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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA “JÚLIO DE MESQUITA FILHO”
FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRONÔMICAS
CAMPUS DE BOTUCATU
COMPORTAMENTO DO HERBICIDA PROPANIL EM CULTURA DE
ARROZ IRRIGADO
AMANDA CRISTOBAL RIOS
Dissertação apresentada à Faculdade de
Ciências Agronômicas da UNESP - Campus de
Botucatu, para obtenção do título de Mestre em
Agronomia (Proteção de Plantas)
BOTUCATU-SP
Fevereiro - 2008
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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA “JÚLIO DE MESQUITA FILHO”
FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRONÔMICAS
CAMPUS DE BOTUCATU
COMPORTAMENTO DO HERBICIDA PROPANIL EM CULTURA DE
ARROZ IRRIGADO
AMANDA CRISTOBAL RIOS
Orientador: Prof. Dr. Luiz Carlos Luchini
Dissertação apresentada à Faculdade de
Ciências Agronômicas da UNESP - Campus de
Botucatu, para obtenção do título de Mestre em
Agronomia (Proteção de Plantas)
BOTUCATU-SP
Fevereiro - 2008
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LAGEADO - BOTUCATU (SP)
Rios, Amanda Cristobal, 1979-
R586c Comportamento do herbicid
a
propanil em cultura de arroz
irrigado / Amanda Cristobal Rios. – Botucatu :[s.n.],2008.
v, 94 f.: il., gráfs, tabs.
Dissertação (Mestrado) -Universid
a
de Estadual Paulista,
Faculdade de Ciências Agronômicas , Botucatu, 2008
Orientador: Luiz Carlos Luchini
Inclui bibliografia.
1. Herbicidas. 2. Degradação ambiental. 3. Arroz – Irri-
gação. 4. Solos. I. Luchini, Luiz Carlos.
I
I. Universidade
Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho” (Campus de Bo-
tucatu). Faculdade de Ciências Agronômicas. IV. Título.
Dedico
Aos meus pais por todo
amor e por me mostrarem o valor do
estudo e não medirem esforços para
me oferecer sempre o melhor.
A minha irmã pelo incentivo,
amor e carinho.
Ofereço
A Fausto Antonio de
Azevedo pela amizade sincera e
contribuição imprescindível nesse
trabalho.
Cada um que passa em nossa vida,
passa sozinho, pois cada pessoa é única
e nenhuma substitui outra.
Cada um que passa em nossa vida,
passa sozinho, mas não vai só
nem nos deixa sós.
Leva um pouco de nós mesmos,
deixa um pouco de si mesmo.
Há os que levam muito,
mas há os que não levam nada.
Essa é a maior responsabilidade de nossa vida,
e a prova de que duas almas
não se encontram ao acaso.
(Antoine de Saint-Exupéry)
AGRADECIMENTOS
• Ao professor Luiz Carlos Luchini pela grande amizade,
confiança, orientação e conselhos.
• À Faculdade de Ciências Agronômicas e seus funcionários.
• Ao Instituto Biológico de São Paulo e seus funcionários.
• A CAPES pelo apoio financeiro.
• A minhas pupilas e amigas Sara Rocha Moreira e Thielen
Grilli Torres.
• Aos amigos do Laboratório de Ecologia de Agroquímicos pelo
convívio agradável e pelas amizades.
• Ao professor Wilson Badiali Crocomo pela amizade,
ensinamentos, compreensão e ajuda.
• Ao professor Carlos Wilcken pela compreensão e ajuda.
• Aos funcionários da Fazenda Experimental Lageado.
• À empresa RSA Indústria de Insumos Agrícolas Ltda. pela
parceria com o estudo do fertilizante Bacsol.
• Ao Instituto de Pesca de São Paulo pelo fornecimento dos
alevinos.
• Aos alunos do Laboratório de Matologia da FCA.
• Aos amigos Érica Nakai, Fabriciano Pinheiro, Julian
Shorto, Moysés Chasin, Tâmara e Jack Piontkowsky, e Thaís
Mitre Vampré pela participação direta neste trabalho.
• Aos amigos de São Paulo por suprirem a ausência de minha
família, pelo apoio e companheirismo todos esses anos. Sem
vocês não conseguiria permanecer aqui.
• Aos amigos da Bahia pelo apoio, mesmo que distante, em
especial as amigas-irmãs Carolina Almeida e Clarissa Mota
Carvalho.
• Enfim, a todos que de algum modo e em algum momento
passaram pela minha vida e ajudaram de alguma forma, meus
agradecimentos!
SUMÁRIO Página
1. RESUMO _____________________________________________________________ 1
2. SUMMARY ___________________________________________________________ 3
3. INTRODUÇÃO ________________________________________________________ 5
4. REVISÃO DE LITERATURA ____________________________________________ 7
4.1 Cultura de arroz _________________________________________________ 7
4.2 Controle químico ________________________________________________ 9
4.2.1 Herbicida propanil _______________________________________ 10
4.2.2 Herbicida clomazone _____________________________________ 14
4.3 Dinâmica do agrotóxico no meio ambiente ____________________________ 18
4.4 Piscicultura com agrotóxicos _______________________________________ 26
5. MATERIAL E MÉTODOS _______________________________________________ 29
5. 1 Teste de recuperação da extração de propanil e clomazone em solo _________ 30
5.2 Teste de recuperação da extração de propanil e clomazone em água _________ 31
5.3 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil ______________________________ 32
5.4 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil mais clomazone _________________ 34
5.5 Ensaio de volatilização de
14
C-propanil _______________________________ 35
5.6 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil sob ação do fertilizante Bacsol
®
____ 37
5.7 Ensaio com
14
C-propanil em peixes em microcosmo _____________________ 38
5.7.1 Teste de recuperação de
14
C-propanil em peixes _______________ 38
5.7.2 Teste de sobrevivência e contaminação de peixes_______________ 39
5.7.3 Ensaio com
14
C-propanil em um sistema de microcosmo ______ 39
5.8 Metodologia estatística ____________________________________________ 40
6. RESULTADOS ________________________________________________________ 41
6.1 Testes de recuperação da extração de propanil e clomazone em solo e em água 41
6.2 Ensaios de mineralização __________________________________________ 44
6.2.1 Ensaios de mineralização de
14
C-propanil ________________________ 44
6.2.2 Ensaios de mineralização de
14
C-propanil mais clomazone ___________ 46
6.3 Comparação da mineralização nos ensaios realizados com
14
C-propanil e
14
C-
p
ro
p
anil mais clomazone
__________________________
________________
48
6.3.1 Na dose mínima agronômica [1] ________________________________ 48
6.3.2 Na dose [2] correspondente a dez vezes a dose mínima agronômica ____ 50
6.4 Quantificação de radiocarbono extraído do solo nos ensaios realizados com
14
C-
p
ro
p
anil e
14
C-
p
ro
p
anil mais clomazone
______________________________
52
6.4.1 Radiocarbono extraído do solo com
14
C-propanil __________________ 52
6.4.2 Radiocarbono extraído do solo com
14
C-propanil mais clomazone _____ 54
6.4.3 Análise cromatográfica qualitativa do extrato de solo dos testes de
mineralização
___________________________________________________
56
6.5 Quantificação de radiocarbono na forma de resíduo-ligado ao solo nos ensaios
realizados com
14
C-
p
ro
p
anil e
14
C-
p
ro
p
anil mais clomazone
__________________
59
6.5.1 Radiocarbono resíduo-ligado recuperado do solo com
14
C-propanil ____ 59
6.5.2 Radiocarbono resíduo-ligado recuperado do solo com
14
C-propanil mais
clomazone
________________________________________________________
61
SUMÁRIO Página
6.6 Ensaio de volatilização de
14
C-propanil________________________________ 62
6.7 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil sob ação do fertilizante Bacsol
®
____ 63
6.8 Balanço final da radioatividade recuperada ____________________________ 65
6.9 Ensaio com
14
C-propanil em peixes em microcosmo _____________________ 69
6.9.1 Resultado dos testes de recuperação de
14
C-propanil em peixes________ 69
6.9.2 Resultado do teste de sobrevivência e contaminação de peixes ________ 69
6.9.3 Resultado do ensaio com
14
C-propanil em um sistema de microcosmo __ 70
7. DISCUSSÃO __________________________________________________________ 71
7.1 Testes de recuperação da extração de propanil e clomazone em solo e em água 71
7.2 Ensaios de mineralização __________________________________________ 72
7.2.1 Ensaios de mineralização de
14
C-propanil ________________________ 72
7.2.2 Ensaios de mineralização de
14
C-propanil mais clomazone ___________ 74
7.3 Comparação da mineralização nos ensaios realizados com
14
C-propanil e
14
C-
p
ro
p
anil mais clomazone
__________________________________________
74
7.4 Quantificação de radiocarbono extraído do solo nos ensaios realizados com
14
C-
p
ro
p
anil e
14
C-
p
ro
p
anil mais clomazone
____________________
__________
76
7.4.1 Análise cromatográfica qualitativa do extrato de solo dos testes de
mineralização
___________________________________________________
77
7.5 Quantificação de radiocarbono na forma de resíduo-ligado ao solo nos ensaios
realizados com
14
C-
p
ro
p
anil e
14
C-
p
ro
p
anil mais clomazone
__________________
78
7.6 Ensaio de volatilização de
14
C-propanil________________________________ 79
7.7 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil sob ação do fertilizante Bacsol
®
____ 79
7.8 Balanço final da radioatividade recuperada ____________________________ 81
7.9 Ensaio com
14
C-propanil em peixes em microcosmo _____________________ 81
7.9.1 Resultado dos testes de recuperação de
14
C-propanil em peixes________ 81
7.9.2 Resultado do teste de sobrevivência e contaminação de peixes ________ 81
7.9.3 Resultado do ensaio com
14
C-propanil em um sistema de microcosmo __ 82
8. CONCLUSÕES ________________________________________________________ 83
9. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS _______________________________________ 84
APÊNDICE 1 __________________________________________________________ 92
APÊNDICE 2 __________________________________________________________ 93
APÊNDICE 3 __________________________________________________________ 94
LISTA DE TABELAS
Tabela Página
1 Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 50 g de solo nas concentrações de 23,36 µg.g
-1
propanil +
4,73 µg.g
-1
clomazone _______________________________________________
41
2 Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 50 g de solo nas concentrações de 11,80 µg.g
-1
p
ropanil +
2,63 µg.g
-1
clomazone_______________________________________________
42
3 Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 50 g de solo nas concentrações de 4,72 µg.g
-1
p
ropanil +
0,47 µg.g
-1
clomazone _______________________________________________
42
4 Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 500 mL de água nas concentrações de 2,90 µg.L
-1
p
ropanil +
3,23 µg.L
-1
clomazone _______________________________________________
43
5 Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 500 mL de água nas concentrações de 5,91 µg.L
-1
propanil +
6,57 µg.L
-1
clomazone _______________________________________________
43
6 Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final de
radioatividade no experimento de mineralização do herbicida
14
C-propanil _____
65
7 Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final de
radioatividade no experimento de mineralização do herbicida
14
C-propanil mais
clomazone ________________________________________________________
66
8 Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final de
radioatividade no experimento de mineralização do herbicida
14
C-propanil com o
fertilizante Bacsol
®
_________________________________________________
67
9 Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final de
radioatividade no experimento de volatilização do herbicida
14
C-propanil ______
68
10 Porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado nas duas espécies de peixes ___ 69
11 Porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado por grama de peixe _________ 69
12 Porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado do sistema microcosmo___ 70
LISTA DE FIGURAS
Figura Página
1 Esquema da fotodegradação do herbicida propanil em solução aquosa ____________ 11
2 Esquema da degradação do herbicida propanil em solo ________________________ 13
3 Vias de dissipação de agrotóxicos no agroecossistema _________________________ 20
4 Fatores que influenciam o destino do agrotóxico no solo _______________________ 23
5 Esquema do frasco biométrico ___________________________________________ 33
6 Sistema fechado para coleta de
14
C-compostos voláteis ________________________ 36
LISTA DE FIGURAS
Figura Página
21 Cromatograma e relatório com tempos de retenção do extrato do solo obtido por
Soxhlet no tempo inicial ________________________________________________
57
22 Cromatograma e relatório com tempos de retenção do extrato do solo obtido por
Soxhlet no tempo 28 dias após aplicação dos herbicidas _______________________
58
23 Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [1] de propanil, nas umidades 60% e 100% da CMRA _______
59
24 Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [2] de propanil, nas umidades 60% e 100% da CMRA _______
60
25 Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [1] de propanil mais clomazone, nas umidades 60% e 100% da
CMRA ______________________________________________________________
61
26 Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [2] de propanil mais clomazone, nas umidades 60% e 100% da
CMRA ______________________________________________________________
62
27 Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [2] de propanil e na dose [2] de
propanil mais doses [A] e [B] de fertilizante Bacsol
®
, na umidade 60% da CMRA __
63
28 Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [2] de propanil e na dose [2] de
propanil mais doses [A] e [B] de fertilizante Bacsol
®
, na umidade 100% da CMRA _
64
1
1. RESUMO
O arroz tem um grande valor econômico, pois está presente na
alimentação de vários povos no mundo. O sistema de cultivo desse grão por inundação
corresponde a mais da metade de sua produção mundial. Entretanto, esse método oferece um
habitat propício para o surgimento de plantas daninhas, as quais competem com a cultura e
provocam queda no rendimento da lavoura. O uso de herbicidas no combate dessas plantas
daninhas é muito utilizado devido à sua praticidade e eficiência, porém podem contaminar
áreas distantes, águas superficiais e subterrâneas, ou mesmo permanecer, no solo, adsorvidos
ou na forma de resíduo-ligado. Além disso, podem ser tóxicos para organismos aquáticos e
bioconcentrarem na cadeia alimentar. Para entender melhor esse comportamento, avaliou-se
neste trabalho a mineralização do herbicida
14
C-propanil aplicado sozinho e, comparado com a
aplicação conjunta com outro herbicida muito utilizado na rizicultura, o clomazone. Também
foi avaliada a influência de um fertilizante organo mineral classe A na mineralização do
herbicida
14
C-propanil. Em um sistema microcosmo, avaliou-se a presença do herbicida
propanil em tilápias e carpas por um período de 30 dias. As doses aplicadas nos ensaios de
mineralização foram equivalentes a 2,88 kg.ha
-1
para a dose mínima agronômica (dose [1]) e
28,8 kg.ha
-1
para dez vezes esse valor (dose [2]), para o herbicida propanil, e 0,25 kg.ha
-1
na
dose [1] e 2,5 kg.ha
-1
na dose [2] para o clomazone. Para o fertilizante, as doses aplicadas
corresponderam a dose recomendada de campo (dose [A]) de 1 kg.ha
-1
aplicado no plantio,
para cultura de grãos, e duas vezes esse valor (dose [B]). A coleta do
14
CO
2
proveniente da
2
mineralização do propanil radiomarcado foi realizada nos intervalos de 1, 3, 5, 7, 14, 21, 28,
35, 42, 49, 56 e 60 dias e quantificado por espectrometria de cintilação em líquido (ECL). As
extrações de solo e a combustão do mesmo foram realizadas nos intervalos de tempo
de 0, 7, 14, 28 e 60 dias, seguidas de quantificação dos
14
C-resíduos por cromatografia líquida
de alta performance (CLAE) e por ECL. A mineralização do herbicida propanil em solo que
recebeu a aplicação de
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone foi influenciada pelo
conteúdo de água no solo e pelas doses dos herbicidas utilizadas nos experimentos de 60 dias.
A presença do herbicida clomazone concomitantemente ao propanil acelerou a mineralização
desse último em ambas as doses e umidades estudadas, sendo maior na dose mais elevada dos
herbicidas aplicados nos experimentos de 60 dias. A utilização do fertilizante organo mineral
Bacsol
®
aumentou a mineralização do
14
C-propanil em ambas as umidades do solo. No estudo
em microcosmo, após 30 dias da aplicação do herbicida radiomarcado, observou-se uma
pequena quantia de
14
C-resíduo presente nos peixes, sendo quase a totalidade distribuída entre
a água e o solo do sistema.
3
BEHAVIOUR OF HERBICIDE PROPANIL IN RICE FLOODED CROP
Botucatu, 2008. 94p. Dissertação (Mestrado em Agronomia/ Proteção de Plantas) –
Faculdade de Ciências Agronômicas, Universidade Estadual Paulista.
Author: AMANDA CRISTOBAL RIOS
Adviser: LUIZ CARLOS LUCHINI
SUMMARY
Rice has a considerate economic value because it is part of food habits
of several countries in the world. More than half of the world rice’s production uses flooded
soils as a method of production. However, this method creates the perfect environment for the
development of weeds, which compete with the rice culture causing damage in the rice
production. To control weeds, farmers use herbicides due to their efficiency and practical use.
On the other hand, the irrigation method increases the possibility of contamination by these
toxics affecting distant areas, including surface water and groundwater, they can also stay in
the soil absorbed or as bound residues. Moreover, they can be dangerous for aquatic organisms
and bioconcentrate on the food chain. To have a better understanding of herbicides use
consequences, this research evaluated the mineralization of the herbicide
14
C-propanil when
applied alone and together with another herbicide very commonly used in rice crop fields, the
clomazone. The influence of an organomineral class A fertilizer, on the mineralization of the
herbicide
14
C-propanil, was also analyzed. In a microcosmic system, the presence of the
herbicide propanil in tilapias and common carps was observed for 30 days. The doses applied
in the mineralization tests was equivalent to 2,88 kg.ha
-1
to the minimum agronomic dose
(dose [1]) and 28,8 kg.ha
-1
to ten times this amount (dose [2]) to the propanil herbicide and
0,25 kg.ha
-1
on the dose [1] and 2,5 kg.ha
-1
on the dose [2] to the clomazone. To the fertilizer,
the doses applied correspond to the recommended dose to field (dose [A]), 1 kg.ha
-1
applied
on the plantation and cultivation of the grains, and twice times this value (dose [B]). The
collect of
14
CO
2
due to mineralization of propanil occurred at 1, 3, 5, 7, 14, 28, 35, 42, 49, 56 e
60 days after herbicide application, followed by quantification using liquid scintillation
4
counting (LSC). Both, the soil extraction and combustion occurred after periods of 0, 7, 14, 28
e 60 days after herbicide application, followed by
14
C quantification using high-performance
liquid chromatography (HPLC) and LSC. The propanil mineralization in soil that received
14
C-propanil and
14
C-propanil with clomazone applications was influenced by the amount of
water in the soil and by the herbicides doses used in the 60-day tests. The presence of
clomazone herbicide accelerates the propanil mineralization in both doses and both moistures;
this effect was maximized in 60-day tests with the higher herbicides doses. The utilization of
organomineral fertilizer Bacsol
®
increases the propanil mineralization in both soil moistures.
After 30 days, the
14
C-residue was almost totally distributed between the water and the soil of
the microcosm and only a small portion was observed in the fish.
________________________
Keywords: Herbicides, mineralization, rice.
5
3 INTRODUÇÃO
O arroz é o principal alimento para a maioria da população mundial,
constituindo-se juntamente com o trigo e o milho, nos cereais mais produzidos no mundo.
O método de cultivo de arroz mais significativo nessa produção é o irrigado, podendo ser
muito prejudicial ao meio ambiente.
Esse sistema de cultivo mostra-se muito propício à infestação da
lavoura por plantas daninhas, as quais competem com arroz por nutrientes, umidade, luz solar
e espaço. Algumas germinam apenas em solo inundado, umas em solo seco e outras em ambas
as quantidades de umidade, por isso o controle das plantas daninhas tem que ser efetivo.
Propanil e clomazone estão entre os três principais herbicidas
utilizados na rizicultura, no Brasil. O propanil (3’,4’-dicloropropionanilida) é um herbicida
seletivo de contato e pós-emergente, derivado das cloroanilidas, que causa clorose seguida de
necrose nas folhas das gramíneas anuais e de algumas ervas anuais de folha larga suscetíveis.
O clomazone (2-(2-clorobenzil)-4,4-dimetil-1,2-oxazolidin-3-ona) é um herbicida do grupo
das isoxazolidinonas, que controla gramíneas anuais e perenes e algumas ervas anuais de folha
larga, utilizado em pré ou pós-emergência inibindo a produção de carotenóides.
6
Os agrotóxicos podem desaparecer da área alvo por degradação ou
dispersão. Eles podem ser carreados ou lixiviados para águas superficiais e subterrâneas,
absorvidos por plantas ou animais, volatilizar-se ou permanecer adsorvidos às moléculas do
solo, onde podem também sofrer degradação química, física ou biológica.
A degradação microbiológica é a quebra do agrotóxico por
microrganismos capazes de utilizá-lo como fonte de alimento, podendo ser mineralizado, ou
seja, totalmente degradado gerando gás carbônico e água. Em alguns casos, os produtos
intermediários de degradação podem ser até mais tóxicos que os produtos originais.
A dinâmica dos agrotóxicos no ambiente é muito complexo, ocorre em
diferentes compartimentos e, em alguns casos, não se restringem apenas a áreas muito
próximas, mas também podem envolver transporte para longas distâncias e contaminação
prejudicial de organismos não-alvo.
Os peixes são funcionais indicadores de poluição ambiental, pois estão
expostos aos agrotóxicos. Consequentemente, há necessidade de incluí-los em sistemas de
monitoramento já que são artigos de alimentação, avaliando-se principalmente a concentração
e metabolismo em seu organismo.
Devido à alta complexidade dos processos ambientais, o estudo de
impacto ambiental do uso de agrotóxicos é também extremamente complexo, pois os
ecossistemas estão sujeitos a grande variabilidade no espaço e no tempo. Daí a importância de
compreender a dissipação e a degradação destes produtos químicos e suas relações com as
condições ambientais.
Sendo assim, este trabalho objetivou avaliar o comportamento do
herbicida propanil isoladamente, sob a ação do herbicida clomazone e de um fertilizante
organo mineral, em cultura de arroz irrigado. Avaliou-se também o comportamento do
propanil em um sistema microcosmo de rizipiscicultura, quantificando o herbicida nos peixes
e seus diferentes destinos no sistema.
7
4 REVISÃO DE LITERATURA
4.1 Cultura de arroz
O arroz é um dos mais importantes grãos em termo de valor
econômico. É considerado o cultivo alimentar de maior importância em muitos países em
desenvolvimento, principalmente na Ásia, onde aproximadamente 90% de todo o arroz do
mundo é cultivado e consumido. A América Latina ocupa o segundo lugar em produção e o
terceiro em consumo, sendo o Brasil o maior produtor fora do continente asiático
(ALONÇO et al., 2005), com um cultivo anual de 1,3 milhão de hectares com arroz irrigado
(PRIMEL et al., 2005), sendo 9.272 hectares no Estado de São Paulo (IEA/CATI, 2008).
Existem três tipos principais de ecossistemas de arroz: terras altas,
várzeas úmidas e irrigado por inundação. Sendo este último o sistema mais expressivo,
representando 80% da produção mundial de arroz. No Brasil, o ecossistema de arroz irrigado é
responsável por, aproximadamente, 60% da produção nacional (BARRIGOSSI; LANNA;
FERREIRA, 2004).
A água utilizada nas lavouras é oriunda de rios, riachos, lagoas,
barragens e açudes e, conduzida para as lavouras por gravidade ou por bombeamento. Sua
importância está relacionada ao seu uso para o preparo do solo no sistema pré-germinado, ao
suprimento da necessidade de água da planta de arroz, controle de plantas daninhas, doenças e
de alguns insetos-praga e aumento da disponibilidade de nutrientes (CTAR, 2003).
8
O volume de água requerido pelo arroz irrigado representa a soma de
água necessária para atender às demandas decorrentes da saturação do solo, formação da
lâmina de água, evapotranspiração e para repor as perdas por infiltração lateral e por
percolação (ALONÇO et al., 2005). A quantidade de água necessária varia com o método de
irrigação e depende, principalmente, das condições climáticas, das características e
propriedades do solo, do ciclo da cultivar, da profundidade do lençol freático e dos manejos do
solo, da cultura e da água.
Devido aos processos naturais de movimento das águas superficiais,
resíduos agroquímicos podem contaminar mananciais à jusante da lavoura via água da chuva
ou drenagem, ainda que a concentração de herbicidas na água seja, em geral, baixa
(MACHADO et al., 2001).
Atualmente, recomenda-se o início do alagamento para o arroz irrigado
aos 30 dias após a emergência para cultivares de ciclo precoce e 40 dias para cultivares de
ciclo médio (IRGA, 2008). Entretanto, existe a possibilidade de antecipar a entrada de água
para favorecer o controle de plantas daninhas, influenciando a composição da solução do solo
(ALONÇO et al., 2005). O atraso no início da irrigação da cultura do arroz, além de reduzir o
rendimento de grãos, pode aumentar de 3% para 40% a população de plantas de arroz-
vermelho, devido à maior disponibilidade de oxigênio para a germinação das sementes de
espécies infestantes (NOLDIN, 1988 apud CONCENÇO et al., 2006).
A altura da lâmina de água deve variar entre 7,5 e 10 cm. Na fase
reprodutiva das plantas de arroz, independentemente do sistema de cultivo, a altura da lâmina
de água pode ser elevada até 15 cm, por um período de 15 a 20 dias, em regiões onde possam
ocorrer temperaturas abaixo de 15° C, agindo a água como um termorregulador
(ALONÇO et al., 2005). Lâminas de água mais profundas reduzem o perfilhamento,
predispõem as plantas ao acamamento, aumentam as perdas por evaporação e percolação,
embora sejam mais eficientes no controle de plantas daninhas (SANTOS et al., 2002).
O arroz irrigado é completamente dependente da radiação solar e da
temperatura ambiente, os quais são os maiores responsáveis na variabilidade de crescimento e
desenvolvimento da cultura. A faixa a ideal para a germinação do arroz situa-se entre 20° e
35° C, de 30° a 33° C para a floração e de 20° a 25° C para a maturação da planta
(ALONÇO et al., 2005).
9
4.2 Controle químico
Os agrotóxicos são substâncias químicas especiais, pois são
adicionados intencionalmente ao ambiente para destruir ou controlar as pragas que
representam grande problema à agropecuária tradicional e para a saúde pública.
As plantas indesejáveis são responsáveis por reduções significativas no
rendimento da lavoura de arroz irrigado. Além de aumentarem o custo de produção
diretamente, elevam a umidade dos grãos na colheita e reduzem o rendimento classificatório
dos mesmos, bem como são hospedeiras de doenças e pragas (PÍFFERO, 2007). Na ausência
de controle de plantas daninhas, a redução na produtividade de grãos da cultura do arroz pode
alcançar de 80 a 90% (ANDRES & MACHADO, 2004).
No momento do estabelecimento da lavoura é onde há maior
competição com a cultura por parte das plantas daninhas, que se aproveitam do fertilizante e
da luz assim como do CO
2
. Entretanto, uma maior ou menor infestação está diretamente ligada
ao sistema de plantio e ao controle satisfatório nos anos anteriores (PÍFFERO, 2007).
O uso de herbicidas na cultura de arroz irrigado, no Brasil, teve seu
inicio na década de 40, com o descobrimento dos herbicidas organo-sintéticos do grupo 2,4-D,
seguido dos inibidores de fotossíntese (PÍFFERO, 2007).
Em 2000, o consumo de herbicidas no Brasil foi de 174 mil toneladas
de produtos formulados, que representa mais de 81 mil toneladas de ingrediente-ativo (i.a.) e
uma média por unidade de área cultivada de 3,8 kg p.c./ha. O consumo desses produtos difere
nas várias regiões do país, onde se misturam atividades agrícolas intensivas e tradicionais. As
regiões sul, centro-oeste e sudeste concentram o maior uso de herbicidas com 38,9%, 29,9% e
22,8%, respectivamente. Enquanto que a região nordeste consome 6,3% e a região norte, 2%
(SPADOTTO, 2002a).
O controle químico pelo emprego de herbicidas tem sido um dos
métodos mais utilizados para combater plantas daninhas na cultura do arroz, devido à maior
praticidade e à grande eficiência (SANTOS et al., 2002). As culturas agrícolas nas quais mais
se utiliza esses produtos são: soja (39,8%), milho (23,5%), cana-de-açúcar (12,9%), café
(4,4%) e arroz irrigado (3,7%) (SPADOTTO, 2002a).
10
O sistema de cultivo de arroz irrigado propicia um habitat especial
para a infestação de plantas daninhas. Durante alguns meses da estação quente do ano, além da
temperatura e luminosidade adequadas ao crescimento vegetal, somam-se os efeitos da
umidade do solo e da adição de nutrientes. Em níveis satisfatórios dos recursos do ambiente, o
estabelecimento e o crescimento de plantas daninhas são muitos favorecidos (FLECK,2000).
A escolha do herbicida considera as espécies infestantes na área, que
variam de uma região para outra e também nos diferentes sistemas de implantação da lavoura;
da época em que se pretende fazer as aplicações; das características físico-químicas do solo o
tipo de preparo de solo; da disponibilidade do produto no mercado e do custo (SANTOS et al.,
2002).
4.2.1 Herbicida Propanil
O propanil está entre os 10 herbicidas mais utilizados nas regiões de
rizicultura do mundo (BARCELÓ & HENNION, 1997) e, dentre os registrados para arroz no
Brasil, encontra-se entre os três mais usados, juntamente com clomazone e quinclorac
(MARCHESAN et al., 2007).
O propanil (3’,4’-dicloropropionanilida) é um herbicida seletivo de
contato e pós-emergente, derivado das cloroanilidas, que interfere na fotossíntese e síntese dos
ácidos nucléicos e proteínas, causando clorose seguida de necrose nas folhas das espécies
suscetíveis. Seu ingrediente ativo é registrado no Brasil para arroz de sequeiro e irrigado e,
controla gramíneas anuais, preferivelmente com crescimento de até o 1º perfilho, e algumas
ervas anuais de folha larga no início do desenvolvimento com 2 a 4 folhas (RODRIGUES &
ALMEIDA, 1995).
Em arroz irrigado, aplica-se com as quadras sem água, para que haja
bom contato do produto com as plantas, evitando-se períodos de estiagem (umidade relativa
inferior a 70%), temperaturas médias inferiores a 18
o
C ou superiores a 27
o
C e excesso de
chuva. A inundação é iniciada entre 2 a 7 dias após a aplicação, mantendo-se uma lâmina de
água de 5 cm cobrindo as infestantes. O intervalo de segurança é de 80 dias entre a última
aplicação e a colheita (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995).
11
Este herbicida é hidrolisado em meio fortemente ácido e alcalino e
estável entre pH 4 e 9 e possui uma solubilidade em água de 130 mg.L
-1
(20 ºC) (TOMLIN,
2006). Segundo Santos et al. (1998), sua degradação é diretamente dependente das condições
ambientais e da razão de aplicação do agrotóxico. Seu principal meio de degradação é por
hidrólise enzimática (80-85%), com uma baixa taxa de fotodegradação (6%)
(SOKOLOV et al., 1976 apud SANTOS et al., 1998).
Tomlin (2006) afirma que é rapidamente degradado por fotólise (DT
50
12-13h) quando dissolvido em água, e depois de 10 a 15 dias, observa-se apenas os produtos
de degradação (POPOVA, 1973 apud POTHULURI; HINSON; CERNIGLIA, 1991), sendo o
principal deles, o 3,4-dicloroanilina (DCA), resistente à biodegradação em água (EL-DIB &
ALY, 1976; WOLFF & CROSSLAND, 1985 apud POTHULURI; HINSON; CERNIGLIA,
1991).
A figura 1 esquematiza a fotodegradação do propanil em solução
aquosa, também com a formação dos produtos de degradação DCA e TCAB.
Figura 1. Esquema da fotodegradação do herbicida propanil em solução aquosa (adaptado de
PROPANIL, 2007).
12
Santos (1999) determinou os tempos de meia-vida em água do propanil
entre 1,2 e 3,8 dias, e de 1,6 dias para seu principal produto de degradação, DCA, em campos
de arroz na Espanha, nas condições normalmente encontradas após a aplicação do herbicida.
O propanil tem uma rápida degradação nas plantas e sua total
transformação dentro de 5 dias (SANTOS et al., 1998), sendo hidrolisado pela arilacilamidase
em 3,4-dicloroanilina e ácido propiônico como metabólitos intermediários (TOMLIN, 2006).
Além disso, possui mobilidade limitada tanto no apoplasto quanto no simplasto. É um
herbicida inibidor do foto sistema II (FSII), o qual se acopla a proteína D1 competindo com a
quinona b (Q
B
) e ocasionando o deslocamento de Q
B
e o bloqueio do fluxo de elétrons, de tal
maneira que não ocorra a fixação de CO
2
e a síntese de carboidratos. Esse bloqueio de elétrons
impede que a clorofila atue normalmente dando início à fotossíntese, repassando a energia
capturada da luz solar para os carotenóides e a conseqüente peroxidação dos lipídios da
membrana seguida de clorose foliar (KOGAN & PÉREZ, 2003).
Um dos principais atrativos no uso freqüente do propanil é a sua
seletividade. Tanto o arroz como o capim-arroz absorvem o produto na mesma quantidade e
velocidade e em ambos é submetido ao mesmo processo de degradação, transformando-se em
3,4-diclorolactanilida (DLA) por oxidação, seguida por ação enzimática da arilacilamidase
hidrolisando-se em 3,4-dicloroanilida (DCA) e ácido lático. Porém, no arroz essa hidrólise é
rápida, diferentemente do capim-arroz, no qual o DLA se acumula até atingir concentrações
letais (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995).
O herbicida propanil é fortemente adsorvido às partículas coloidais do
solo, sendo muito pouco lixiviado, com permanência média de 3 dias no solo sob as doses
recomendadas (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995) e grau de mobilidade 2 (KOGAN &
PÉREZ, 2003). Sua degradação é principalmente microbiana, oxidado por reações de
polimerização além de outros processos degradativos. O herbicida favorece a população
fúngica no solo (SPESSOTO, 1995), porém o consumo de propanil pelos fungos é dependente
dos fatores ambientais e nutricionais, sendo mais sensível a pH ácido do que alcalino e
elevados em meios com glicose e extrato de levedura (81% em 5 dias) (POTHULURI;
HINSON; CERNIGLIA, 1991).
13
A transformação do propanil no solo libera 3,4- dicloroanilida (DCA)
e este é convertido pelas peroxidases microbianas em 3,3’,4,4’- tetracloroazobenzeno (TCAB),
3,3’,4,4’-tetracloroazoxybenzeno (TCAOB), 1,3-bis(3,4-diclorofenil)triazina e
4-(3,4- dicloroanilino)-3,3’,4,4’-tricloroazobenzeno (DCA-TCAB) (POTHULURI; HINSON;
CERNIGLIA, 1991). O produto DCA-TCAB foi formado provavelmente pela sua ligação
oxidativa ao 3,4-diclorofenilhidroxilamina ou com o nitroso-3,4-diclorobenzene, ou por um
processo de radical livre. Nenhum dos produtos da fotodegradação tem ação herbicida
(PROPANIL, 2007) (Figura 2).
O aumento da temperatura e da irradiação de luz e a presença de
matéria orgânica favorecem a rápida transformação do herbicida (SANTOS, 1999).
A meia-vida do propanil em solo é menor nas condições secas,
persistência média, se comparada com condições de alagamento, em que a persistência é
classificada alta, sendo estas condições não favoráveis à dissipação do herbicida (SPESSOTO,
1995).
Figura 2. Esquema da degradação do herbicida propanil em solo (adaptado de PROPANIL,
2007).
14
Em solos previamente secos, o propanil degrada-se rapidamente,
enquanto que o DCA persiste por longo tempo (SANTOS, 1999). O DCA liga-se
covalentemente à matéria orgânica do solo por reações espontâneas, tornando sua
mineralização devagar com meia-vida de até vários anos (POTHULURI; HINSON;
CERNIGLIA, 1991). As cloroanilinas adsorvem-se às substâncias húmicas presentes no solo,
podendo permanecer ligadas durante anos após a aplicação. Também estão sujeitas à
dimerização e polimerização formando compostos azo, altamente estáveis e resistentes à
mineralização (BRUNSBACH & REINEKE, 1993; KREMER & STERNER, 1996 apud
MARTINEZ; SILVA; MAIA, 2005).
Os metabólitos do propanil podem ser carcinogênicos e, dependendo
das condições ambientais, são extremamente persistentes no ambiente. O mais importante
produto formado pós-degradação é o 3,4-dicloroanilina (DCA). Tanto DCA quanto os
metabólitos TCAB e TCAOB são embrioletais, genotóxicos e teratogênicos em animais de
estudo, sendo perigosos à saúde humana também (POTHULURI; HINSON; CERNIGLIA,
1991).
4.2.2 Herbicida Clomazone
O clomazone (2-(2-clorobenzil)-4,4-dimetil-1,2-oxazolidin-3-ona) é
um herbicida do grupo das isoxazolidinonas, registrado no Brasil para soja, arroz irrigado,
cana-de-açúcar e fumo. Compatível com a maioria dos herbicidas, sendo comum a sua mistura
com herbicidas para folha larga. Controla gramíneas anuais e perenes, de reprodução seminal
e algumas ervas anuais de folha larga (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995). É absorvido
predominantemente pelo meristema apical das plântulas (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995)
ou pelas raízes das plantas daninhas e, translocados pelo xilema para as folhas (KOGAN &
PÉREZ, 2003; RODRIGUES & ALMEIDA, 1995; TOMLIN, 2006).
Utilizado em pré ou pós-emergência inibindo a produção de
carotenóides, que além de serem receptores de luz, protegem a clorofila da fotoxidação. As
plantas tratadas continuam seu crescimento por um tempo depois da aplicação, porém sem a
produção de tecido verde fotossintético, emergindo brancas por falta de clorofila e morrendo
15
em pouco tempo (KOGAN & PÉREZ, 2003; RODRIGUES & ALMEIDA, 1995; TOMLIN,
2006; KIRKSEY & MUELLER, 1995; FERHATOGLU & BARRETT, 2006). Os sintomas de
clorose em brotos de trigo foram seguidos de necrose dos tecidos da planta no estudo de Loux
et al. (1989a).
Nem o clomazone nem o seu metabólito 5-OH clomazone inibem a
síntese de cloroplasto isoprenóide, apenas o produto de degradação deste metabólico, o 5-keto
clomazone, tem atividade tóxica e é capaz de inibir essa síntese (FERHATOGLU &
BARRETT, 2006).
Pesquisas da FMC Corporação relataram que, sob condições aeróbicas,
clomazone foi primariamente convertido em resíduo-ligado no solo e CO
2
, entretanto, em
solos irrigados com condições anaeróbicas, o composto foi rapidamente reduzido ao
metabólito N-[(2’-clorofenil)metil]-3-hidróxido-2,2-dimetilpropanamide (FROELICH;
BIXLER; ROBINSON, 1984). O Departamento de Regulamentação de Pesticidas da
Califórnia (2003) ressalta que o metabolismo do clomazone em água ou sedimento é mais
rápido sob condições anaeróbicas, com meia-vida entre 16 e 24 dias, do que aeróbicas, com
meia-vida de 24 a 78 dias.
A degradação é principalmente microbiana e, em condições
anaeróbicas, também, química (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995). Os mecanismos de
degradação aeróbica não são bem informados, mas alguns dados referem-se ao tipo de solo,
sendo a degradação mais rápida em solos com pH 6,5 ou solo arenoso do que sob pH 5,5 ou
solo silte ou argiloso. No ensaio de 28 dias de Mervosh et al. (1995a), a maioria da atividade
de
14
C-clomazone foi recuperada na forma do próprio herbicida clomazone (mais da metade
do aplicado), de metabólitos e
14
CO
2
e, a quantia de resíduo-ligado foi cerca de 10% do
aplicado, muito baixa quando comparada com as porcentagens recuperadas de agrotóxicos
aplicados na agricultura de 20 a 70% citadas por Calderbank (1989).
Clomazone é um herbicida não-iônico, com solubilidade em água de
1,1 g/L e K
oc
igual a 300, em pH 7, tendo médio potencial de lixiviação, porém com relativa
mobilidade no solo, grau 2 assim como o propanil (KOGAN & PÉREZ, 2003). Um estudo de
hidrólise realizado pelo Departamento de Regulamentação de Pesticidas da Califórnia (2003)
afirma que este herbicida é hidroliticamente estável após 34 a 40 dias na água sob vários
valores de pH. Por possuir alta solubilidade em água, quando aplicado em solo úmido,
16
introduz-se na solução do solo, podendo passar 21 dias sem chuvas sem ser afetado.
Entretanto, para sua ativação necessita de uma quantidade mínima de umidade no solo
(KIRKSEY & MUELLER, 1995; RODRIGUES & ALMEIDA, 1995).
Para Rodrigues & Almeida (1995), é classificado com baixa
mobilidade na maioria dos terrenos e moderada nos arenosos e/ou de baixo teor de matéria
orgânica, assim como afirmado por Loux et al. (1989a), que observaram uma movimentação
mais rápida de clomazone em solo com textura média e baixo conteúdo de matéria orgânica
(1,3%) do que no solo com fina textura e alta quantia de matéria orgânica (5,8%).
A adsorção do clomazone em diferentes solos é primeiramente
dependente do conteúdo de matéria orgânica, entretanto o conteúdo de argila poderá afetar a
disponibilidade do herbicida quando a taxa de carbono orgânico em relação ao conteúdo de
argila tipo 2:1 no solo for muito baixa (LOUX et al., 1989b).
Herbicidas não-iônicos são adsorvidos à argila e superfícies orgânicas
por mecanismos de sorção físicos e químicos, incluindo força van der Waals, ligação de troca
iônica e ponte de hidrogênio. Solos argiloso húmico e apenas argiloso são freqüentemente
considerados os dois principais tipos de superfícies disponíveis para adsorção (STEVENSON,
1982).
A evidente afinidade do clomazone por superfícies orgânicas no solo
sugere as ligações hidrofóbicas como principal mecanismo responsável pela adsorção do
herbicida, porém não é o único (LOUX et al., 1989b).
A meia-vida do clomazone no solo pode variar, segundo alguns
autores, de 5 a 117 dias (CUMMING; DOYLE; BROWN, 2002), de 5 a 29 dias (KIRKSEY et
al., 1996) ou de 15 a 40 dias (RODRIGUES & ALMEIDA, 1995), dependendo da dose, tipo
de solo e das condições ambientais; de 30 a 135 dias em solo com K
oc
entre 150 a 562
(TOMLIN, 2006); e de 33 a 37 dias em ensaio com aveia em solo silte argiloso conforme
Gallandt et al. (1989).
É considerado um herbicida medianamente persistente no solo, com
persistência de 3 a 12 meses (KOGAN & PÉREZ, 2003), estável à temperatura ambiente por
até dois anos e por até 3 meses a 50
o
C. Sob a luz solar, tem vida média (DT
50
) maior que 30
dias em solução aquosa (TOMLIN, 2006).
17
Este herbicida possui residualidade no solo, impedindo a emergência
das espécies que lhe são suscetíveis por período de 100 a 120 dias, devendo-se aguardar cerca
de 150 dias após a última aplicação para a instalação de culturas subseqüentes (RODRIGUES
& ALMEIDA, 1995). No experimento realizado por Loux et al. (1989a), os resíduos de
clomazone no solo resultaram em injúrias no trigo por até 5 meses após a aplicação, podendo
também causar injúrias no milho e no trigo por toda a estação de aplicação.
A disponibilidade de clomazone na solução do solo varia entre os tipos
de solos e, pequena quantidade de resíduos do herbicida pode causar efeitos fitotóxicos em uns
e, em outros, ter resíduos antigos de clomazone que parecem estar indisponíveis na solução
(CUMMING; DOYLE; BROWN, 2002).
Com relação à permanência do clomazone em água após aplicação do
herbicida pelo método de benzedura, em que os produtos são aplicados diretamente na lâmina
d’água, há necessidade de manter estática na lavoura a água tratada por um período mínimo de
3 a 4 semanas após aplicação, para aliviar o impacto do produto em organismos não-alvos,
tanto na lavoura quanto nos mananciais de água (NOLDIN et al., 2001). Já Santos (2006)
avaliou a persistência do clomazone com aplicação pré-emergente seguida da inundação da
lavoura, e constatou a detecção do herbicida em até 13 dias após a entrada da água, com meia-
vida na lâmina d’água de 25,1 dias.
Sua atividade é fortemente influenciada pelas características do solo,
incluindo quantidade de matéria orgânica e argila. A influência da textura do solo na sua
atividade parece estar largamente ligada a reações de adsorção do solo, mostrando uma forte
afinidade pela argila e superfícies orgânicas (LOUX et al., 1989a; 1989b; MERVOSH et al.
1995a; 1995b; FROELICH; BIXLER; ROBINSON, 1984; CUMMING; DOYLE; BROWN,
2002). Clomazone pode persistir em certos solos, tendo uma menor dissipação em solos com
alto teor de matéria orgânica e textura fina diminuindo a disponibilidade desse herbicida para
degradações químicas e biológicas (LOUX et al., 1989a).
Mervosh et al. (1995a) compararam produção de
14
CO
2
por 28 dias em
solos silte argiloso reinoculado versus esterilizado e, respostas similares da respiração
microbiológica e da mineralização de clomazone evidenciaram a dependência desses
processos com a atividade microbiológica, além de não terem sidos encontrados produtos de
degradação significantes de clomazone nos extratos do solo esterilizado.
18
O aumento da temperatura até 25º C influencia a mineralização do
clomazone em solo silte argiloso, não variando muito entre 25º e 35º C, sendo a respiração
maior do que a esperada em 15º C e menor em 35º C, em um período de 84 dias. A
temperatura afetou mais a degradação do clomazone e a volatilização do que a umidade do
solo, a qual não influenciou muito na respiração inicial, porém esta última aumentou
gradativamente com o aumento da umidade do solo após o 7º dia e, as taxas de mineralização
do herbicida foram mais altas em solos mais úmidos, provavelmente devido à uma melhor
atividade microbiológica e ao aumento da taxa de clomazone adsorvido (MERVOSH et al.,
1995a).
A dessorção aparente de clomazone em solo insaturado aumentou com
o acréscimo gradativo do período de incubação e da temperatura, apesar dos mecanismos
responsáveis não serem muito claros ainda. Degradação, volatilização e formação de resíduos-
ligados também se mostraram dependentes da temperatura. O efeito da umidade durante a
incubação na dessorção do clomazone não foi significante, podendo ser resultado da
solubilidade em água e da volatilidade do clomazone (MERVOSH et al., 1995b).
Algumas propriedades da molécula de clomazone são indicativas de
que apresenta potencial de deslocamento no ambiente por volatilização ou junto à lâmina
d’água durante a irrigação e drenagem, podendo ser tóxico às plantas sensíveis (NOLDIN et
al., 2001). Esse herbicida possui pressão vapor de 19,2 mPa a 25º C (TOMLIN, 2006).
4.3 Dinâmica do agrotóxico no meio ambiente
A contaminação ambiental causada pelo uso indiscriminado e
crescente de agrotóxicos por agricultores, instituições e público em geral fornece muitos meios
de introduzir esses produtos no meio ambiente.
Muitos são os argumentos a favor do uso de agrotóxicos: aumento na
produção agrícola e de carne e leite, diminuição nas perdas de alimentos armazenados e
erradicação de vetores de doenças, entre outros. Entretanto muitas são as conseqüências
indesejáveis decorrentes desses produtos, dentre elas estão presença de resíduos no solo, nas
águas superficial e subterrânea, no ar, nos tecidos vegetais e animais, destruição de
19
microrganismos do solo, efeitos prejudiciais sobre organismos não-alvo como os insetos
benéficos, resíduos em alimentos ou contaminação ocupacional (DORES & DE-LAMONICA-
FREIRE, 1999).
O movimento dos agrotóxicos no ambiente é muito complexo, ocorre
em diferentes compartimentos e, em alguns casos, não se restringem a áreas muito próximas
mas também podem envolver transporte para longas distâncias. Devido à alta complexidade
dos processos ambientais, o estudo de impacto ambiental do uso de agrotóxicos é também
extremamente complexo, pois os ecossistemas estão sujeitos a grande variabilidade no espaço
e no tempo. Daí a importância de compreender a dissipação e a degradação destes produtos
químicos e suas relações com as condições ambientais.
O comportamento dos agrotóxicos no ambiente pode ser influenciado
por diversos fatores, tais como: método de aplicação, sinergismo-antagonismo entre si e com
fertilizantes, tipo de formulação e hidrossolubilidade do composto, volatilidade, propriedades
físicas e químicas do solo (teor de matéria orgânica e argila, pH, umidade, atividade biológica,
compactação e cobertura vegetal), características das plantas e do meio aquático (pH,
potencial de oxi-redução, ácidos húmicos dissolvidos e particulados em suspensão, dentre
outros), persistência e mobilidade dos compostos, condições climáticas do ambiente
(temperatura ambiente, pluviosidade, intensidade de luz solar e ventos) e topografia (KERLE;
JENKINS; VOGUE, 1996; DORES & DE-LAMONICA-FREIRE, 1999; CARTER, 2000;
LUCHINI & ANDREA, 2002).
Depois da aplicação, os agrotóxicos podem desaparecer da área-alvo
por processos que incluem adsorção/dessorção às partículas do solo, volatilização, difusão,
percolação, carreamento pelas águas superficiais, absorção por plantas ou animais, ou sofrer
degradação química, física ou biológica (ROGER & BHUIYAN, 1995) (Figura 3). Destacam-
se entre os processos de transporte nos compartimentos ambientais: a lixiviação e o
escoamento superficial, por favorecerem a contaminação de águas superficiais, com o
herbicida carreado adsorvido às partículas de solo erodido ou em solução, e subterrâneas, com
as substâncias químicas carreadas em solução juntamente com a água que alimenta os
aqüíferos, respectivamente (SPADOTTO, 2002b).
20
Figura 3. Vias de dissipação de agrotóxicos no agroecossistema (Adapatado de LUCHINI &
ANDRÉA, 2002).
Além da forma de aplicação do composto, outros parâmetros são
importantes para sua distribuição no ambiente, como: intensidade, freqüência e concentração
aplicada, pois representam a quantidade do produto lançada no meio. A formulação afeta a
distribuição inicial do produto químico, enquanto o efeito a longo prazo depende das
propriedades da molécula do ingrediente ativo, já que esta se separa dos demais componentes
da formulação por dissipação (WAUCHOPE et al., 1992 apud DORES & DE-LAMONICA-
FREIRE, 1999). Agrotóxicos aplicados em altas concentrações parecem ser decompostos mais
lentamente do que quando em pequenas concentrações (ROGER & BHUIYAN, 1995).
A freqüência da aplicação do agrotóxico pode influenciar a sua
biodegradação. Repetidas aplicações do mesmo agrotóxico aumentam o crescimento de
microrganismos específicos de decomposição e causam a rápida inativação do produto
(ROGER & BHUIYAN, 1995; FISHEL, 1997), ou seja, seus resíduos agem como agentes de
seleção dos microrganismos capazes de degradá-los. Assim, quanto maior a população, maior
a degradação, porém menor a quantidade do agrotóxico disponível para o controle químico,
acarretando a necessidade de mais aplicações ou a substituição do composto aplicado
(LUCHINI & ANDREA, 2002).
21
Processos genéticos e edáficos influenciam na taxa de adaptação
microbiológica aos agrotóxicos e no subseqüente metabolismo deste produto no solo
(KEARNEY & KELLOGG, 1985). Essas aplicações sucessivas também são capazes de alterar
a principal via metabólica de decomposição do agrotóxico, tornando os microrganismos aptos
à reações de cometabolismo (ROGER & BHUIYAN, 1995).
Andrea e Pettinelli Jr. (2000), em estudo do efeito de aplicações de
agrotóxicos sobre a biomassa e a respiração, verificaram que agrotóxicos tanto estimulam
quanto inibem o aumento da biomassa de microrganismos de solo, em plantio de algodão,
dependendo do tipo de solo, porém com efeitos temporários.
Ao atingir o solo, o agrotóxico pode ser mineralizado, ou seja,
totalmente degradado gerando CO
2
e água, os quais entram nos ciclos biogeoquímicos, ou são
apenas parcialmente degradados originando metabólitos que podem permanecer no ambiente
agrícola em concentrações fitotóxicas mesmo após a colheita e prejudicar culturas
subseqüentes. Essa degradação forma produtos que, às vezes, podem ser mais tóxicos que a
molécula inicial (LUCHINI & ANDREA, 2002).
A absorção por plantas é provavelmente a principal rota de
bioacumulação de agrotóxicos na cadeia alimentar e uma importante rota de exposição para
homens e animais (WERF, 1996). Os agrotóxicos entram nos tecidos das plantas após a
aplicação direta ou por absorção pela raiz e, podem ser metabolizados ou acumular-se em
vacúolos, celulose e lignina. Em animais, que em geral estão expostos especialmente pela
dieta, estas substâncias podem ser metabolizadas, distribuídas no organismo na sua forma
original ou como metabólitos, acumulando-se em órgãos ou tecidos específicos, ou serem
excretadas. Animais mortos em decomposição podem liberar novamente o produto para o
ambiente (DORES & DE-LAMONICA-FREIRE, 1999).
Os microrganismos do solo são responsáveis, direta ou indiretamente,
por diversos processos que garantem a sustentabilidade do agroecossistemas, dentre eles a
decomposição da matéria orgânica, garantindo a fertilidade do solo além de influenciar suas
propriedades físico-químicas (GHINI; LIGO; HERMES, 1997).
A degradação microbiológica é a quebra do agrotóxico por
microrganismos capazes de utilizá-lo como fonte de alimento (FISHEL, 1997). Em condições
de solo seco, bactérias e fungos são considerados os principais responsáveis pela
22
transformação do agrotóxico (RAO & SETHUNATHAN, 1974 apud ROGER & BHUIYAN,
1995). Microalgas e bactérias da rizosfera têm um importante papel nessa degradação também
(ROGER & BHUIYAN, 1995).
Dados comparativos da rápida degradação em solos não-esterilizados
com solos autoclavados demonstram a influência da microbiota na degradação de agrotóxicos,
assim como observaram Mervosh et al. (1995a) com o herbicida clomazone. Ghini et al.
(1997) estudaram o efeito dos 3 principais herbicidas utilizados na rizicultura do país e
concluíram que a emissão de CO
2
pela biomassa microbiana foi menor nas amostras não-
tratadas do que nas tratadas com herbicidas.
Os mecanismos de degradação-transformação diferem de solo seco
para alagado e o mesmo composto pode ser degradado por vários meios dependendo do
potencial de redução. Além do pH e do conteúdo de matéria orgânica, a capacidade de troca de
cátions, a taxa C/N e a capacidade de retenção de água no solo também influenciam na
degradação do agrotóxico (ARITA & KUWATSUKA, 1991 apud ROGER & BHUIYAN,
1995).
O solo é o reservatório final para muitos compostos e representa uma
fonte de resíduos de agrotóxicos que podem ser liberados para a atmosfera, águas subterrâneas
e organismos vivos. A maioria atinge o solo por aplicação direta, por pulverização na parte
aérea das culturas, por precipitação, queda e lavagem da folhagem tratada sob ação do
intemperismo, entre outras formas (LUCHINI & ANDREA, 2002).
A persistência e a mobilidade são influenciadas pelas propriedades do
agrotóxico e estas pelo tipo de solo, condições do lugar, clima (temperatura ambiente,
pluviosidade, intensidade de luz solar e ventos) e método de aplicação (Figura 4). Os
processos que podem afetar a persistência incluem degradação luminosa, química e
microbiológica e, os que influenciam a mobilidade de um agrotóxico envolvem sorção,
absorção por plantas, volatilização, deriva, carreamento superficial e lixiviação (KERLE;
JENKINS; VOGUE, 1996). Os agrotóxicos persistentes permanecem sem alterações por
longos períodos de tempo e são resistentes à degradação ou se adsorvem às partículas do solo.
23
Figura 4. Fatores que influenciam o destino do agrotóxico no solo (adaptado de KERLE;
JENKINS; VOGUE, 1996).
Um dos fatores críticos para a avaliação da mobilidade do agrotóxico
no solo é a distribuição entre as fases líquida e sólida. A adsorção é avaliada em laboratório
pela mistura de água, agrotóxico e solo. Depois de alcançar um equilíbrio entre os compostos,
a concentração de agrotóxico adsorvido ao solo é dividida pela concentração do produto
remanescente na solução, ou seja, o coeficiente de adsorção simples (K
d
) (KERLE; JENKINS;
VOGUE, 1996). É comum a utilização do coeficiente de adsorção ao carbono orgânico do solo
(K
oc
) ao invés do K
d
. O K
oc
é calculado dividindo-se o K
d
pelo teor de carbono orgânico do
solo. Este parâmetro indica o potencial de lixiviação da substância (BARCELÓ & HENNION,
1997).
A adsorção é um importante processo para compreender a distribuição
dos agrotóxicos no ambiente e está diretamente relacionada com translocação, persistência,
mobilidade e bioatividade dos compostos no solo e nas plantas presentes, estando diretamente
disponível para ação do composto e biodegradação e, inversamente disponível para lixiviação.
Sua ocorrência pode variar em função do conteúdo orgânico, pH, da umidade, da textura do
solo e da quantidade e tipos de argilas, sendo a matéria orgânica e a argila as principais
responsáveis na adsorção dos agrotóxicos, com seus grupos reativos (LUCHINI & ANDREA,
2002).
A adsorção ocorre quando as moléculas de agrotóxicos se ligam à
superfície do solo tratado e essa força de ligação depende das propriedades de ambos, ao passo
que a dessorção implica na liberação dessa molécula para meio líquido (ROGER &
BHUIYAN, 1995). A adsorção pode se dar por forças Van der Walls, ligações hidrofóbicas,
APLICAÇÃO INICIAL
TEMPERATURA LUZ SOLAR
Ph DO SOLO PERSISTÊNCIA E MOBILIDADE MATÉRIA ORGÂNICA
TEXTURA DO SOLO UMIDADE
DESTINO AMBIENTAL
24
ponte de hidrogênio, troca iônica e ligação de troca (CALDERBANK, 1989; KEARNEY &
KELLOGG, 1985). Essas ligações são de intensidade intermediária e reduzem a mobilidade
dos agrotóxicos, porém seus resíduos podem ser liberados novamente para a solução do solo.
As ligações fortes e freqüentemente irreversíveis geram os resíduos-ligados (LUCHINI &
ANDREA, 2002).
Solos com alto teor de argila adsorvem mais do que os solos arenosos,
em parte porque os primeiros possuem maior superfície de área, ou mais sítios nos quais as
moléculas de agrotóxicos podem se ligar. A umidade também afeta a adsorção, sendo os solos
mais úmidos com menor poder de ligação do que os mais secos, devido à concorrência com as
moléculas de água (FISHEL, 1997; KERLE; JENKINS; VOGUE, 1996).
A solubilidade em água indica a tendência do agrotóxico em ser
carreado superficialmente no solo por águas de chuva ou de irrigação e atingir águas
superficiais. Os herbicidas propanil e clomazone indicam um alto potencial de poluição de
águas de superfície porque podem ser transportados em água (PRIMEL et al., 2005).
A irrigação e a chuva forte podem modificar vários componentes
importantes dos processos de transporte na determinação do destino do agrotóxico aplicado
(ROGER & BHUIYAN, 1995).
O carreamento superficial pode ocorrer com o produto dissolvido na
água, adsorvido ao material em suspensão ou ambos, ou às vezes lavado das folhas recém
pulverizadas, quando a intensidade da chuva excede a taxa de infiltração. Por meio desse
processo, diversos poluentes orgânicos, em especial os agrotóxicos, atingem corpos de água
como lagos, rios e mares e até mesmo as águas subterrâneas, apesar da camada de solo
funcionar como um filtro (DORES & DE-LAMONICA-FREIRE, 1999; KERLE; JENKINS;
VOGUE, 1996; ROGER & BHUIYAN, 1995).
Os principais fatores que afetam a volatilização de um composto são as
suas propriedades físico-químicas, como pressão de vapor (Pa) e solubilidade em água, sua
persistência no solo e as condições ambientais, como temperatura do solo e da água, conteúdo
de água no solo, matéria orgânica e pH do solo (NAKAGAWA & ANDREA, 1999).
Praguicidas pulverizados podem ser levados pelo ar para diferentes áreas não-alvo por deriva
ou volatilização, sendo esta última maior com o amento da concentração do agrotóxico
aplicado e da temperatura. Essa perda pode resultar em repetidas aplicações, particularmente
25
sob influências das condições de clima quente-úmido dos trópicos (KERLE; JENKINS;
VOGUE, 1996; ROGER & BHUIYAN, 1995).
Já os aplicados diretamente no solo podem ser lavados para águas
superficiais próximas ou percolar para camadas mais profundas ou águas subterrâneas.
Herbicidas aplicados sobre corpos de água, para controle de ervas daninhas, podem atuar não
só na água, mas também contribuir com os níveis no ar através da evaporação. Segundo Carter
(2000), dados de monitoramento da qualidade de água mostram que herbicidas são o mais
freqüente grupo de agrotóxicos detectado em águas superficiais e profundas.
Praguicidas podem entrar no ambiente aquático de diversas formas, ou
por rotas indiretas, como o uso na agropecuária, ou por aplicações diretas no meio, como
esgoto industrial e municipal e o controle de ervas aquáticas e insetos. Além disso, podem
ocorrer acidentes em depósitos ou durante o transporte de agrotóxicos, ou ainda por descarte
inadequado de embalagens usadas ou da água de lavagem das mesmas
(DORES & DE-LAMONICA-FREIRE, 1999).
Dentre as propriedades físico-químicas do princípio ativo,
hidrossolubilidade, lipossolubilidade, volatilidade, estabilidade à degradação por fatores
abióticos (hidrólise, fotodecomposição) e bióticos (degradação microbiológica), capacidade de
ionização e presença de grupos complexantes apresentam grande influência no seu destino no
sistema aquático (DORES & DE-LAMONICA-FREIRE, 1999). Sendo o peso molecular, a
solubilidade, o coeficiente de adsorção ao solo e a volatilidade as mais importantes para
determinar a dinâmica destes produtos, levando-se em consideração também as condições
ambientais do local em que forem aplicados (PRASAD, 1992).
Uma vez no ambiente aquático, o agrotóxico pode sofrer uma série de
interações, entretanto as mais importantes envolvem a matéria em suspensão e o sedimento de
fundo. A natureza destas interações dependerá da solubilidade do produto em água e das
características do sedimento (matéria orgânica, teor de argila e pH). O agrotóxico associado à
matéria em suspensão eventualmente se depositará com o sedimento, podendo ser liberado
novamente para a água, ser absorvido por um organismo, ser alterado ou degradado por
microrganismos ou ficar imobilizado. Sendo que os presentes no sedimento de fundo têm
maior probabilidade de sofrer degradação pela ação de microrganismos do que aqueles
dissolvidos em água (DORES & DE-LAMONICA-FREIRE, 1999).
26
4.4 Piscicultura com agrotóxicos
O uso ilimitado de agrotóxicos tem levado a uma preocupação
constante em relação ao seu potencial de contaminação e de persistência no agroecossistema e
ao seu poder de afetar negativamente organismos não-alvo, tais como peixes, os quais são
suscetíveis aos impactos ambientais causados pela introdução destes produtos que afetam
diretamente o habitat da espécie.
O potencial de impacto ambiental proveniente do uso de um herbicida,
depende da sua toxicidade ao ser humano e da sua ecotoxicidade (a outros organismos), assim
como, das suas concentrações atingidas nos diferentes compartimentos ambientais (solo, água,
planta e atmosfera), e estas dependem da carga contaminante e do comportamento e destino do
herbicida no meio ambiente (SPADOTTO, 2002c).
Largamente utilizados na lavoura orizícola, os herbicidas espalham-se
por todo meio líquido, o que torna difícil conter a sua dispersão e inativar a sua ação sobre
outros organismos. O resíduo do agrotóxico pode tanto se ligar ao material particulado em
suspensão, como se depositar no sedimento do fundo ou ser absorvido por organismos,
podendo então ser detoxicado ou acumulado (TOMITA & BEYRUTH, 2002). O grau de
acumulação depende do tipo de cadeia alimentar, da disponibilidade e persistência do
contaminante na água e especialmente de suas características físico-químicas (SPACIE &
HAMELINK, 1985 apud TOMITA & BEYRUTH, 2002).
Um fator importante no processo inicial de biodisponibilidade de
agrotóxicos para organismos aquáticos é a lipossolubilidade expressa pelo coeficiente de
partição octanol/água (K
OW
), muito semelhante à partição entre água e lipídios. Este
coeficiente é a relação entre as concentrações no octanol e na água quando as duas fases estão
em equilíbrio e é uma boa ferramenta para prever a bioacumulação. Aquelas substâncias que
apresentarem K
OW
elevado terão grande tendência de se bioacumular, a não ser que sejam
facilmente metabolizadas ou depuradas nos organismos. Normalmente, estes organismos
sobrevivem ao estresse de concentrações sub-letais afetando o comportamento, hábitos
alimentares, reprodução e ocasionando alterações de ordem morfológica, fisiológica e
bioquímica (BARCELÓ & HENNION, 1997).
27
Os peixes pertencem a um vasto número de organismos não-alvo
expostos aos agrotóxicos. Conseqüentemente, há necessidade de incluí-los em sistemas de
monitoramento já que são artigos de alimentação assim como são funcionais indicadores de
poluição ambiental. Em geral, há dois principais pontos nos trabalhos com peixes e
agrotóxicos: acumulação e metabolismo no organismo (FREITAG & KLEIN, 1982). Peixes e
invertebrados podem acumular agrotóxicos em concentrações muito acima daquelas
encontradas nas águas que eles vivem, devido à adsorção dos produtos às partículas em
suspensão e à ingestão deles pelos organismos (NIMMO, 1985 apud TOMITA & BEYRUTH,
2002).
Em Santa Catarina e no Rio Grande do Sul, produtores de arroz
irrigado adotam a prática da rizipiscicultura, que pode ser diretamente afetada pela
necessidade do uso de herbicidas para o controle de plantas daninhas. Diversos agrotóxicos
registrados são indicados para uso em arroz irrigado, porém existe uma carência de
informações sobre a toxicidade desses produtos para organismos não-alvo (RESGALLA
JUNIOR et al., 2002).
A toxicidade de um composto químico depende da exposição, que é o
contato/reação entre o organismo e o composto químico, influenciado pelo tipo, duração e
freqüência da exposição e pela concentração do agente químico; da suscetibilidade do
organismo; das características químicas do agente e dos fatores ambientais. Diferentes
espécies possuem suscetibilidades diferentes de acordo com seu aparato metabólico, seus
hábitos alimentares, seu comportamento, fase de desenvolvimento, dentre outros aspectos
(TOMITA & BEYRUTH, 2002).
A maioria dos agrotóxicos usada na produção de arroz é extremamente
tóxica a peixes (Tilapia sp.). A cultura arroz-peixe, popular não só nas Filipinas mas em toda
Ásia, pode resultar em bioacumulação de resíduos de agrotóxicos em peixes e outros
organismos aquáticos. Além disso, animais que bebem água ou pastam nos arrozais podem
bioacumular os resíduos também (TEJADA et al., 1996).
O interesse na criação da tilápia do Nilo no Brasil tem aumentado nos
últimos anos. Em 1996, esta espécie representou 32% da produção cultivada no Brasil,
aumentando este pico para 35% em 1998, o equivalente a 35.000 toneladas/ano. A
28
popularidade deste peixe cresce rapidamente por todo o mundo, sendo reconhecido em muitas
regiões como uma excelente fonte de alimento (RANZANI et al., 2004).
Jonsson e Maia (1998) relataram que a concentração letal (CL
50
) de
clomazone para o peixe Hyphessobrycon scholzei em 96h corresponde a 40 vezes a dose
recomendada do herbicida aplicada em campo e distribuída em lâmina de 10 cm de
profundidade, sugerindo a ausência de efeitos nocivos a curto prazo de exposição para a
espécie estudada, quando usada a dose de recomendação para um sistema convencional de
arroz irrigado.
30
5.1 Teste de recuperação da extração de propanil e clomazone em solo
O teste de recuperação dos herbicidas foi realizado em solo de área de
cultivo de arroz irrigado e previamente verificado por cromatografia líquida de alta
performance quanto à presença dos herbicidas propanil e clomazone.
Para a padronização do método de análise, foram realizados três
ensaios de recuperação utilizando-se 50 g de solo de cada tabuleiro para cada ensaio. No
primeiro, o solo foi fortificado com 1,0 mL de solução de 1,18 mg.mL
-1
propanil + 0,9 mL de
solução de 262,8 μg.mL
-1
clomazone, no segundo com 0,5 mL de solução de 1,18 mg.mL
-1
propanil + 0,5 mL de solução de 262,8 μg.mL
-1
clomazone e, no terceiro com 0,2 mL de
solução de 1,18 mg.mL
-1
propanil + 0,9 mL de solução de 26,28 μg.mL
-1
clomazone. Para o
preparo de todas as soluções, os herbicidas foram diluídos em metanol grau CLAE.
A extração foi feita por meio de Soxhlet, sendo 50 g de solo fortificado
colocados em um cilindro poroso confeccionado de papel-filtro resistente e inserido no tubo
interno do extrator Soxhlet. O aparelho é ajustado a um balão de fundo chato contendo 150
mL de metanol P.A. e a um condensador de refluxo conectado por mangueiras de borracha a
uma torneira com fluxo contínuo de água. Com o calor, o solvente evapora e condensa ao
entrar em contato com a água fria do condensador, caindo sobre a amostra no cartucho. Após
atingir um certo nível de solvente condensado, ele retorna ao balão pelo sistema, repetindo
esse processo por 16 horas.
Os extratos finais foram quantificados e analisados por cromatografia
líquida de alta performance (CLAE) - Shimadzu CTO 10A, utilizando-se coluna C8 com
dimensões de 15 cm x 4 mm, fluxo de 1,0 mL.min
-1
, detector UV-Vis com comprimento de
onda de 225 nm, temperatura de 30 ºC e fase móvel MeOH/H
2
O (60:40) com pH 3 ajustado
com H
3
PO
4
.
31
5.2 Teste de recuperação da extração de propanil e clomazone em água
Para o teste de recuperação dos herbicidas em água, utilizou-se água
milli-Q fortificada com propanil e clomazone, com pH ajustado para 3 com 4 mL de H
3
PO
4
.
Foram realizados dois ensaios: utilizando-se 2 L de água milli-Q na primeira fortificação e
uma concentração de 2,907 μg.L
-1
propanil + 3,23 μg.L
-1
clomazone e, apenas 1 L de água
milli-Q na segunda e uma concentração de 5,91 μg.L
-1
propanil + 6,57 μg.L
-1
clomazone.
A extração da água foi realizada pelo método Extração em Fase Sólida,
com cartuchos C-18 como adsorvente e sistema a vácuo, com velocidade de fluxo na coluna
de 5 mL.min
-1
. Antes da extração, os cartuchos foram condicionados com 3 mL de metanol
grau CLAE, 3 mL de água milli-Q e 3 mL de água milli-Q pH 3 (H
3
PO
4
) conforme Zanella et
al. (2003). Para a primeira fortificação, foram retiradas triplicatas de 500 mL do volume total
de 2 L de água e, para a segunda fortificação, foram retiradas duplicatas de 500 mL do volume
total de 1 L. Após percolar a amostra, deixou-se passar ar pelo sistema por aproximadamente
20 minutos, a fim de secar as colunas.
Ao final do processo, cada coluna foi eluída com 2 mL de metanol
grau CLAE (1 mL+1 mL). Em seguida, os extratos foram concentrados em nitrogênio até o
volume final de 1 mL e analisados por CLAE - Shimadzu CTO 10A, utilizando-se coluna C8
com dimensões de 15 cm x 4 mm, fluxo de 1,0 mL.min
-1
, detector UV-Vis com comprimento
de onda de 225 nm, temperatura de 30 ºC e fase móvel MeOH/H
2
O (60:40) com pH 3 ajustado
com H
3
PO
4
.
32
5.3 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil
Nos experimentos conduzidos no laboratório para avaliação da
mineralização de propanil, utilizou-se propanil padrão analítico mais propanil radiomarcado e
solo de área de rizicultura, previamente analisado por CLAE para verificar a presença do
herbicida.
Este solo foi incubado a 25 °C em câmara de germinação à
temperatura controlada – BOD (Biological Oxygen Demand – Fanem – Cônsul) durante um
período de duas semanas, com correção da umidade para reativar a microbiota.
Após a incubação, foi determinada a Capacidade Máxima de Retenção
de Água nos solos (CMRA) em 3 etapas:
1) Capacidade Máxima de Retenção de Água:
Três amostras de 10 g de solo seco ao ar por alguns dias foram
colocadas em três funis de vidro contendo papel-filtro já umedecido com água. Foram
adicionadas 10 mL de água em cada funil e esperou-se percolar. Os volumes lidos nas
provetas foram anotados e a adição de 10 mL de água foi repetida até que o volume lido fosse
constante.
2) Conteúdo de água presente no solo:
Três amostras de 5 g de solo incubado na BOD com teor de água
corrigido no dia da pesagem foram espalhadas em três placas de Petri e colocadas na estufa a
120 ºC por no mínimo 24 h. Os valores de placa+solo anteriores foram subtraídos dos valores
de placa+solo posteriores, seguida do cálculo da média do teor de água.
3) Cálculo da Capacidade Máxima de Retenção de Água:
O volume encontrado no procedimento 1 corresponde a 100% CMRA
e, por meio dele, calculou-se o valor de 60% CMRA, seguidos dos cálculos do volume de
água e de herbicida a serem aplicados no solo, para corrigir as umidades.
O estudo da transformação de
14
C-propanil em solo foi realizado em
frasco biométrico (Figura 5), contendo o equivalente a 50 g de solo seco. Os frascos foram
submetidos às condições de umidade de 60% e 100%, esta última representando o solo
inundado.
33
As doses do herbicida utilizadas no experimento foram denominadas
de [1] equivalente a dose mínima agronômica (DMA) correspondente a 2,88 kg.ha
-1
e [2], 10
vezes a DMA equivalente a 28,8 kg.ha
-1
. Para este estudo considerou-se 10 cm de
profundidade do solo no cálculo para o estabelecimento da dose a ser aplicada em 50 g de solo
seco.
O solo do frasco biométrico foi então fortificado com 1 mL de solução
de propanil na concentração de 0,132 mg.mL
-1
juntamente 0,4 µCi de atividade do seu
correspondente radiomarcado para o ensaio equivalente a aplicação da DMA e, 2 mL de uma
solução 0,63 mg.mL
-1
de propanil e 0,4 µCi do herbicida radiomarcado para o ensaio referente
a aplicação de 10 vezes a DMA. Foram utilizadas duas repetições para cada tratamento
incubados em BOD a 25 ºC aproximadamente.
Figura 5. Esquema do frasco biométrico.
A coleta do
14
CO
2
proveniente da mineralização do propanil
radiomarcado e capturado no braço lateral do frasco biométrico pela solução alcalina de KOH
(0,1 N) foi realizada nos intervalos de 1, 2, 3, 5, 7, 14, 21, 28, 35, 42, 49, 56 e 60 dias. Desses
10 mL de KOH coletados por frasco, 2 mL foram pipetados em 10 mL de solução cintiladora
para solvente aquoso (MESQUITA & RUEGG, 1984) e contados por 10 minutos em
espectrometria de cintilação em líquido (ECL) - Beckman LS5801, após ficarem dois dias em
repouso no escuro.
A- Borracha
B- Agulha de aço inox
C- Tubo lateral
D- Solução alcalina KOH
E- Ligação tubo lateral
F- Filtro de soda lime
G- Torneira
H- Erlenmeyer 250 mL
I- Solo
34
Nos intervalos 0, 7, 14, 28 e 60 dias após aplicação do herbicida, o
solo de cada frasco foi extraído com 150 mL de metanol grau P.A. em Soxhlet por um período
de 16 horas, seguindo a mesma metodologia utilizada no teste de recuperação supracitado. O
propanil extraído na fração metanol foi quantificado por cromatografia líquida de alta
performance e por espectrometria de cintilação em líquido.
Os solos dos tempos 0, 7, 14, 28 e 60 dias após extração foram secos
ao ar livre e deles foram retiradas três amostras de 500 mg para realizar a combustão e calcular
o teor de resíduo-ligado formado nestes períodos de tempo e fechar o balanço de
radioatividade. Essas amostras de solo foram queimadas por 4 minutos em combustor
(oxideizer - OX 400) e o dióxido de carbono radiomarcado foi coletado em uma armadilha
contendo 3 mL de monoetanolamina e 12 mL de solução cintiladora para solvente aquoso
misturada com metanol na proporção 6:4. No mesmo dia da combustão, esses 15 mL coletados
por amostra foram contados por 10 minutos em ECL.
5.4 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil mais clomazone
Assim como no ensaio anterior de mineralização do propanil,
utilizou-se herbicida padrão analítico tanto para propanil como para clomazone, apenas o
propanil radiomarcado e o mesmo solo de área de produção de arroz, também previamente
verificado por CLAE quanto à presença dos herbicidas.
Esse solo foi reativado com a metodologia do experimento anterior e
realizado o mesmo método de cálculos da Capacidade Máxima de Retenção de Água.
O estudo da transformação de propanil mais clomazone em solo
também foi realizado em frasco biométrico (Figura 5), contendo o equivalente a 50 g de solo
seco, submetido às mesmas condições de umidade, 60% e 100% da CMRA, e esta última
representando o solo inundado.
As doses dos herbicidas utilizadas neste experimento também foram
denominadas de [1] equivalente a dose mínima agronômica (DMA) correspondente a
2,88 kg.ha
-1
de propanil e 0,25 kg.ha
-1
de clomazone e [2], 10 vezes a DMA equivalente a
28,8 kg.ha
-1
de propanil e 2,5 kg.ha
-1
de clomazone.
35
Para este estudo considerou-se 10 cm de profundidade do solo no
cálculo para o estabelecimento da dose a ser aplicada em 50 g de solo seco.
O solo do frasco biométrico foi então fortificado com 1 mL de solução
na concentração 0,12 mg.mL
-1
propanil + 0,0115 mg.mL
-1
clomazone juntamente com 0,4 µCi
de atividade de
14
C-propanil
para o ensaio correspondente a aplicação da DMA e, 1 mL de
solução na concentração 1,2 mg.mL
-1
de propanil + 0,115 mg.mL
-1
clomazone e 0,4 µCi do
herbicida radiomarcado para o ensaio referente a aplicação de 10 vezes a DMA. Foram
utilizadas duas repetições para cada tratamento incubados em BOD a 25 ºC aproximadamente.
A coleta do
14
CO
2
proveniente da mineralização do propanil
radiomarcado e capturado pela solução alcalina de KOH (0,1N) foi realizada nos intervalos de
1, 3, 5, 7, 14, 21, 28, 35, 42, 49, 56 e 60 dias. Dos 10 mL de KOH coletados, 2 mL foram
pipetados em 10 mL de solução cintiladora para solvente aquoso e, após dois dias em repouso
no escuro, contados por 10 minutos em ECL.
Nos intervalos 0, 7, 14, 28 e 60 dias, o solo de cada frasco foi extraído
com 150 mL de metanol grau P.A. em Soxhlet por um período de 16 horas, seguindo a
metodologia utilizada nos experimentos anteriores. O propanil extraído na fração metanol foi
quantificado por CLAE e por ECL, e o clomazone apenas por CLAE.
Os solos dos tempos 0, 7, 14, 28 e 60 dias após extração foram secos
ao ar livre e deles também foram retiradas três amostras de 500 mg para realizar a combustão
e calcular o teor de resíduo-ligado formado nestes períodos de tempo, seguindo a mesma
metodologia utilizada no ensaio de mineralização de propanil.
5.5 Ensaio de volatilização de
14
C-propanil
Neste ensaio, foram utilizados propanil padrão analítico mais propanil
radiomarcado e solo de área de cultura de arroz, com a metodologia aplicada anteriormente e
realizados os mesmos cálculos da Capacidade Máxima de Retenção de Água.
O estudo de volatilização de propanil em solo foi realizado em balão
de fundo redondo com capacidade de 250 mL, com o equivalente a 50 g de solo seco. Os
balões foram submetidos às mesmas condições de umidade, 60% e 100% da CMRA, esta
última representando o solo inundado.
36
O solo foi fortificado apenas na concentração de 0,134 mg.mL
-1
de
propanil, correspondente a dose mínima de agronômica [1], juntamente com 0,4 µCi de
atividade de
14
C-propanil. Foram utilizadas três repetições para cada tratamento incubados em
BOD a 25 ºC aproximadamente.
O balão volumétrico foi fechado com uma rolha de borracha e uma
torneira de vidro e conectado a um sistema contendo três frascos lavadores ligados entre si e
ao balão por mangueiras de borracha, para realizar a coleta do
14
CO
2
e
14
C-voláteis
provenientes do propanil (Figura 6).
O primeiro frasco lavador continha 10 mL de etilenoglicol monometil
éter para captura de voláteis, o segundo era vazio e servia para armazenar um provável refluxo
e o terceiro com 10 mL de solução alcalina de KOH (0,1N) para captura de gás carbônico.
Esse sistema foi ligado a uma bomba de vácuo de água e realizou-se a coleta nos intervalos de
1, 3, 5, 7, 14, 21 e 28 dias.
De cada 10 mL coletados de cada frasco lavador, 2 mL foram
pipetados em 10 mL de solução cintiladora para solvente aquoso e contados por 10 minutos
em ECL, após ficarem dois dias em repouso no escuro.
1 2 3 4
Figura 6. Sistema fechado para coleta de
14
C-compostos voláteis (adaptado de ANDRÉA &
TOMITA, 1993).
1- Balão de vidro com amostra de solo
2- Frasco lavador com etilenoglicol monometil éter
3- Frasco vazio
4- Frasco lavador com KOH (0,1N)
37
O experimento foi desmontado apenas no 28º dia após a aplicação do
herbicida. O solo de cada balão foi extraído com 150 mL de metanol em Soxhlet por 16 horas
sob a mesma metodologia adotada nos demais ensaios. O propanil extraído na fração metanol
foi quantificado por espectrometria de cintilação em líquido.
Após a extração, os solos contidos nos balões foram secos ao ar livre e
deles foram retiradas três amostras de 500 mg para realizar a combustão e calcular o teor de
resíduo-ligado formado nestes períodos de tempo, com procedimento idêntico ao dos ensaios
anteriores.
5.6 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil sob ação do fertilizante Bacsol
®
Para este ensaio, utilizou-se a mesma metodologia aplicada nos ensaios
de mineralização descritos anteriormente.
O estudo da mineralização de propanil sob ação de um fertilizante
organo mineral classe A em solo foi realizado em frasco biométrico (Figura 5) com o
equivalente a 50 g de solo seco. Os frascos foram submetidos às mesmas condições de
umidade, 60% e 100% da CMRA, descritas em ensaios anteriores.
O solo foi fortificado apenas com a concentração de 1,19 mg.mL
-1
de
propanil equivalente a 10 vezes a dose mínima agronômica (dose [2]), juntamente com
0,4 µCi de atividade do herbicida radiomarcado. Foram utilizadas duas repetições para cada
tratamento incubados em BOD a 25 ºC.
As características e composição química do fertilizante resumem-se
em: 5% nitrogênio, 42% carbono orgânico, pH 6,0, densidade 0,055g/cm, umidade 10% e
capacidade de troca catiônica de 390, segundo rótulo de embalagem do produto.
Para o preparo da solução, com base na recomendação de uso de
1 kg.ha
-1
para cultura de grãos aplicado no plantio, homogeneizou-se 8 gramas do fertilizante
em 500 mL de água milli-Q, com repouso de seis horas. Nessa solução não foi adicionado
qualquer tipo de substância ou elemento energético que pudesse alterar os dados.
38
Foram aplicados 4 mL dessa solução nas amostras que representavam
a dose recomendada para campo [A], equivalente a 0,06 g de fertilizante e, 8 mL da solução
para o dobro da dose recomendada para campo [B], equivalente a 0,12 g de fertilizante.
A coleta do
14
CO
2
proveniente da mineralização do propanil
radiomarcado e capturado no braço lateral do frasco biométrico pela solução alcalina de KOH
(0,1N) foi realizada nos intervalos de 1, 3, 5, 7, 14, 21 e 28 dias. Dos 10 mL de KOH
coletados, 2 mL foram pipetados em 10 mL de solução cintiladora para solvente aquoso e
contados por 10 minutos em ECL, após dois dias em repouso no escuro.
O experimento foi desmontado no 28º dia e o solo de cada frasco foi
extraído com 150 mL de metanol em Soxhlet por 16 horas de acordo com metodologia
descrita anteriormente. O propanil extraído na fração metanol foi quantificado por ECL.
Para fechar o balanço de radioatividade, utilizou-se o mesmo
procedimento dos demais ensaios e os solos contidos nos frascos foram secos ao ar livre após
extração e deles foram retiradas três amostras de 500 mg para realizar a combustão e calcular
o teor de resíduo-ligado formado neste período de tempo.
5. 7 Ensaio com
14
C-propanil em peixes em microcosmo
5.7.1 Teste de recuperação de
14
C-propanil em peixes
Para verificar a eficiência da extração da análise, utilizou-se alevinos
de carpa comum (Cyprinus carpio) e de tilápia do Nilo (Tilapia nilotica), sendo amostras de
10 g de peixes inteiros fortificadas com 1 mL de solução 10,85 μg.mL
-1
propanil + 0,004 µCi
de atividade de
14
C-propanil. Os organismos foram triturados em aparelho mixer Virtis45 por
aproximadamente 5 minutos com 10 g de Na
2
SO
4
+ 30 mL de metanol grau CLAE, e em
seguida, os extratos foram centrifugados por 8 minutos a 3000 rpm. Essa metodologia foi
aplicada para carpa e tilápia separadamente.
Posteriormente, triplicatas de alíquotas de 1 mL do sobrenadante de
cada extrato foram analisadas por espectrometria de cintilação em líquido (ECL).
39
5.7.2 Teste de sobrevivência e contaminação de peixes
Para o estudo da contaminação de peixes por
14
C-propanil em água,
foram utilizados dois aquários de vidro de 15 L de capacidade, com bombas submersas para
oxigenação, contendo 40 alevinos de carpa comum (Cyprinus carpio) em um e 40 alevinos de
tilápia do Nilo (Tilapia nilotica) em outro. A água utilizada no experimento foi coletada de
área de rizicultura pertencente à Fazenda Experimental de Pesquisa e Produção da FCA –
Botucatu, previamente avaliada por CLAE quanto à presença do herbicida.
Cada aquário foi fortificado com 1,2 mL de solução de propanil na
concentração de 1,34 mg.mL
-1
+ 1,5 mL da solução 4 µCi.mL
-1
de
14
C-propanil. Os cálculos
foram baseados em informações do OECD Guidelines for Testing of Chemicals 305 –
Bioconcentration: Flow-through Fish Test.
Os peixes foram introduzidos no aquário logo após a fortificação da
água e coletou-se cinco peixes por aquário (aproximadamente 10 g) para extração nos
intervalos de tempo de 24, 48, 72, 96, 120 e 144 horas.
As extrações dos organismos seguiram a metodologia comprovada no
teste de recuperação do
14
C-propanil em peixes e, triplicatas de alíquotas de 1 mL do extrato
de cada espécie foram quantificadas por ECL.
5.7.3 Ensaio com
14
C-propanil em um sistema de microcosmo
Para esse ensaio foi usado apenas um aquário de 15 L de volume,
oxigenado por uma bomba submersa. Uma quantidade de 5 kg de solo proveniente de área de
rizicultura foi adicionado ao aquário. Este solo foi fortificado com 50 mL de uma solução
contendo 1,34 mg de propanil + 1,1 µCi de
14
C-propanil, onde semeou-se o arroz pré-
germinado. A semente utilizada foi fornecida pelos funcionários da Fazenda Experimental do
Lageado e é a mesma plantada no arrozal da Edgárdia (cultivar Epagri 109) (Figura 7).
Após dois dias de descanso foram adicionados ao aquário, 15 L de
água do lago do campo experimental, 10 alevinos de carpas comum e 10 alevinos de tilápias
do Nilo. Passados 18 dias, adicionou-se mais 1 L dessa água ao aquário, para compensar o
volume evaporado.
40
Figura 7. Representação esquemática do microcosmo com arroz e peixes.
Todos os peixes foram coletados após 30 dias e extraídos conforme a
metodologia utilizada no teste de recuperação do
14
C-propanil em peixes, e os extratos
também foram contados em alíquotas de 1 mL por ECL. Não houve mortalidade no ensaio.
A extração de solo seguiu a mesma metodologia utilizada no teste de
recuperação inicial do propanil em solo, realizada em Soxhlet por 16 h, com 50 g de solo
equivalente ao peso seco retirados do microcosmo após os 30 dias do experimento. Os extratos
finais foram quantificados e analisados por ECL.
Após a desmontagem do microcosmo, a extração de água também foi
realizada sob a mesma metodologia utilizada no teste de recuperação inicial do propanil em
água, sendo nove alíquotas de 1mL da água contadas diretamente por ECL.
5. 8 Metodologia estatística
As médias foram analisadas com comparações múltiplas entre médias
a partir do teste de Tukey com nível de significância de 0,05. Essa análise foi realizada pelo
software estatístico SANEST, do Instituto Agronômico de Campinas.
Os resultados foram apresentados em figuras contendo as médias, o
valor do teste estatístico e as diferenças significativas deste, as quais foram indicadas por
letras minúsculas para comparação dentro da mesma umidade e por letras maiúsculas para
comparar as diferentes umidades. Para a interpretação das letras, deve-se proceder da seguinte
maneira: as médias seguidas da mesma letra minúscula na horizontal e maiúscula na vertical
não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade.
41
6 RESULTADOS
6.1 Testes de recuperação da extração de propanil e clomazone em solo e em
água
Os resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas em
solo, após análise por HPLC, constam nas tabelas 1, 2 e 3.
Tabela 1. Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 50 g de solo nas concentrações de 23,36 µg.g
-1
propanil + 4,73 µg.g
-1
clomazone.
PROPANIL CLOMAZONE
Amostra de
solo
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
1 1136,59 96,32 206,76 87,42
2 1218,60 103,27 238,30 100,75
3 1235,42 104,70 197,88 83,66
% média
recuperada
101,43
90,61
DP (%)
CV
(
%)
4,48
4
,
42
DP (%)
CV
(%)
8,98
9
,
91
42
Tabela 2. Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 50 g de solo nas concentrações de 11,80 µg.g
-1
propanil + 2,63 µg.g
-1
clomazone.
PROPANIL CLOMAZONE
Amostra de
solo
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
1 606,10 102,73 73,47 55,91
2 677,82 114,88 90,91 69,18
3 610,39 103,45 86,76 66,03
% média
recuperada
107,02
63,71
DP (%)
CV
(%)
6,81
6
,
17
DP (%)
CV
(%)
6,93
10
,
87
Tabela 3. Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 50 g de solo nas concentrações de 4,72 µg.g
-1
propanil + 0,47 µg.g
-1
clomazone.
PROPANIL CLOMAZONE
Amostra de
solo
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
1 156,68 66,39 22,49 95,10
2 155,88 66,05 20,27 85,71
3 165,90 70,30 20,41 86,29
média %
recuperada
67,58
89,03
DP (%)
CV
(%)
2,36
3
,
49
DP (%)
CV
(%)
5,26
5
,
91
43
As tabelas 4 e 5 exibem os resultados dos testes de recuperação da
extração dos herbicidas propanil e clomazone em água.
Tabela 4. Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 500 mL de água nas concentrações de 2,90 µg.L
-1
propanil + 3,23 µg.L
-1
clomazone.
PROPANIL CLOMAZONE
Amostra de
água
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
1 1,23 84,67 1,44 88,98
2 1,66 114,36 1,72 106,60
3 1,42 97,52 1,66 102,60
% média
recuperada
98,85
99,39
DP (%)
CV (%)
14,89
15,06
DP (%)
CV (%)
9,23
9,29
Tabela 5. Resultados dos testes de recuperação da extração dos herbicidas propanil e
clomazone em 500 mL de água nas concentrações de 5,91 µg.L
-1
propanil + 6,57 µg.L
-1
clomazone.
PROPANIL CLOMAZONE
Amostra de
água
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
Concentração
total recuperada
(µg.mL
-1
)
% recuperada
1 2,99 101,21 3,25 98,33
2 2,81 95,37 3,16 96,22
% média
recuperada
98,29
97,53
DP (%)
CV
(%)
4,13
4
,
72
DP (%)
CV
(%)
1,49
1
,
85
44
6.2 Ensaios de mineralização
6.2.1 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil
Na figura 8, são apresentadas as curvas das porcentagens médias de
14
CO
2
na dose mínima agronômica [1] de propanil, equivalente a 2,88 kg.ha
-1
,
nas umidades
60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA).
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
a B
b B
c B
a A
b A
c A
d B
d A
Propanil [1] - CO2
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 8. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [1] de propanil, nas umidades
60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA).
45
Na figura 9, são exibidas as curvas das porcentagens médias de
14
CO
2
na dose [2] de propanil (10 vezes a dose mínima agronômica), equivalente a 28,8 kg.ha
-1
,
nas
umidades 60% e 100% da CMRA.
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
a B
b B
c B
c B
a A
b A
c A
d A
Propanil [2] - CO2
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 9. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [2] de propanil, nas umidades
60% e 100% da CMRA.
46
6.2.2 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil mais clomazone
A figura 10 mostra a formação de
14
CO
2,
proveniente do solo tratado
com a dose [1] dos herbicidas propanil mais clomazone, equivalente a 2,88 kg.ha
-1
e
0,25 kg.ha
-1
respectivamente, nas umidades 60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção
de Água (CMRA).
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
a B
a B
b B
c B
a A
b A
c A
d A
Propanil mais Clomazone [1] - CO2
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 10. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [1] de propanil mais clomazone,
nas umidades 60% e 100% da CMRA.
47
Na figura 11, constam as curvas das porcentagens médias de
14
CO
2
na
dose [2] de propanil mais clomazone, equivalente a 28,8 kg.ha
-1
e 2,5 kg.ha
-1
respectivamente,
nas umidades 60% e 100% da CMRA.
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
a B
b B
c B
d B
a A
b A
c A
d A
Propanil mais Clomazone [2] - CO2
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 11. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [2] de propanil mais clomazone,
nas umidades 60% e 100% da CMRA.
48
6.3 Comparação da mineralização nos ensaios realizados com
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone
6.3.1 Na dose mínima agronômica [1]
A figura 12 mostra as porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado nos
ensaios de mineralização entre tempos idênticos, nas doses [1] de propanil (equivalente a 2,88
kg.ha
-1
) e de propanil mais clomazone (equivalente a 2,88 kg.ha
-1
e 0,25 kg.ha
-1
respectivamente), na umidade 60% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA), e
a figura 13, na umidade 100% da CMRA.
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Propanil X Propanil mais Clomazone
Propanil [1] 60%
49
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Propanil X Propanil mais Clomazone
Propanil [1] 100%
Propanil mais Clomazone [1] 100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 13. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado nas doses [1] de propanil e de propanil
mais clomazone, na umidade 100% da CMRA.
50
6.3.2 Na dose [2] correspondente a dez vezes a dose mínima agronômica
A figura 14 mostra as porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado nos
ensaios de mineralização entre tempos idênticos, nas doses [2] de propanil (equivalente a 28,8
kg.ha
-1
) e de propanil mais clomazone (equivalente a 28,8 kg.ha
-1
e 2,5 kg.ha
-1
respectivamente), na umidade 60% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA), e
a figura 15, na umidade 100% da CMRA.
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Propanil X Propanil mais Clomazone
Propanil [2] 60%
Propanil mais Clomazone [2] 60%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 14. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado nas doses [2] de propanil e de propanil
mais clomazone, na umidade 60% da CMRA.
51
7 1421283542495663
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Propanil X Propanil mais Clomazone
Propanil [2] 100%
Propanil mais Clomazone [2] 100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 15. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado nas doses [2] de propanil e de propanil
mais clomazone, na umidade 100% da CMRA.
52
6.4 Quantificação de radiocarbono extraído do solo nos ensaios realizados
com
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone
6.4.1 Radiocarbono extraído do solo com
14
C-propanil
A figura 16 mostra as curvas das porcentagens médias de radiocarbono
recuperado pela extração do solo na dose [1] de propanil (equivalente a 2,88 kg.ha
-1
) nas
umidades 60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA).
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
d A
d B
c B
b B
c A
c B
b c B
b B
a B
a B
Propanil [1] - Extraído do solo
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 16. Porcentagens médias de radiocarbono recuperado pela extração do solo por
Soxhlet, na dose [1] de propanil, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
53
Na figura 17, constam os dados obtidos das porcentagens de
14
C-resíduos recuperados pela extração do solo na dose [2] de propanil
(equivalente a 28,8 kg.ha
-1
), nas umidades 60% e 100% da CMRA.
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
d A
c A
b A
b A
d A
c d A
c A
b A
a A
a A
Propanil [2] - Extraído do solo
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 17. Porcentagens médias de radiocarbono recuperado pela extração do solo por
Soxhlet, na dose [2] de propanil, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
54
6.4.2 Radiocarbono extraído do solo com
14
C-propanil mais clomazone
A figura 18 mostra as curvas das porcentagens médias de radiocarbono
recuperado pela extração do solo na dose [1] de propanil mais clomazone (equivalente a
2,88 kg.ha
-1
e 0,25 kg.ha
-1
respectivamente) nas umidades 60% e 100% da Capacidade
Máxima de Retenção de Água (CMRA).
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Propanil mais Clomazone [1] - Extraído do solo
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 18. Porcentagens médias de radiocarbono recuperado pela extração do solo por
Soxhlet, na dose [1] de propanil mais clomazone, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
55
Na figura 19, constam os dados obtidos das porcentagens de
14
C-resíduo recuperado pela extração do solo na dose [2] de propanil mais clomazone
(equivalente a 28,8 kg.ha
-1
e 2,5 kg.ha
-1
respectivamente), nas umidades 60% e 100% da
CMRA.
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Propanil mais Clomazone [2] - Extraído do solo
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 19. Porcentagens médias de radiocarbono recuperado pela extração do solo por
Soxhlet, na dose [2] de propanil mais clomazone, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
56
6.4.3 Análise cromatográfica qualitativa do extrato do solo dos testes de
mineralização
A figura 20 mostra o cromatograma dos padrões de propanil, seu
principal produto de biotransformação, 3,4-dicloroanilina (DCA), e clomazone. O tempo de
retenção do DCA foi de 8,2 minutos, seguido do clomazone com 10,3 e do propanil com 12
minutos. Na figura 21, encontra-se o cromatograma do extrato de solo no tempo zero do
experimento de mineralização dos herbicidas propanil e clomazone. Na figura 22, é
apresentado o cromatograma do extrato de solo no tempo de 28 dias após aplicação dos
herbicidas.
Figura 20. Cromatograma e relatório com tempos de retenção dos padrões de propanil, DCA e
clomazone.
57
Figura 21. Cromatograma e relatório com tempos de retenção do extrato do solo obtido por
Soxhlet no tempo inicial.
58
Figura 22. Cromatograma e relatório com tempos de retenção do extrato do solo obtido por
Soxhlet no tempo 28 dias após aplicação dos herbicidas.
59
6.5 Quantificação de radiocarbono na forma de resíduo-ligado ao solo nos
ensaios realizados com
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone
6.5.1 Radiocarbono resíduo-ligado recuperado do solo com
14
C-propanil
A figura 23 expõe as porcentagens médias de radiocarbono recuperado
sob a forma de resíduo-ligado, na dose [1] de propanil (equivalente a 2,88 kg.ha
-1
), no solo
pós-extração de Sohxlet, nas umidades 60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de
Água (CMRA). O mesmo consta na figura 24 para a dose [2] de propanil (equivalente a 28,8
kg.ha
-1
).
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Propanil [1] - Resíduo-ligado
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 23. Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [1] de propanil, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
60
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Propanil [2] - Resíduo-ligado 60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 24. Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [2] de propanil, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
61
6.5.2 Radiocarbono na forma de resíduo-ligado recuperado do solo com
14
C-propanil mais clomazone
A figura 25 mostra as porcentagens médias de radiocarbono
recuperado sob a forma de resíduo-ligado, na dose [1] de propanil mais clomazone
(equivalente a 2,88 kg.ha
-1
e 0,25 kg.ha
-1
respectivamente), no solo pós-extração de Sohxlet,
nas umidades 60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA). O mesmo
consta na figura 24 para a dose [2] de propanil mais clomazone (equivalente a 28,8 kg.ha
-1
e
2,5 kg.ha
-1
respectivamente).
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Propanil mais Clomazone [1] - Resíduo-ligado
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 25. Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [1] de propanil mais clomazone, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
62
0 7 14 21 28 35 42 49 56 63
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Propanil mais Clomazone [2] - Resíduo-ligado
60%
100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 26. Porcentagens médias de
14
C resíduo-ligado recuperado por meio da queima do solo
pós-extração na dose [2] de propanil mais clomazone, nas umidades 60% e 100% da CMRA.
6.6 Ensaio de volatilização de
14
C-propanil
A tabela 9 expõe as porcentagens médias de
14
C-voláteis provenientes
do herbicida propanil aplicado na dose mínima de campo [1] (equivalente a 2,88 kg.ha
-1
), no
solo de um sistema fechado, no ensaio de volatilização.
63
6.7 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil sob ação do fertilizante Bacsol
®
A figura 27 expõe as porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na
dose [2] de propanil (equivalente a 28,8 kg.ha
-1
) e na dose [2] de propanil mais doses [A] e [B]
de fertilizante Bacsol
®
, na umidade 60% da Capacidade Máxima de Retenção de Água
(CMRA), e a figura 28, na umidade 100% da CMRA.
7142128
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Propanil x Propanil mais Bacsol
Propanil [2] 60%
Propanil [2] mais Bacsol [A] 60%
Propanil [2] mais Bacsol [B] 60%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 27. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [2] de propanil e na dose [2] de
propanil mais doses [A] e [B] de fertilizante Bacsol
®
, na umidade 60% da CMRA.
64
7142128
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Propanil X Propanil mais Bacsol
Propanil [2] 100%
Propanil [2] mais Bacsol [A] 100%
Propanil [2] mais Bacsol [B] 100%
Porcentagem (%)
Tempo (dias)
Figura 28. Porcentagens médias de
14
CO
2
recuperado na dose [2] de propanil e na dose [2] de
propanil mais doses [A] e [B] de fertilizante Bacsol
®
, na umidade 100% da CMRA.
65
6.8 Balanço final da radioatividade recuperada
Tabela 6 - Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final da radioatividade no
experimento de mineralização do herbicida
14
C-propanil.
DOSE [1]
Porcentagem (%)
DOSE [2]
Porcentagem (%)
Umidade 60% 100% 60% 100%
Tempo (dias)
14
CO
2
14
CO
2
7 7,04 2,57 3,82 1,06
14 9,79 5,11 7,48 1,32
28 12,16 8,74 13,40 2,87
60 16,12 13,67 20,75 13,95
Resíduo extraído do solo
Resíduo extraído do solo
0 86,62 85,21 93,73 91,90
7 16,20 29,37 33,24 41,27
14 12,46 22,29 18,42 34,77
28 9,36 14,41 13,84 25,96
60 7,12 9,99 9,68 11,46
Resíduo-ligado no solo
Resíduo-ligado no solo
0 4,62 6,05 3,74 4,03
7 60,35 46,94 52,55 40,79
14 61,05 48,37 56,48 44,03
28 58,06 55,20 59,58 48,53
60 72,08 70,29 60,09 59,11
Total %
recuperada
95,32 93,95 90,52 84,52
66
Tabela 7 - Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final da radioatividade no
experimento de mineralização do herbicida
14
C-propanil mais clomazone.
DOSE [1]
Porcentagem (%)
DOSE [2]
Porcentagem (%)
Umidade 60% 100% 60% 100%
Tempo (dias)
14
CO
2
14
CO
2
7 9,32 7,47 16,99 10,51
14 14,65 10,08 23,44 15,83
28 20,40 18,56 30,22 26,96
60 25,83 19,84 36,74 34,27
Resíduo extraído do solo
Resíduo extraído do solo
0 93,08 96,97 84,37 77,53
7 20,91 34,84 24,11 38,33
14 16,13 27,29 19,59 28,18
28 11,11 17,80 14,42 17,31
60 8,14 12,78 11,03 11,01
Resíduo-ligado no solo
Resíduo-ligado no solo
0 11,24 8,59 3,50 5,42
7 53,01 42,74 43,97 37,52
14 75,66 63,55 60,32 56,89
28 74,01 69,15 56,77 55,11
60 72,28 69,13 56,04 54,07
Total %
recuperada
106,25 103,81 101,75 99,35
67
Tabela 8 - Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final da radioatividade no
experimento de mineralização do herbicida
14
C-propanil [2] com o fertilizante Bacsol
®
.
DOSE [A]
Porcentagem (%)
DOSE [B]
Porcentagem (%)
Umidade 60% 100% 60% 100%
Tempo (dias)
14
CO
2
14
CO
2
7 17,13 14,86 19,49 13,27
14 23,19 24,83 25,17 24,27
28 29,01 35,28 30,79 36,43
Resíduo extraído do solo
Resíduo extraído do solo
28 10,67 10,99 15,79 14,51
Resíduo-ligado no solo
Resíduo-ligado no solo
28 55,48 42,64 54,59 43,57
Total %
recuperada
95,16 88,91 101,17 94,51
68
Tabela 9 - Porcentagens médias de radiocarbono recuperado e o balanço final da
radioatividade no experimento de volatilização do herbicida
14
C-propanil.
DOSE [1]
Porcentagem (%)
Umidade 60% 100%
Tempo (dias)
14
C voláteis
7 0,09 0,11
14 0,16 0,15
28 0,23 0,21
Resíduo extraído do solo
28 30,56 29,14
Resíduo-ligado no solo
28 80,94 68,52
Total %
recuperada
111,73 97,87
69
6.9 Ensaio com
14
C-propanil em peixes em microcosmo
6.9.1 Resultado dos testes de recuperação de
14
C-propanil em peixes
Os resultados médios das extrações do herbicida propanil nas duas
espécies de peixes constam na tabela 10.
Tabela 10 - Porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado nas duas espécies de peixes.
Peixe Porcentagem (%)
Tilápia 81,61 ± 5,36
Carpa
76,34 ± 2,18
6.9.2 Resultado do teste de sobrevivência e contaminação de peixes
A tabela 11 contém as porcentagens de radiocarbono recuperado por
grama de peixe no ensaio de contaminação da água por
14
C-propanil, nos intervalos de tempos
de 24, 48, 72, 96, 120 e 144 horas.
Tabela 11 - Porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado por grama de peixe.
Tempo
(dias)
Porcentagem (%)
Tilápia Carpa
24 0,1 0,07
48 0,07 0,07
72 0,07 0,07
96 0,06 0,05
120 0,09 0,05
144 0,08 0,03
70
6.9.3 Resultado do ensaio com
14
C-propanil em um sistema de
microcosmo
Os resultados das porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado por
meio de extrações das diversas partes de um sistema de microcosmo, constam na tabela 12.
Tabela 12 - Porcentagens médias de
14
C-propanil recuperado do sistema microcosmo.
Amostra Porcentagem (%)
Tilápia (% total)
Carpa (% total)
Água (% total)
Solo (% total)
0,7 ± 0,007
0,6 ± 0,006
60,54 ± 3,88
41,50 ± 0,02
Total (%) 103,34
71
7 DISCUSSÃO
7.1 Testes de recuperação da extração de propanil e clomazone em solo e em
água
Conforme apontam as tabelas 1, 2 e 3, os resultados encontrados estão
de acordo com a prática habitual para testes de recuperação em análises de herbicidas
(ZANELLA et al., 2003; PRIMEL, 2003), indicando a pertinência da metodologia adotada,
lembrando-se que os ensaios foram realizados sempre com o mesmo tipo de solo. Para o
propanil, notou-se uma discrepância nos valores percentuais médios de recuperação entre as
concentrações 23,36 µg.g
-1
(101,43% recuperados), 11,8 µg.g
-1
(107,02% recuperados) e a
concentração 4,72 µg.g
-1
(67,58% recuperados). Tal fato denota uma possível perda da
capacidade de recuperação nas concentrações menores do herbicida aplicado ao solo. Para o
clomazone, as porcentagens de recuperação nas concentrações extremas (4,73 e 0,47 µg.g
-1
)
estiveram no mesmo patamar (90,61% e 89,03% recuperados, respectivamente), ocorrendo um
resultado discrepante (63,71% recuperados) na concentração de 2,63 µg.g
-1
. A possível
explicação para tal fato é uma homogeneização inadequada da amostra, em que pese todo o
cuidado adotado e o mesmo procedimento para as demais concentrações, o que pode sugerir
uma dificuldade intrínseca ao processo, para o que caberiam investigações posteriores.
Embora não tenha sido possível a aplicação de um teste estatístico a tais dados, os resultados
parecem sinalizar uma tendência, o que poderá ser comprovado por estudos posteriores.
72
De acordo com as tabelas 4 e 5, os resultados de recuperação do
propanil e do clomazone em água foram elevados para todas as concentrações, constatando-se
também uma aproximação entre os valores de recuperação para propanil e clomazone em
todas as concentrações aplicadas. Isso denota, sem dúvida, que no meio aquoso os herbicidas
encontram-se mais disponíveis do que no solo, no qual seguramente estão adsorvidos à
constituintes orgânicos (STEVENSON, 1982; FROELICH; BIXLER; ROBINSON, 1984;
LOUX et al., 1989a; 1989b; BRUNSBACH & REINEKE, 1993; RODRIGUES &
ALMEIDA, 1995; MERVOSH et al., 1995a; 1995b; CUMMING, DOYLE; BROWN, 2002;
KREMER & STERNER, 1996 apud MARTINEZ; SILVA; MAIA, 2005).
Para o conjunto de todos os dados de recuperação (Tabelas 1 a 5),
observa-se que em cada caso os coeficientes de variação foram baixos, o que demonstra uma
boa reprodutibilidade do método (ZANELLA et al., 2003).
7.2 Ensaios de mineralização
7.2.1 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil
As figuras 8 e 9 e a tabela 6 mostram um crescimento contínuo, ao
longo dos 60 dias de experimento, das porcentagens médias de recuperação do
14
CO
2
proveniente da mineralização do radiocarbono sob a forma do herbicida propanil, para ambas
as taxas de umidade de solo (60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água) e
para ambas as doses aplicadas (doses [1] e [2]).
Ao fim do período de experiência, no sexagésimo dia, conforme
indicam as figura 8 e 9 e a tabela 6, a produção de
14
CO
2
atinge valor de 16,12% no solo com
60% da Capacidade Máxima de Retenção de Água (CMRA) e de 13,67% para o solo
inundado, quando tratadas com a dose mínima agronômica [1] de propanil equivalente a 2,88
kg.ha
-1
, e de 20,75% para 60% da CMRA e de 13,95% para 100% da CMRA, para a dose [2],
equivalente a 28,8 kg.ha
-1
. Esses foram os maiores valores obtidos de recuperação de
14
CO
2
em decorrência da ação microbiológica, por conta da capacidade de microrganismos do solo
utilizarem praguicidas como nutriente conforme já apontado por diversos autores: Bartha &
73
Pramer (1967); Torstensson et al. (1975); Simon-Silvestre & Fournier (1979); Fournier et al.
(1981). Segundo Santos et al. (1998), Tomlin (2006), Pothuluri et al. (1991) e Spessoto
(1995), a enzima arilacilamidase, presente nas plantas de arroz e em microrganismos, é
importante na degradação do propanil.
Importante notar que as porcentagens médias recuperadas de
14
CO
2
de
propanil mostraram diferença estatística significante (Tukey com nível de significância de
0,05), sendo sempre maiores na condição de 60% da CMRA, para cada momento analisado (7,
14, 28 e 60 dias) em ambas as doses de propanil. Também houve uma diferença estatística
significante pelo mesmo critério na evolução da recuperação do
14
CO
2
a cada momento
posterior para ambas as umidades e em ambas as doses, única exceção feita nos 7º e 14º dias
da umidade 100%, da dose [2].
Como se vê, portanto, em ambas as doses testadas, o herbicida
propanil obteve maior mineralização na umidade 60% da CMRA, o que concorda com os
resultados obtidos por Spessoto (1995) e Santos (1999), em que o propanil degradou-se mais
rápido em solo seco do que sob condições de alagamento. Uma hipótese a ser confirmada é a
de que a biodegradação do propanil em solos seja principalmente por mecanismo aeróbio, o
que é facilitado em ambientes secos e aerados. Todavia, Kuwatsuka (1972) reporta uma
degradação rápida do propanil em solos alagados e, Steppe et al. (1985) e Pettigrew et al.
(1985) acharam rápida degradação do propanil em condições anaeróbias.
Os valores de formação de
14
CO
2
em ambas as doses e umidades
mostram uma baixa porcentagem de evolução, conforme também encontrado por vários outros
autores: Chisaka & Kearney (1970); Bartha (1971); Monteiro et al. (1995); Spessoto (1995).
Oportuno salientar que o mesmo propanil, para solos de Piracicaba (SP) e Santa Maria (RS),
segundo classificação adotada pelo Manual de Ecotoxicidade de Agentes Químicos (IBAMA,
1990), apresentou persistência média em trabalho de Spessoto (1995).
74
7.2.2 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil mais clomazone
As figuras 10 e 11 e a tabela 7 indicam um crescimento contínuo, ao
longo de 60 dias de experimento, das porcentagens médias de recuperação do
14
CO
2
proveniente da mineralização do radiocarbono sob a forma do herbicida propanil, para ambas
as taxas de umidade de solo (60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água) e
para ambas as doses aplicadas (dose [1] e dose [2]).
As porcentagens médias recuperadas de
14
CO
2
para as doses [1] e [2]
de propanil mais clomazone obtiveram os máximos em 60 dias de experimento, de acordo
com o aumento do período de incubação dos frascos biométricos.
Corroborando o encontrado no ensaio apenas com o propanil, aqui
também houve diferença estatística significante (Tukey com nível de significância de 0,05),
sendo sempre maiores na condição de 60% da CMRA, para cada momento analisado (7, 14,
28 e 60 dias) em ambas as doses. Também houve uma diferença estatística significante pelo
mesmo critério na evolução da recuperação do
14
CO
2
a cada momento posterior para ambas as
umidades e em ambas as doses, única exceção feita para os valores referente aos 28º e 60º dias
da umidade 100%, da dose [1].
Mesmo com a adição do herbicida clomazone, o propanil degradou-se
mais rápido em condições secas do que sob inundação, também de acordo com os resultados
obtidos por Spessoto (1995) e Santos (1999).
7.3 Comparação da mineralização nos ensaios realizados com
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone
Observando-se as curvas das figuras 12, 13, 14 e 15 (dados
apresentados nas tabelas 6 e 7), verifica-se, ponto a ponto, uma permanente elevação dos
valores de
14
CO
2
em ambas as doses e ambas as umidades quando da aplicação simultânea do
propanil com o clomazone, em relação ao propanil apenas. Nesse conjunto de dados (32
determinações médias), muito embora, em vários dos pares binomiais correspondentes, o
resultado da recuperação do propanil, quando presente com o clomazone, tenha sido da ordem
75
de duas a dez vezes maior, o tratamento estatístico aplicado obteve um p não-significativo
(valor de n não suficiente para atender as especificidades estatísticas). Tal realidade, contudo,
não implica que a hipótese nula, a qual assegura que não há diferença entre os grupos
estudados, seja verdadeira, apenas afirma que as evidências disponíveis não são suficientes
para rejeitá-la.
Embora desviando-nos de um raciocínio científico estatístico, mas com
base num raciocínio presuntivo derivado da observação empírica desses números, cogitamos
da possibilidade de efetivamente o clomazone implicar numa maior evolução da mineralização
do propanil, pelo fato de aquele herbicida ter induzido um rearranjo na microbiota,
selecionando microrganismos mais capazes de degradar o propanil e aumentando sua
população, pois é sabido que, nos solos, um praguicida tanto pode favorecer alguns integrantes
da microbiota quanto inibir outros (PROCÓPIO, 2007). Essa hipótese, a ser melhor explorada
e demonstrada, em se confirmando, sinalizaria um benefício do ponto de vista ambiental,
quanto à menor persistência do propanil no solo, mas uma desvantagem agronômica.
Os efeitos de herbicidas sobre a microbiota do solo têm sido bastante
estudados: Roger et al. (1990), pesquisando culturas de arroz irrigado, mostraram que os
herbicidas quase sempre afetam negativamente a microbiota a curto prazo. Para o clomazone,
em particular, Ghini et al. (1997) observaram alterações na comunidade de fungos e Macedo et
al. (1991) constataram redução no número de colônias de fungos e bactérias e aumento no
número de actinomicetos. Os autores já citados Ghini et al. (1997) notaram que solos tratados
com propanil e clomazone, aos 70 dias, revelaram valores da atividade microbiana
estatisticamente superiores à testemunha. Burge, 1972 apud Kearney & Kellogg, 1985
constatou um aumento significante no número de organismos metabolizadores de propanil,
determinado pelo método do número mais provável depois de incubação em cinco tipos de
solo. Procópio (2007) verificou eficiência da linhagem de Pseudomonas sp. AF7 na
degradação do herbicida propanil. Martinez, Silva & Maia (2005) observaram degradação de
propanil e de DCA na presença da linhagem fúngica P3SA1F.
76
7.4 Quantificação de radiocarbono extraído do solo nos ensaios realizados
com
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone
As figuras 16, 17, 18 e 19 (cujos dados pertinentes estão nas tabelas 6
e 7) mostram que as porcentagens médias recuperadas de radiocarbono livre (proveniente da
molécula de
14
C-propanil e de seus produtos de degradação) extraído do solo estão coerentes
com o esperado, ou seja, valores maiores de radiocarbono no solo no início do experimento e
os menores valores no 60º dia, tanto para o ensaio com apenas
14
C-propanil quanto para o com
14
C-propanil mais clomazone, e em ambas as doses e ambas as umidades estudadas.
Esse decréscimo de valores de
14
C é condizente com o comportamento
dos praguicidas no solo, que foram mineralizados à medida que permaneceram incubados nos
frascos sob a ação da microbiota existente ou ligados às moléculas do solo na forma de
resíduo-ligado. A grande variedade de praguicidas aplicados ao solo contem diversos grupos
funcionais e estruturas que resultam, interagindo com a matéria orgânica do solo, em
complexos de resíduos-ligados, seja por meio de mecanismos microbiológicos, seja de reações
químicas. Para a União Internacional de Química Pura e Aplicada (IUPAC), os resíduos-
ligados são formas químicas originadas de agrotóxicos usados em boas práticas agronômicas,
que não sofrem significantes mudanças de natureza química por meio dos métodos de extração
(BARRACLOUGH; KEARNEY; CROXFORD, 2005).
As porcentagens médias recuperadas de
14
C
nas doses [1] e [2] de
propanil, para 0, 7, 14, 28 e 60 dias, não foram estatisticamente diferentes (Tukey com nível
de significância de 0,05) entre as duas umidades (60% e 100% da CMRA). Exceção é feita
apenas ao caso do 60º dia da dose [1], o que pode significar que, na altura do sexagésimo dia,
a umidade do solo deixa de ser um fator crítico para a mineralização do herbicida propanil.
A análise das figuras 16 e 17 e tabelas 6 mostram que há sempre uma
queda intensa da porcentagem média de
14
C recuperada do solo ao 7º dia do experimento,
chegando a ser de 82% em relação à dose inicial aplicada na condição de dose [1] e umidade
de 60% da CMRA, 66% da dose inicial aplicada para a umidade 100% da CMRA, 65% na
dose [2] e umidade 60% da CMRA e 55% para a umidade de 100% da CMRA. Observa-se
ainda que há uma queda numericamente maior para ambas as umidades na condição de dose
[1], enquanto dentro de cada dose a queda é sempre maior na umidade 60% da CMRA. Tal
77
fato pode ser explicado, conforme mencionado anteriormente, pelo propanil degradar-se mais
rápido em solo seco do que sob condições de alagamento, segundo Spessoto (1995) e Santos
(1999). Por outro lado, quando aplicada a dose [2], equivalente a 10 vezes a dose mínima
agronômica, pode estar ocorrendo seja uma maior nocividade à microbiota nessa dose, seja um
excesso de nutrientes relativamente a capacidade de uso existente na mesma microbiota. Em
suma, pode-se concluir com segurança que em qualquer um dos conjuntos de variáveis
testados, mais de 50% da dose inicial sofre mineralização ou liga-se às partículas do solo na
forma de resíduo-ligado em até 7 dias.
Igualmente ao verificado no ensaio somente com o propanil, também
na presença do herbicida clomazone, no 7º dia de experimento, mais da metade do propanil
originalmente aplicado já havia se transformado em qualquer uma das quatro configurações
estudas (Dose [1] umidades 60% e 100% da CMRA e dose [2] umidades 60% e 100% da
CMRA).
Embora tenham sido avaliadas 20 determinações médias para as doses
[1] e [2] de propanil mais clomazone, o tratamento estatístico aplicado obteve um p não-
significativo (valor de n não suficiente para atender as especificidades estatísticas). Tal
realidade, contudo, não implica que a hipótese nula, a qual assegura que não há diferença entre
os grupos estudados, seja verdadeira, apenas afirma que as evidências disponíveis não são
suficientes para rejeitá-la.
7.4.1 Análise cromatográfica qualitativa do extrato do solo dos testes de
mineralização
No cromatograma da figura 21 não se nota a presença do principal
produto de degradação do propanil, o DCA, no extrato de solo obtido por Soxhlet, no dia de
montagem do experimento (tempo zero), nele constando apenas os picos dos herbicidas
propanil e clomazone, comprovando que o propanil aplicado no solo não havia se degradado
durante o preparo da solução utilizada. Entretanto, o cromatograma da figura 22 indica que
mais de 99% do propanil aplicado já haviam se alterado e ocorrera uma expressiva formação
de seu produto de transformação DCA em 28 dias após aplicação dos herbicidas,
comprovando-se a degradação do propanil pelos microrganismos do solo, conforme também
demonstrado por Pothuluri et al. (1991).
78
7.5 Quantificação de radiocarbono na forma de resíduo-ligado ao solo nos
ensaios realizados com
14
C-propanil e
14
C-propanil mais clomazone
As figuras 23 e 24 (cujos dados pertinentes estão na tabela 6) revelam
valores médios elevados de recuperação de
14
C proveniente do herbicida propanil
em todas as
configurações elaboradas, aos 60 dias de experimento, a saber: dose [1], 60% de umidade =
72,08%; dose [1], 100% de umidade = 70,29%; dose [2], 60% de umidade = 60,09%; dose [2],
100% de umidade = 59,11%. Isto demonstra, inequivocamente, que a maior parte do propanil
aplicado permanece ligada a constituintes do solo, como relatado também por outros autores
(BARTHA, 1971).
Conforme registrado, a transformação de 99% de propanil em seus
produtos de degradação, com uma possível formação preferencial de DCA (POTHULURI et
al., 1991; SANTOS et al., 1998), implicou também na produção de largas frações de
14
C na
forma de resíduo-ligado, sempre superiores a 50% em 60 dias de experimento, o que é pouco
interessante, tendo em vista que se consideram que valores acima de 10% de resíduo-ligado
são indesejáveis, porque podem implicar em resíduos para culturas ou animais (SPESSOTO,
1995).
De acordo com as figuras 23, 24, 25 e 26 e tabelas 6 e 7, no
sexagésimo dia de experimento, não há influência do herbicida clomazone sob as taxas de
formação de
14
C-propanil na forma de resíduo-ligado em ambas as dose e ambas as umidades.
A análise das quatro figuras indica ainda padrão de comportamento do
herbicida propanil em ambas as doses muito assemelhado para as umidades 60% e 100% da
CMRA, e embora a aplicação do teste estatístico apropriado não tenha sido possível, o quadro
encontrado nos sugere, presuntivamente, que a taxa de umidade do solo pode não estar
influenciando nos totais de formação de resíduo-ligado, o que é uma boa hipótese, mas merece
exploração posterior.
79
7.6 Ensaio de volatilização de
14
C-propanil
Conforme metodologia aplicada por Andréa & Tomita (1993), e
segundo orientação técnica pessoal de Luiz Carlos Luchini, no ensaio de captura de
14
C-
voláteis (fixados no frasco lavador de monoetilenoglicol) provenientes do propanil aplicado na
dose mínima agronômica [1] (equivalente a 2,88 kg.ha
-1
), no solo de um sistema fechado,
menos de 0,5% do total do herbicida aplicado volatilizou-se (Tabela 9). Portanto, de acordo
com esse achado, o herbicida propanil não apresenta características de um produto volátil (a
pressão de vapor do propanil puro é de 0,02.10
-3
Pa, TOMLIN, 2006), quando aplicado na
dose mínima agronômica e, tendo o princípio ativo dissolvido em água, independente da
umidade do solo ser de 60% ou de 100% da Capacidade Máxima de Retenção de Água.
Assim, o radiocarbono aplicado no experimento ficou distribuído entre os resíduos extraíveis e
os resíduos-ligados no solo.
7.7 Ensaio de mineralização de
14
C-propanil sob ação do fertilizante Bacsol
®
As figuras 27 e 28 e tabelas 6 e 8 expõem os dados obtidos no ensaio
de desempenho do propanil frente a duas diferentes concentrações do fertilizante organo
mineral Bacsol
®
(RSA- Indústria de Insumos Agrícolas Ltda.). Esse produto é formado por
bactérias aeróbias e anaeróbias e outros microrganismos, como fungos e actinomicetos,
classificados como rizosféricos, decompositores, nitrogenadores e parasitas. Os
microrganismos do Bacsol
®
estão na forma de esporos, multiplicando-se quando em contato
com a umidade do solo. Algumas bactérias do composto fazem nitrificação e nitrogenação.
As bactérias associadas a rizosfera promovem o crescimento da planta de forma direta e
indireta, por distintos mecanismos (PROCÓPIO, 2007). São exemplos de gêneros presentes no
fertilizante: Bacillus sp., Pseudomonas sp., Streptomyces sp., Sacharomyces sp., Nitrobacter
sp. e Nitrosomonas sp.
80
A biodegradação de muitos praguicidas aumenta na presença de raízes
de plantas e de exsudatos de raízes (HSU & BARTHA, 1979; REDDY &
SETHUNANTHAN, 1983; WALTON & ANDERSON, 1992), envolvendo o efeito interativo
das comunidades mistas de microrganismos e a versatilidade metabólica das bactérias e fungos
(ALEXANDER, 1999).
Para as duas doses do fertilizante utilizadas, dose [A] equivalente à
dose recomendada para campo (0,06g de fertilizante) e dose [B], o dobro desta, os valores das
porcentagens médias de
14
CO
2
recuperadas foram numericamente próximos entre si, embora
não confirmados estatisticamente, nos três tempos do ensaio (7, 14 e 28 dias) e, nas duas
umidades do solo (60% e 100% da Capacidade Máxima de Retenção da Água). A forte
aproximação numérica observada entre os pares binomiais correspondentes, apesar de carecer
de aprofundamento de estudo que possibilite o adequado aumento do espaço amostral para
aplicação da estatística apropriada, suporta a hipótese de que a dose do Bacsol
®
aplicada não
interferiu na mineralização do herbicida propanil.
Comparando-se os resultados de porcentagens médias de
14
CO
2
recuperadas entre as tabelas 6 e 8 o que se exibem nas figuras 27 e 28, constata-se:
para 7 dias, em ambas as doses de fertilizante utilizadas, a recuperação
de
14
CO
2
ficou acima de quatro vezes para a umidade de 60% da CMRA, e de doze vezes para
a umidade de 100%, quando comparadas com as verificadas com o uso do propanil sozinho;
para 14 dias, em ambas as doses de fertilizante utilizadas, a
recuperação de
14
CO
2
ficou acima de três vezes para a umidade de 60% da CMRA, e de
dezoito vezes para a umidade de 100%, quando comparadas com as verificadas com o uso do
propanil sozinho;
para 28 dias, em ambas as doses de fertilizante utilizadas, a
recuperação de
14
CO
2
ficou acima de duas vezes para a umidade de 60% da CMRA, e de doze
vezes para a umidade de 100%, quando comparadas com as verificadas com o uso do propanil
sozinho.
Pelo exposto, ainda que não se tenha um resultado estatístico para esse
conjunto de dados, a amplitude do aumento de mineralização do propanil, em cada caso,
quando na presença do Bacsol
®
, é de tal ordem que nos remete de imediato a conclusão de que
esse fertilizante efetivamente, representado por seus microrganismos, utiliza o herbicida como
81
nutriente, destruindo-o e, portanto, podendo funcionar satisfatoriamente como um
bioremediador em situações de solo contaminado por propanil. A estratégia de se
descontaminar solos contaminados com propanil por intermédio da ação de microrganismos,
vem sendo implementada conforme divulgado na literatura especializada: Spessoto, 1995;
Martinez; Silva; Maia, 2005; Procópio, 2007.
7.8 Balanço final da radioatividade recuperada
Os resultados apresentados na tabela 6, quando considerados à luz da
diretiva do OECD Guideline 307 – Aerobic and Anaerobic Transformation in Soil, segundo o
qual o balanço final da radioatividade aplicada no experimento deve obedecer a faixa de 90%
a 110% para substâncias químicas radiomarcadas, revelam que tal condição foi respeitada.
Exceções foram o propanil sozinho na dose [2] com umidade 100% da
CMRA, que foi de 84,52%, e o propanil adicionado do fertilizante Bacsol®, este na dose [A]
com umidade 100% da CMRA, que foi de 88,91%.
7.9 Ensaio com
14
C-propanil em peixes em microcosmo
7.9.1 Resultado dos testes de recuperação de
14
C-propanil em peixes
Os dados lançados na tabela 10 demonstram uma boa capacidade
analítica de recuperação do método de extração para análise do propanil em peixes, com base
no uso de tilápia e carpa, fazendo-o um método indicado para tal finalidade.
7.9.2 Resultado do teste de sobrevivência e contaminação de peixes
A tabela 11 evidencia que, ao longo de 144 horas de exposição dos
organismos à água fortificada com
14
C-propanil, não houve uma acumulação do herbicida em
nenhuma das espécies testadas, o que demonstra que, em peixes, o produto é logo
biotransformado, conforme Pothuluri et al. (1991), que apontam a formação de pelo menos 10
82
metabólitos. Também em mamíferos, como ratos, parece haver uma rápida biotransformação
hepática por processo de hidrólise à anilina (PROPANIL, 2007).
7.9.3 Resultado do ensaio com
14
C-propanil em um sistema de
microcosmo
O balanço de massa do experimento com
14
C-propanil em microcosmo
com peixes atingiu uma recuperação total de 103,34% (Tabela 12), o que indica uma boa
performance analítica do método.
Após 30 dias da aplicação do
14
C-propanil no microcosmo, menos de
1% do herbicida foi recuperado dos peixes, valor compatível com o antes obtido no teste de
sobrevivência e contaminação.
83
8 CONCLUSÕES
A mineralização do herbicida propanil em solo que recebeu a aplicação
de 14C-propanil e 14C-propanil mais clomazone foi influenciada pelo conteúdo de água no
solo e pelas doses dos herbicidas utilizadas nos experimentos de sessenta dias.
A presença do herbicida clomazone concomitantemente ao propanil
acelerou a mineralização desse último em ambas as doses e umidades estudadas, sendo maior
na dose mais elevada dos herbicidas aplicados nos experimentos de sessenta dias.
A utilização do fertilizante organo mineral Bacsol® aumentou a
mineralização do 14C-propanil em ambas as umidades do solo.
Em qualquer um dos conjuntos de variáveis testados, mais de 50% da
dose inicial sofreram mineralização ou ligaram-se às partículas do solo na forma de resíduo-
ligado em até sete dias.
Aos sessenta dias de estudo, a maior parte do propanil aplicado
remanesceu ligada a constituintes do solo.
84
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