interações, em geral, podem também se constituir em indicadores de risco de

contaminação e de danos decorrentes do potencial danoso dos pesticidas

usados (R

CDPAH

);

3.1. Das características analisadas que compõem os fatores H, P, A e suas

interações, 51 foram selecionadas e reconhecidas como sendo indicadoras do

risco (R

CDPAH

);

4. As duas comunidades (C

, C

) foram similares no fator P (r

= 40,5%), mas foram

distintas nos fatores H (

, r

= 48,2 % > C

, r

= 33,2 %),

A (

, r

= 49,1% < C

, r

= 59,0 %),

interações H-P-A (

, r

= 45,6 % < C

, r

= 53,9 %),

diante das proporções assumidas

pelas categorias de maior (r

) e de menor (r

) risco (R

CDPAH

), considerando o

conjunto dos casos analisados;

5. No período estudado, as seis safras (1992-97) distinguiram-se no fator P (

Safra

1995

= 33,2% < Safras

demais

, r

: situado entre 40,9 % e 46,6 %)

e se assemelharam na interação

dos fatores H-P-A (r

= 36,0 %) com relação às proporções r

e r

;

6. As duas comunidades (

, r

= 44,57 % < C

, r

= 47,21 %)

e também as seis safras

(

Safra

1995

, r

= 34,7 % < Safras

demais

, r

: situado entre 37,6 % e 41,5 %

), apresentaram proporções

distintas nas categorias de risco, significando que, no geral, C

e a safra de 1995

estiveram menos vulneráveis, que as demais situações, ao potencial danoso

derivado de pesticidas usados nos ambientes e safras avaliadas;

7. Os agricultores declararam freqüente uso e manejo inadequado de pesticidas,

revelando alta (>1/3) a proporção da categoria focada (c

) ou de maior risco (r

e de forma diferenciada nas duas comunidades (C

= 45,37 % <

= 51,01 %

mas de modo similar durante as seis safras consideradas (r

= 36,93 %);

161

8. O perfil da cotonicultura, após o ano de 1990, foi se alterando substancialmente

no território mato-grossense.

8.1. Estas alterações se deram quanto a sua importância sócio-econômica, aos

sistemas de cultivo praticados, a tecnologia aplicada, ao tipo de agricultor

envolvido, a comercialização e industrialização da produção, as áreas cultivadas,

aos principais municípios e regiões plantadoras de algodão;

8.2. Ocorrem alterações também quanto aos produtos usados, formas

predominantes de aplicação e, suspeita-se, com isto, que o nível de risco

ambiental e à saúde das pessoas tenha sofrido modificações também;

8.3. Porém, mesmo nas safras mais recentes (2000-2003), o pesticida metil paration

(MP) continua em uso na cotonicultura de MT.

9. Nas condições de C

, os atributos ambientais (C

, E

; Solos) e de tempo (t

)

considerados permitiram um maior percentual de mobilização edafohídrica de

resíduos de MP através de colunas de seus solos, do que nas de C

9.1. O que deve ter deixado C

mais vulnerável a impactos negativos pela maior

contaminação ambiental originada pelo uso de pesticidas, em relação a C

10. Os resultados sugerem que os fatores considerados (C

, P

, E

e t

) nos ensaios

de lixiviação de resíduos de MP em colunas de solo possam constituir indicadores

relativos de risco de contaminação ambiental e de conseqüentes danos

biológicos;

11. Os bons teores de matéria orgânica nos solos não permitiram os resíduos de MP

lixiviarem para profundidades maiores que 5 cm iniciais das colunas de solos de

ambas as comunidades;

11.1. Isso indica que o risco de contaminação de águas e ambientes subterrâneos,

por MP, devido a mobilização edafohídrica, foi desprezível, salvo nas

proximidades da superfície do solo (0-5 cm);

11.2. Pelo poder que a MO mostrou ter à retenção de resíduos de MP no processo

de percolação, esta constituinte do solo caracteriza-se como uma indicadora

consistente do risco de contaminação ambiental, em especial de águas

subterrâneas e superficiais, e de conseqüentes danos biológicos;

12. Conclui-se então, que o risco relativo de contaminação e de danos ao ambiente

e à saúde humana, nas áreas cotonícolas das bordas do Alto Pantanal, foi

desprezível quanto o comportamento químico e físico dos resíduos de MP

lixiviados pelo perfil de solos com bons teores de matéria orgânica, mas foram

substanciais e distintos quanto os aspectos socioeconômicos, no trato com

pesticidas, dos agricultores das comunidades do Facão (C

) e de Barra Nova (C

entre 1992-97.

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WORTHING, C. R. & HANCE, R. J. The Pesticide Manual. 9

ed., Surrey, British

Crop Protection Council, 1991. 1140 p.

APÊNDICES

ANEXOS

186

APÊNDICE 1

QUADRO 1.1 - Guia formulado e utilizado para orientar e sistematizar a coleta de

dados referente aos aspectos da interação Homem (H)-Pesticida (P)-Ambiente (A)

Informante (Titular): Data: Coletor:

Facão(C

) Barra Nova(C

)

Aspectos a considerar

92 93 94 95 96 97 92 93 94 95 96 97

1.O Homem cotonicultor (H)

1.1.Naturalidade

1.2. Regime migratório

1.3.Escolaridade (grau)

1.4.Idade (anos)

1.5.Pessoas dependentes- família (nº)

1.6..Renda familiar (Vol. físico e em

R$)

2. Os pesticidas na cotonicultura(P)

2.1. Pesticidas comerciais usados

2.2.Formulação

2.3.Grupo químico

2.4.Agrupamentos químicos

2.5. Pacote de pesticidas usados

2.6.Ingrediente ativo

2.7.Modo de ação

2.8 Classe Toxicológica

3.O ambiente da cotonicultura (A)

3.1.Área da propriedade (ha)

3.2.Vegetação (descrição)

3.3.Relevo(descrição)

3.4.Aspectos hídricos (descrição)

3.5.Clima(Registros existentes)

3.6.Solos (Descrição)

3.7.Fauna (Descrição)

4.Interações H-P-A

4.1.Aspectos da cotonicultura local

4.1.1.Domínio na atividade

4.1.1.1.Fonte do saber

4.1.1.2.Treinamento recebido

4.1.1.3.Conceito de veneno bom

4.1.1.4.Tempo experiência total (anos)

4.1.1.5.Tempo experiência local(anos)

4.1.2.Regime de ocupação das terras

4.1.2.1.Regime de ocupação

4.1.3.Características do cultivo

4.1.3.1.Força de trabalho usada

4.1.3.2.Época de plantio (período)

4.1.3.3.Área plantada (ha)

4.1.3.4.Colheita de algodão (período)

4.1.3.5.Produção (kg)

4.1.3.6.Produtividade(kg/ha)

187

Continuação...QUADRO 1

92 93 94 95 96 97 92 93 94 95 96 97

4.2.O uso e manejo de pesticidas

4.2.1.Início do trat. Fitossanit.(data)

4.2.2.Término trat. fitossanit.(data)

4.2.3.Número de tratamentos

4.2.4.Mistura de pesticidas-caldas

4.2.5.Fase de uso por pesticida

4.2.6.Dose usada por pest. (mL/20L)

4.2.7.Volume total usado por pest.(L)

4.3.Medidas de proteção ambiental

4.3.1.Destino da embalagem vazia

4.3.2.Destino da soqueira-lavoura

4.4.Medidas de proteção pessoal

4.4.1.Alimentares

4.4.2 Indumentárias

4.4.3.Fitoderivadas

4.4.4.Higiênicas

4.4.5.Diversas/outras

4.5.Medidas curativas(desintoxicação)

4.5.1.Alimentares

4.5.2.Higiênicas

4.5.3.Fitoderivadas

4.5.4.Formais/oficiais

4.5.5.Diversas/outras

4.6.Aquisição e armazenagem pest.

4.6.1.Via de aquisição (R.A.)

4.6.2.Local de aquisição(tipo comércio)

4.6.3.Local de armazenagem do pest.

4.7.Casos de intoxicação por pest.

4.7.1. Agentes intoxicantes

4.7.2. Ano da intoxicação

4.7.3. Causas intoxicantes

4.7.4. Gravidade da intoxicação

4.7.5. Nº pessoas vítimas/família

4.7.6. Nº intoxicações sofridas

4.7.7. Intoxicações-mesmas vítimas

4.7.8. Via de entrada do intoxicante

4.7.9 Sinais de intoxicação relatados

Obs.:

-Cada célula ou quadrinho (cruzamento da variável com o ano) representa um ambiente de informação específica no presente

estudo, cujo espaço foi adequado conforme a necessidade.

-Outros dados complementares e de aprofundamento também foram coletados, mas não incluídos nos resultados apresentado no

presente trabalho

188

APÊNDICE 2: CROMATOGRAMAS

FIGURA 1.1 – Cromatogramas de metil paration (MP) obtido com os procedimentos e condições de trabalhos adotados.

Obs.:Cromatógrafo CG Mod. 500 A com detetor de N e P, processador CG 300 ; coluna de sílica fundida DB –5 (5% fenil dimetil sloxano) 14 m x 0,53 mm e 0,5 µm de

espessura de fase estacionária; operação isotérmica; temperatura da coluna : 210ºC; temperatura do vaporizador : 250ºC; temperatura do detector: 280 ºC; fluxo de gás de

arraste : nitrogênio (10mL/ min); velocidade do papel integrador: 10 mm/min; volume de solução injetada: 0,5 µL; vazão no detetor do gás H

e do ar sintético: 4 mL/min e

120 mL/ min, respectivamente.

189

ANEXO I:

Aspectos climáticos no município de estudo (Quadros 1; 2)

QUADRO 1 - Temperaturas (ºC) mínimas e máximas médias mensais registradas na Estação Meteorológica de Cáceres no

período de 1992-97 e as normais da localidade, Cáceres (MT), 1998.

Meses 1992 1993 1994 1995 1996 1997 Normais (1931-60)

(1)

Max Min Max Min Max Min Max Min Max Min Max Min Max Med Min

Janeiro

32,2 23,4 32,9 20,3 32,0 23,6 30,2 23,6 31,7 19,4 32,1 21,1 32,1 26,4 22,6

Fevereiro

32,3 23,6 31,9 22,9 32,5 23,1 31,9 23,0 32,7 17,2 32,3 21,2 32,1 26,4 22,7

Março

32,3 23,5 33,9 23,5 32,6 23,0 33,0 22,0 31,8 22,3 32,1 21,3 32,1 26,2 22,5

Abril

33,0 22,7 32,6 22,3 32,5 22,3 30,7 20,1 31,9 18,7 31,0 22,8 31,5 25,3 20,8

Maio

32,1 22,2 30,2 21,2 31,3 20,4 29,4 18,2 30,8 16,1 30,5 19,2 30,8 23,5 18,3

Junho

31,8 19,4 29,7 16,7 29,7 18,1 30,0 17,5 27,8 10,6 30,1 18,5 29,7 22,1 16,6

Julho

28,5 14,3 29,1 15,4 29,1 15,7 32,1 16,6 31,2 10,0 31,6 16,7 30,4 21,5 15,0

Agosto

29,8 17,7 30,6 16,5 32,9 16,4 31,2 15,6 34,7 16,2 32,0 18,0 33,2 23,9 16,6

Setembro

30,4 19,6 33,1 20,2 34,7 21,1 34,7 19,9 33,2 17,1 36,1 22,7 34,3 26,1 19,7

Outubro

32,8 19,2 21,9 34,7 23,0 34,8 17,6 34,7 18,9 35,2 23,9 34,2 26,8 21,6

Novembro

32,2 20,2 34,4 23,5 33,4 23,2 33,8 18,5 32,6 19,9 34,7 23,8 32,9 26,6 22,1

Dezembro

32,3 21,0 33,1 23,8 31,7 23,3 31,8 18,8 33,3 22,1 34,6 23,1 32,6 26,6 22,5

Anual

33,0 14,3 34,4 15,4 34,7 15,7 34,8 15,6 34,7 10,0 36,1 16,7 32,2 25,1 20,1

Fontes: Adaptado a partir de dados do INMET - 9º Distrito - Esmet de Cáceres/Conv. Esc. Agrotec. Fed. de Cáceres;

(1)

Com base em adaptações de RIEDER (1984) a partir de dados

do Escritório de Meteorologia do Ministério da Agricultura - Brasil.

190

Quadro 2 - Precipitação pluviométrica ( mm ) total mensal e máximas em 24 hs, na Estação Meteorológica de Cáceres

no período de 1992-97, e normais de precipitação total e máximas em 24 horas da localidade, Cáceres (MT), 1998.

Meses 1992 1993 1994 1995 1996 1997

Normais

(

1931-60

)

(1)

Total Max

(24 hs)

Total Max

(24 hs)

Total Max

(24 hs)

Total Max

(24 hs)

Total Max

(24 hs)

Total Max

(24 hs)

Total Max

(24 hs)

Janeiro

132,6 106,0 202,0 202,0 329,1 50,5 388,5 62,5 215,0 79,0

Fevereiro

137,8 130,8 177,8 376,7 113,9 27,0 298,8 75,0 206,0 116,8

Março

227,6 114,7 81,6 209,3 240,2 82,0 205,2 49,0 170,8 102,0

Abril

288,8 128,0 45,5 79,2 52,4 20,9 96,0 26,0 77,5 102,0

Maio

38,2 27,7 113,1 95,7 23,3 19,0 28,9 18,2 47,9 75,0

Junho

9,0 16,0 44,2 42,3 1,0 1,0 69,2 35,4 19,6 65,0

Julho

4,0 0,4 13,0 4,20 0,0 0,0 0,0 0,0 11,3 30,0

Agosto

31,2 7,1 0,0 0,0 28,0 28,0 2,4 2,0 7,2 29,0

Setembro

142,6 3,6 31,2 19,2 96,5 45,0 55,9 28,3 35,7 67,6

Outubro

48,0 120,5 191,5 94,8 54,7 8,0 98,6 41,0 93,8 109,5

Novembro

174,2 83,4 127,2 113,5 300,3 61,6 172,1 43,0 157,0 80,1

Dezembro 226,9 242,5 234,6 267,1 192,0 60,3 249,3 87,6 196,6 82,5

Anual

1460,9 980,7 1261,7 1504,0 1431,0 1664,9 1238,4 116,8

Fontes: Adaptado a partir de dados do INMET - 9º Distrito - Esmet de Cáceres/Conv. Esc. Agrotec. Fed. de Cáceres;

(1)

Com base em

adaptações de RIEDER (1984) a partir de dados do Escritório de Meteorologia do Ministério da Agricultura - Brasil.

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