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DEGRADAÇÃO DO PARATION METÍLICO EM AMBIENTES
AQUÁTICOS NATURAIS
THIAGO MOREIRA DE REZENDE ARAÚJO
UNIVERSIDADE ESTADUAL DO NORTE FLUMINENSE
CAMPOS DOS GOYTACAZES – RJ
AGOSTO - 2006
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ii
DEGRADAÇÃO DO PARATION METILICO EM AMBIENTES
AQUÁTICOS NATURAIS
THIAGO MOREIRA DE REZENDE ARAÚJO
“Dissertação de Mestrado apresentada ao
Programa de Pós-Graduação em Ciências
Naturais, como requisito parcial para a
obtenção do título de Mestre em Ciências
Naturais (Área de Concentração: Química e
Física do Meio Ambiente)”.
Orientadora: Prof
a
. Dr
a
. M
a
Cristina Canela Gazotti
CAMPOS DOS GOYTACAZES – RJ
AGOSTO – 2006
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iii
DEGRADAÇÃO DO PARATION METILICO EM AMBIENTES
AQUÁTICOS NATURAIS
Dissertação de Mestrado apresentada ao curso de Pós-graduação em Ciências Naturais da
Universidade Estadual do Norte Fluminense, como requisito parcial para obtenção do título de
Mestre em Ciências Naturais.
Aprovada em______de________________de 2006.
BANCA EXAMINADORA
___________________________________
Orientadora:
Prof
a
. Dr
a
. Maria Cristina Canela Gazotti - UENF
___________________________________
Prof. Dr. Alexandre Moura Stumbo – UENF
___________________________________
Prof. Dr. Marco Tadeu Grassi - UFPR
___________________________________
Prof. Dr. Paulo César Muniz de Lacerda Miranda - UENF
iv
“A verdadeira evolução tecnológica
somente será alcançada quando a
preservação do meio ambiente se sobrepuser
às características técnicas dos materiais
(vide DDT, CFCs...).” Thiago Araújo
v
Aos meus pais Carlos e Maria, pelo
amor, dedicação, esforço e
principalmente trabalho em me
auxiliar nesta difícil e demorada
conquista.
vi
À Mariana, minha esposa, pela
inigualável ajuda para realização
desse sonho e principalmente pelo
seu grande esforço em pesar o éster
essencial “C
4
H
8
O
2
”.
vii
AGRADECIMENTOS
Agradeço a todos que de alguma forma contribuíram com este trabalho e, em especial:
À Professora Dra. Maria Cristina Canela Gazotti, pela passada, atual e futura orientação, pela
confiança, pela oportunidade, por entender um pouco o meu jeito sistemático de ser, pela
grande amizade, pelos ensinamentos, pela ajuda e TOLERÂNICIA nos momentos difíceis.
Ao pessoal da limpeza e da vigilância do CCT/UENF, em especial ao Seu Nélio, Marcos,
Jocinei e Patrícia... Os quais me ajudavam quase que diariamente a “subir na vida”.
As minhas eternas amigas Angélica, Carla, Bruna e Neide.
A toda minha família: D
a
Ana e D
a
Candida, Tio Luis, Tio Antônio e Família, Tia Virgínia e
Família.
Ao Professor Dr. Paulo Miranda pelos ensinamentos em sala de aula, pela irreverência de
todo dia, pelo grande exemplo de profissional que é, pela grande força que sempre me dá.
Ao Professor Dr. Carlos Matos, pelas discussões altamente produtivas que tivemos nesses
anos de mestrado.
Para pessoa que me trouxe para o LCQUI e que com certeza sinto muito sua falta.
Ao Professor Dr. Marco Tadeu Grassi, inicialmente pela paciência em escutar a famosa frase:
...“A defesa vai ser no mês que vem”.... E posteriormente pela presença na banca de avaliação
da dissertação.
Ao Professor Dr. Alexandre Stumbo, pela presença na banca de defesa de Projeto e de
Mestrado.
A minha irmã, futura dentista, pela amizade e companheirismo e por ligar sempre que minha
mãe pede.
Aos meus companheiros de república, Saulo, Douglas, Talles, Janaína e João Pedro pela
amizade e apoio.
Aos grandes amigos que espero ter entendido o período de desaparecimento: Mariana, Simone
e Raphael.
Ao CG-EM, aparelho “personificado” devido a sua alta relevância no desenvolvimento do
trabalho, porém que nesses últimos anos andou um pouco vaidoso (fazendo as unhas com
freqüência).
viii
À Universidade Estadual do Norte Fluminense Darcy Ribeiro que me proporcionou diversas
oportunidades e me concedeu inicialmente a Bolsa de Mestrado.
Aos meus novos amigos de trabalho da UNED/Macaé – CEFET/Campos, que andam
entendendo meus últimos sumiços.
A todos os meus alunos da UNED/Macaé no ano de 2006, em especial aos “afilhados” da
turma 3101B pela confiança nas minhas aulas.
Ao Professor Marcos Pedlowski, pelo auxilio no Abstract e no Resumo que enviamos para um
congresso na Espanha.
Aos amigos de laboratório: Juliana, Isabela, Aline, Silvio, Maria Helena, Luciana, Josane,
Gabrielli, Fabielli, entre outros... Obrigado pelo companheirismo e amizade.
Aos inesquecíveis amigos da pós: Ceará, Léo, Almir e Patrícia, Sávio e Cecília, Milton, João
Paulo, Karina, Elaine, Ildomar e Graziela, Talita, Ana Paula, Lúcio e Verônica, Vilma,
Silviane, Ana Brígida, Lindomar...
Ao professor Elias Fernandes de Sousa do LEAG pelos dados de intensidade luminosa,
precipitação e temperatura.
A secretaria da pós-graduação, representada pelo Sr. Edson, muito obrigado pelos jeitinhos.
A todos os professores e coordenadores do Mestrado em Ciências Naturais, obrigado.
Aos técnicos do Laboratório Robson e Maristela, e a grande secretária do LCQUI, muito
obrigado Taninha pela chave do CG, telefone, fax...
ix
LISTA DE FIGURAS
Figura 1: Estrutura do clorpirifós, do metamidofós e do paration metílico.............................................25
Figura 2: Venda de agrotóxicos no Brasil entre os anos de 1992 e 2003 (Ministério da Agricultura,
Pecuária e Abastecimento - www.agricultura.gov.br – acessado 08/08/2006) ..............................30
Figura 3: Diagrama de dispersão obtido para o DDT em diversos compartimentos do meio ambiente
(diagrama adaptado do obtido no programa) .................................................................................35
Figura 4: Diagrama de dispersão obtido para o paration metílico em diversos compartimentos do meio
ambiente (diagrama adaptado do obtido no programa) .................................................................36
Figura 5: Frascos de borossilicato expostos ao sol imersos em água – visão frontal; A = Tubos de
borossilicato expostos ao sol com papel alumínio (Escuro - E); B = Tubos de borossilicato expostos
diretamente à radiação solar (Claro - C) e C = Termômetro de máximo/mínimo................................46
Figura 6: Frascos de borossilicato, com e sem papel alumínio, expostos ao sol, imersos em água.............46
Figura 7: Procedimento geral para a quantificação do paration metílico nas amostras........................48
Figura 8: Cromatograma obtido após injeção de 1µL do extrato proveniente de extração e concentração da
amostra inicial do experimento 2 – PM formulado em solução aquosa (207µg L
-1
)...............................49
Figura 9: Cromatograma obtido após injeção de 1µL da amostra do ponto 3 (1,22 mg/g → 48,9 mg L
-1
) da
curva analítica do composto padrão em acetato de etila (Curva 2) .....................................................49
Figura 10: Comparação das áreas obtidas após injeção de 1 µL das amostras das curvas analíticas 2 (PM
padrão em acetato de etila) e 3 (Extratos obtidos após processo de extração e concentração das
soluções aquosas de PM formulado com concentrações similares as amostras da curva 2). Os pontos
que possuem barra de desvio padrão foram realizados em duplicata. .................................................51
Figura 11: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente (externo – E) ao
longo do experimento 1...................................................................................................................55
Figura 12: Espectro eletrônico das soluções aquosas de paration metílico (absorbância) e do vidro de
borossilicato (média de três frascos) utilizado no presente experimento (transmitância)..............59
Figura 13: Degradação do paration metílico em soluções aquosas acondicionadas em diferentes
condições ........................................................................................................................................62
Figura 14: Cromatogramas obtidos, no experimento 1, após injeção de 1 µL do extrato concentrado
para a amostra inicial (A) e expostas à radiação solar com (B) e sem (C) papel alumínio após 2
dias de exposição. 1: tiofosfato de trimetila; 2: 1-metoxi-4-nitrobenzeno; 3: p-nitrofenol; 4:
tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila; 5: paraoxon metílico..........................................................64
Figura 15: Espectros de massa obtidos para o composto 1 (tiofosfato de trimetila),
2(1-metoxi-4-nitrobenzeno) e 3 (p-nitrofenol), com suas respectivas estruturas e alguns
fragmentos característicos..............................................................................................................66
Figura 16: Espectros de massa obtidos para o paration metílico padrão (PM), e para os compostos 4
(tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila) e 5 (paraoxon metílico), com suas respectivas estruturas
e alguns fragmentos característicos. ..............................................................................................67
Figura 17: Comparação da degradação do paration metílico, em solução aquosa, com a formação e
posterior degradação de alguns de seus produtos de degradação para as amostras expostas
diretamente à radiação solar ..........................................................................................................69
Figura 18: Comparação da degradação do paration metílico (Claro e Escuro) com a formação e
posterior degradação do p-nitrofenol nas amostras expostas ao sol com papel alumínio................70
Figura 19: Proposta para a degradação inicial do paration metílico formulado em meio aquoso,
considerando apenas os compostos detectados............................................................................70
x
Figura 20: Metabolismo proposto do paration metílico em mamíferos e insetos baseado no
mecanismo apresentado por Patrick (2001) para o paration etílico ...............................................71
Figura 21: Degradação do paration metílico em soluções aquosas com e sem AHS, acondicionadas
em diferentes condições. ................................................................................................................74
Figura 22: Espectro eletrônico da solução aquosa com AHS e da solução aquosa (água ultra-pura)
de paration metílico formulado (≈ 200 µg L
-1
).................................................................................75
Figura 23: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o Composto 1
(figura 15 - COM1; página 66) ........................................................................................................80
Figura 24: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 2
(figura 15 – COM2; página 66) .......................................................................................................81
Figura 25: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 3
(figura 15 – COM3; página 66) .......................................................................................................82
Figura 26:Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 4
(figura 16 – COM4; página 67) .......................................................................................................85
Figura 27: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 5
(figura 16 – COM5; página 67) .......................................................................................................87
Figura 28: Frascos de borossilicato expostos ao sol imersos em água (experimento 3)......................90
Figura 29: Cromatogramas obtidos para o extrato de uma amostra inicial do experimento 3 (Água da
Lagoa + PM) e da água da lagoa sem adição de PM (controle), utilizando as condições
cromatográficas descritas para o experimento 3 (tabela 25; página 92)........................................94
Figura 30: Comparação entre os cromatogramas obtidos para o extrato de uma amostra inicial do
experimento 4 (Água do Rio + PM) e da água do rio sem adição de PM (controle), utilizando as
condições cromatográficas, descritas na tabela 25 (página 92), para o experimento 3 (A) e 4 (B)
........................................................................................................................................................95
Figura 31: Semeadura realizada para a água da lagoa autoclavada (ALA) e “in natura” (ALin)..............96
Figura 32: Semeadura realizada para a solução com ácidos húmicos (AH), água do rio autoclavada
(ARA) e “in natura” sem fitrar (ARSF) e filtrada (ARF) ...................................................................96
Figura 33: Degradação do paration metílico nas amostras do experimento 3. ...................................101
Figura 34: Espectro eletrônico da água da lagoa (AL) “in natura” e autoclavada, da solução aquosa
(água ultra-pura) com AHS e de paration metílico formulado (≈ 200 µg L
-1
) ...............................101
Figura 35: Degradação do paration metílico nas amostras do experimento 4. ...................................106
Figura 36: Formação e decomposição do paraoxon metílico nas amostras do experimento 3 ............108
Figura 37: Formação e decomposição do paraoxon metílico nas amostras do experimento 4 .............108
Figura 38: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente (externo – E) ao
longo do experimento 2......................................................................................................................i
Figura 39: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente (externo – E) ao
longo do experimento 3.....................................................................................................................ii
Figura 40: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente (externo – E) ao
longo do experimento 4.....................................................................................................................ii
xi
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Valores de DL
50
(oral, ratos), mg/kg, para alguns pesticidas (Worthing, 1979).....................26
Tabela 2: Culturas onde o uso de paration metílico é permitido no Brasil, com suas respectivas formas
de aplicação, LMR e intervalo de segurança..................................................................................27
Tabela 3: População mundial (FAO – Food and Agriculture Organization of the United Nations –
www.fao.org – 01/2005) e brasileira (Brasil, 2002).........................................................................28
Tabela 4: Ranking mundial de consumo de agrotóxicos (SINDAG - www.sindag.com.br – dados
25/02/2003) .....................................................................................................................................29
Tabela 5: Faixa de concentração e concentração média de alguns pesticidas detectados em amostras
de águas de rios portugueses - total de 43 - (Azevedo e colaboradores, 2000) - e brasileiro - Rio
Paraíba do Sul/RJ (Azevedo e colaboradores, 2004). ...................................................................31
Tabela 6: Dados de entrada necessários para o modelo de equilíbrio de partição de compostos
orgânicos no ambiente, nível I (versão 3.00)..................................................................................33
Tabela 7: Alguns parâmetros físico-químicos do DDT e do PM e a quantidade aplicada, para inserção
de dados no modelo de equilíbrio de partição de compostos orgânicos no ambiente, nível I
(versão 3.00) ...................................................................................................................................34
Tabela 8: Alguns dados sobre as características do ambiente padrão existente no programa de
partição nível I versão 3.00 – “EQC - standard environment” ........................................................34
Tabela 9: Parâmetros cromatográficos utilizados para realização das análises (Exp. 1 e 2) ...............48
Tabela 10: Dados referentes a algumas curvas analíticas preparadas ao longo do trabalho. Curvas 1
e 2: Soluções de PM padrão em acetato de etila injetadas diretamente no sistema CG/EM;
Curvas 3, 4 e 5: Soluções aquosas, com e sem AHS, de PM formulado injetadas após processo
de extração e concentração............................................................................................................50
Tabela 11: Constante de velocidade e tempo de meia-vida (cinética de 1ª ordem) da hidrólise em
solução aquosa (água ultra-pura) do paration metílico em diferentes temperaturas .....................54
Tabela 12 : Dados referentes à exposição das amostras à radiação solar de alguns trabalhos
presentes na literatura ....................................................................................................................56
Tabela 13: Comparação entre a transmitância dos tubos de borossilicato utilizados no presente
trabalho (T
tb1
) e nos experimentos realizados por Vialaton e Richard (T
tb2
) em determinados
comprimentos de onda....................................................................................................................60
Tabela 14: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da precipitação dos dias
em que foi realizado o experimento 1.............................................................................................60
Tabela 15: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 1, considerando-se
uma reação de primeira ordem.......................................................................................................61
Tabela 16: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da precipitação dos dias
que foram realizados o experimento 2............................................................................................72
Tabela 17: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 1 e 2, considerando-
se reações de primeira ordem ........................................................................................................73
Tabela 18: Abundância relativa (AR) de isótopos de elementos presentes nas estruturas dos
compostos propostos ......................................................................................................................79
Tabela 19: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do composto 1
(figura 15 – COM1; página 66) .......................................................................................................79
Tabela 20: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do composto 2
(figura 15 - COM2; página 66) ........................................................................................................81
Tabela 21: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do composto 3
(figura 15 – COM3; página 66) .......................................................................................................83
Tabela 22: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do composto 4
(figura 16 – COM4; página 67) .......................................................................................................84
xii
Tabela 23: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do composto 5
(figura 16 – COM5; página 67) .......................................................................................................86
Tabela 24: Dados referentes às soluções preparadas para o estudo de degradação dos experimentos 3
e 4.......................................................................................................................................................... 91
Tabela 25: Parâmetros cromatográficos utilizados para realização das análises nos experimentos 3 e 4
............................................................................................................................................................... 92
Tabela 26: Dados referentes às curvas analíticas preparadas para os experimentos 3 (6, 7 e 8) e 4 (9,
10 e 11)................................................................................................................................................. 92
Tabela 27: Análises físico-químicas realizadas nas águas naturais, “in natura” e autoclavada e alguns
parâmetros presentes no CONAMA 357 de (2005)........................................................................98
Tabela 28: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da precipitação dos dias
em que foi realizado o experimento 3.............................................................................................99
Tabela 29: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 3, considerando-se
uma reação de primeira ordem.....................................................................................................100
Tabela 30: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da precipitação dos dias
em que foi realizado o experimento 4...........................................................................................103
Tabela 31: Tempo de meia-vida (cinética de 1ª ordem) da degradação do paration metílico em águas
naturais sob diferentes condições de acondicionamento.............................................................104
Tabela 32: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 4, considerando-se
uma reação de primeira ordem.....................................................................................................105
xiii
LISTA DE ESQUEMAS
Esquema 1: Possíveis caminhos para a degradação do pesticida via fotólise indireta.
(Sens. = Sensibilizador; PX = Pesticida). .......................................................................................39
Esquema 2: Visão lateral da piscina onde os tubos de borossilicato foram imersos para os estudos de
degradação. Água proveniente da estação de tratamento da cidade foi utilizada para imersão dos
tubos. ..............................................................................................................................................46
xiv
SIGLAS, ABREVIAÇÕES E SÍMBOLOS
1
O
2
Oxigênio singlete
AAC3
Água da lagoa Autoclavada Claro experimento 3
AAC4
Água do rio Autoclavada Claro experimento 4
AAE3
Água da lagoa Autoclavada Escuro experimento 3
AAE4
Água do rio Autoclavada Escuro experimento 4
AF
Ácidos Fúlvicos
AH
Ácidos Húmicos
AHC2
Ácido Húmico Claro experimento 2
AHC3
Ácido Húmico Claro experimento 3
AHC4
Ácido Húmico Claro experimento 4
AHE2
Ácido Húmico Escuro experimento 2
AHS
Ácidos Húmicos Sintéticos
ALA
Água da Lagoa Autoclavada
ALC3
Água da Lagoa “in natura” Claro experimento 3
ALE3
Água da Lagoa “in natura” Escuro experimento 3
ALin
Água da Lagoa “in natura”
ANVISA/MS
Agência de Vigilância Sanitária Nacional do Ministério da Saúde
ARA
Água do Rio Autoclavada
ARC4
Água do Rio “in natura” Claro experimento 4
ARE4
Água do Rio “in natura” Escuro experimento 4
ARF
Água do Rio Filtrada
ARSF
Água do Rio Sem Filtrar
A
t
/A
Área obtida no tempo t dividido pela maior área obtida para aquela
substância ao longo das análises
AUPC1
Água Ultra-Pura Claro experimento 1
AUPC2
Água Ultra-Pura Claro experimento 2
AUPE1
Água Ultra-Pura Escuro experimento 1
AUPE2
Água Ultra-Pura Escuro experimento 2
AUPL1
Água Ultra-Pura Laboratório experimento 1
C/C
o
Concentração no tempo t dividido pela concentração no tempo inicial
CEMC
Canadian Environmental Modeling Center (Centro de Modelagem Ambiental
do Canadá)
xv
CG/EM
Cromatógrafo a Gás com detector de Espectrometria de Massa
COM1
Composto 1 ou tiofosfato de trimetila
COM2
Composto 2 ou 1-metoxi-4-nitrobenzeno
COM3
Composto 3 ou p-nitrofenol
COM4
Composto 4 ou tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila
COM5
Composto 5 ou paraoxon metílico
COT
Carbono Orgânico Total
d.i.
Diâmetro interno
DDE
Diclorodifenildicloroeteno
DDT
Para-diclorodifeniltricloroetano
DL
50
Dose Letal mediana
DOU
Diário Oficial da União
e
aq
Elétrons solvatados
EPA
Environmental Protection Agency (Agência de Proteção Ambiental)
FAO
Food and Agriculture Organization of the United Nations (Organização de
alimentos e agricultura das Nações Unidas)
HCB
Hexaclorobenzeno
IBAMA
Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e Recursos Naturais Renováveis
IDA
Ingestão Diária Aceitável
k
Constante de velocidade
K
DE
Constante da fotólise direta
K
IE
Constante da fotólise indireta
K
ow
Coeficiente de partição n-octanol/água
LMR
Limite Máximo Residual
Log K
ow
Logaritmo do coeficiente de partição n-octanol/água
m/z
Razão massa-carga
Min
Minutos
MO
Matéria Orgânica
NFC
p-nitrofenol claro
NFE
p-nitrofenol escuro
PAC
Paraoxon Metílico Claro
PARA
Programa de Resíduos de Agrotóxicos em Alimentos
PM
Paration Metílico
R
2
Coeficiente de linearidade
xvi
SH
Substâncias Húmicas
SIM
Selective Íon Monitoring (Monitoramento de íon seletivo)
SINDAG
Sindicato Nacional da Industria de Produtos para a Defesa Agrícola
t
1/2
Tempo de meia-vida
T
tb1
Transmitância para os tubos de borossilicato utilizados no presente Trabalho
T
tb2
Transmitância para os tubos de borossilicato utilizados no trabalho de
Vialaton e Richard (2002)
UV
Radiação Ultravioleta
UV-VIS
Radiação Ultravioleta – Visível
xvii
RESUMO
Título: Degradação do paration metílico em Ambientes Aquáticos Naturais
Autor: Thiago Moreira de Rezende Araújo
Orientadora: Maria Cristina Canela
Palavras chave: fotólise, organofosforado, degradação abiótica, paraoxon metílico
Com o declínio no uso dos pesticidas organoclorados, os compostos organofosforados têm
sido os mais utilizados na agricultura. Devido a essa utilização extensiva, esses produtos
vêm sendo detectados em ambientes aquáticos naturais podendo se tornar um grande risco
para esses ecossistemas. Sua degradação nesses ambientes depende de diversas
variáveis naturais, tais como: as características físico-químicas e biológicas da água
(quantidade e “tipo” da matéria orgânica dissolvida, pH, presença de algumas espécies
oxidantes e de microorganismos, entre outros) além das características climáticas da região
(temperatura e intensidade da radiação solar, entre outros). Sendo assim, a degradação
desses compostos pode variar de ambiente para ambiente quase que num imprevisível
caminho o qual precisa ser desvendado. Neste trabalho estudou-se o processo de
degradação do paration metílico (PM), princípio ativo do Folisuper-600Br
®
- (Agripec) em
água ultra-pura e natural, visando conhecer seu comportamento em ambientes aquáticos da
região e evidenciar processos (ex. hidrólise e fotólise) relevantes para a sua degradação. Os
experimentos de fotodegradação foram preparados também com a contaminação da água
ultra-pura com ácidos húmicos sintéticos (Aldrich). As águas naturais foram coletadas em
uma Lagoa no Zumbi dos Palmares e no Rio Paraíba do Sul (Rio de Janeiro, Brasil). As
águas naturais foram ainda esterilizadas para avaliação do processo de biodegradação. A
concentração de PM usada foi de aproximadamente 200 µg L
-1
. Os resultados mostraram
que a radiação solar é um fator importante para a decomposição do paration metílico em
ambientes aquáticos, principalmente quando associado à presença da matéria orgânica
dissolvida. O PM, nas amostras com água ultra-pura expostas diretamente a radiação solar,
apresentou um tempo de meia-vida de 16 dias, valor menor que o estimado para o pesticida
nas amostras similares que não receberam irradiação (36 dias). Com a adição de material
orgânico, o tempo de meia-vida foi de 4,89 dias. Nessas condições, o processo de
degradação via fotólise indireta teve uma contribuição significativa na degradação desse
composto no meio. Os experimentos utilizando águas naturais também tiveram a influência
da composição da água coletada. Os experimentos realizados com água da lagoa
mostraram que sob irradiação solar, a degradação do PM é de primeira ordem e mais
rápida. Os tempos de meia-vida obtidos para o PM nas amostras expostas diretamente à
radiação solar e não irradiadas foram de 4,41 e 6,48 dias, respectivamente. Experimentos
realizados sem irradiação mostraram que o processo de hidrólise é responsável pela
degradação de 32% do PM na água da lagoa esterilizada. O tempo de meia-vida estimado
para o PM nessas amostras foi de 24 dias, mostrando a importância do processo de
biodegradação e fotólise na degradação do pesticida em estudo. No experimento realizado
com a água do Rio Paraíba do Sul não foi verificada diferença significativa entre a
degradação dos sistemas expostos ou não a luz solar ou esterilizados. Finalmente, também
foi verificado que houve a conversão do PM em paraoxon metilico, um produto de
degradação mais tóxico que o composto original. Este composto foi detectado apenas nas
amostras expostas diretamente à radiação solar. Enfim, se por um lado a fotólise diminui o
tempo de meia-vida do PM, por outro, leva a formação de um composto mais tóxico, o que
pode ser prejudicial ao ecossistema.
xviii
ABSTRACT
Title: Degradation of methyl parathion in natural waters.
Author: Thiago Moreira de Rezende Araújo
Advisor: Maria Cristina Canela
Key words: photolysis, organophosphorous, abiotic degradation, methyl paraoxon
The deposition of pesticides in the environment is affecting a wide number of living
organisms which are not necessarily regarded as agricultural pests. Recently,
organochlorides were replaced by less persistent organophosphorous compounds as the
most used pesticides substances. Meanwhile, the environmental fate of pesticides is
controlled by several processes such as retention, transformation and transportation. In
addition, the environmental persistence of a given pesticide is defined by taking into account
the kind and dosage of the substance being used, and their rates of biotic and abiotic
degradation. On the other hand, light-induced processes are among the most important
causes of pesticides degradation. These processes include direct photolysis in which a
pesticide absorbs light and degrades. Another common form of degradation is the
photosensitization of dissolved components in water (e.g. natural organic matter, nitrate ions
or iron (III)). Moreover, climatic characteristics can play a fundamental role in both instances
(e.g., temperature, solar irradiation intensity, etc.). This work presents a study on the abiotic
degradation of methyl parathion (MP) from a formulated commercial compound (Folisuper-
600Br
®
-Agripec) in natural and ultra-pure waters under sunlight. Photodegradation
experiments were prepared using ultra-pure water samples which in some cases were
contaminated with humic acid (Aldrich). In addition, samples of two natural water bodies
were gathered from the Zumbi dos Palmares Lake and the Paraíba do Sul River (Rio de
Janeiro state, Brazil) and sterilized for biodegradation assessment. The concentration of the
tested pesticide was approximately 200 µg L
-1
. Degradation results confirmed that sunlight is
an important factor in the decomposition of methyl parathion in natural waters, especially
when associated to dissolved organic materials. Moreover, when the formulation was placed
in ultra-pure water samples and exposed to sunlight, MP half-life time was 11.89 days. These
results are lower than those found in the system without irradiation (32 days). In addition, the
half-life time was 4.89 days when humic acid was added. Under humic conditions, indirect
photolysis represented an important contribution in the explanation of the degradation
process of methyl parathion. Furthermore, MP showed a different behavior in natural waters.
Degradation results of the lake water showed that the degradation kinetics of methyl
parathion under solar irradiation is of first order and faster than in a shadow bottle. The half-
life time for experiments under irradiation and in the shade were of the 4.41 and 6.89 days,
respectively. Experiments conducted in the shade showed that the hydrolysis process was
responsible for degrading 32% of MP in the sterilized lake water. The estimated half-life time
for this sample was the highest (24 days), showing the importance of the biodegradation and
photolysis processes for methyl parathion. Kinetics data from MP degradation in river water
samples showed no difference when the water was sterilized. Similar degradation and t
1/2
were observed in all experiments, indicating a small difference when the system is exposed
to irradiation and abiotic conditions caused by compounds present in the river water. Finally,
the experiments showed the formation of methyl paraoxon, a highly toxic degradation
product created only when sunlight is present.
xix
SUMÁRIO
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1
1 22
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS 22
1 INTRODUÇÃO 23
1.1 HISTÓRICO DA UTILIZAÇÃO DE PRODUTOS ORGÂNICOS SINTÉTICOS NAS LAVOURAS ..............23
1.2 PESTICIDAS ORGANOFOSFORADOS ...............................................................................................25
1.2.1 PARATION METÍLICO 27
1.3 UTILIZAÇÃO DOS AGROTÓXICOS NA AGRICULTURA....................................................................28
1.4 DESTINO DOS PESTICIDAS NO MEIO AMBIENTE ............................................................................30
1.5 COMPORTAMENTO DOS PESTICIDAS EM ÁGUAS NATURAIS .........................................................36
1.5.1 REAÇÕES DE HIDRÓLISE 36
1.5.2 REAÇÕES REDOX 38
2 OBJETIVOS 43
2.1 OBJETIVO GERAL............................................................................................................................43
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS................................................................................................................43
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2 44
DEGRADAÇÃO DO PARATION METÍLICO EM SOLUÇÕES AQUOSAS
COM E SEM ÁCIDOS HÚMICOS 44
1 PARTE EXPERIMENTAL 45
1.1 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DO PARATION METÍLICO NA FORMULAÇÃO...................45
1.2 DEGRADAÇÃO ABIÓTICA DO PARATION METÍLICO EM ÁGUA ULTRA-PURA - EXPERIMENTO 1 ..45
1.2.1 PREPARO E EXPOSIÇÃO DAS SOLUÇÕES PARA O TESTE DE DEGRADAÇÃO 45
1.3 DEGRADAÇÃO ABIÓTICA DO PARATION METÍLICO EM ÁGUA ULTRA-PURA E NA PRESENÇA DE
AHS - EXPERIMENTO 2 ........................................................................................................................47
1.3.1 PREPARO DA SOLUÇÃO ESTOQUE DE AHS 47
1.3.2 PREPARO E EXPOSIÇÃO DAS SOLUÇÕES PARA O ESTUDO DE DEGRADAÇÃO 47
1.4 QUANTIFICAÇÃO DO PARATION METÍLICO NAS AMOSTRAS.........................................................48
1.5 CURVAS ANALÍTICAS ......................................................................................................................49
1.6 ANÁLISE DOS PRODUTOS DE DEGRADAÇÃO ..................................................................................51
1.7 DADOS DO CLIMA AO LONGO DOS EXPERIMENTOS.......................................................................52
1.7.1 TEMPERATURAS MÁXIMAS E MÍNIMAS 52
1.7.2 DADOS DE INTENSIDADE LUMINOSA E PRECIPITAÇÃO 52
xx
2 RESULTADOS E DISCUSSÃO 53
2.1 TEMPERATURA DA SOLUÇÃO NOS ESTUDOS DE DEGRADAÇÃO....................................................53
2.2 FRASCOS UTILIZADOS PARA REALIZAÇÃO DOS ESTUDOS DE DEGRADAÇÃO...............................57
2.3 EXPERIMENTO 1..............................................................................................................................60
2.3.1 CINÉTICA DE DEGRADAÇÃO 60
2.3.2 PRODUTOS DE DEGRADAÇÃO 63
2.4 EXPERIMENTO 2..............................................................................................................................72
2.4.1 CINÉTICA DE DEGRADAÇÃO 72
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3
3 77
DISCUSSÃO DETALHADA DA ELUCIDAÇÃO ESTRUTURAL DOS
PRODUTOS DE DEGRADAÇÃO DO PARATION METÍLICO 77
1 COMPOSTO 1 – (TIOFOSFATO DE TRIMETILA).................................................................................78
2 COMPOSTO 2 – (1-METOXI-4-NITROBENZENO)...............................................................................80
3 COMPOSTO 3 (P-NITROFENOL) .........................................................................................................82
4 COMPOSTO 4 (TIOFOSFATO DE DIMETILA E P-HIDROXIFENILA)....................................................83
5 COMPOSTO 5 (PARAOXON METÍLICO) .............................................................................................86
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4 88
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H
H
S
S 88
1 PARTE EXPERIMENTAL 89
1.1 DEGRADAÇÃO DO PARATION METÍLICO EM AMBIENTES AQUÁTICOS NATURAIS E NA PRESENÇA
DE AHS - EXPERIMENTOS 3 E 4...........................................................................................................89
1.1.1 DADOS SOBRE A COLETA DE ÁGUA 89
1.1.2 TRATAMENTO DAS ÁGUAS NATURAIS ANTES DO PREPARO DAS SOLUÇÕES PARA O ESTUDO DE
DEGRADAÇÃO 89
1.1.3 ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS REALIZADAS NAS ÁGUAS NATURAIS 90
1.1.4 PREPARO E EXPOSIÇÃO DAS SOLUÇÕES PARA O ESTUDO DA DEGRADAÇÃO 90
1.1.5 QUANTIFICAÇÃO DO PARATION METÍLICO NAS AMOSTRAS 91
1.2 CURVAS ANALÍTICAS ......................................................................................................................92
1.3 DETERMINAÇÃO DO PARAOXON METÍLICO ..................................................................................93
1.4 DADOS DO CLIMA AO LONGO DOS EXPERIMENTOS.......................................................................93
1.4.1 TEMPERATURAS MÁXIMAS E MÍNIMAS 93
1.4.2 DADOS DE INTENSIDADE LUMINOSA E PRECIPITAÇÃO 93
xxi
2 RESULTADOS E DISCUSSÃO 94
2.1 CONSIDERAÇÕES ANALÍTICAS .......................................................................................................94
2.2 EXPERIMENTOS 3 E 4 - CONSIDERAÇÕES INICIAIS.......................................................................95
2.3 EXPERIMENTO 3..............................................................................................................................99
2.3.1 CINÉTICA DE DEGRADAÇÃO 99
2.4 EXPERIMENTO 4............................................................................................................................102
2.4.1 CINÉTICA DE DEGRADAÇÃO 103
2.5 DETERMINAÇÃO DO PARAOXON METÍLICO NAS AMOSTRAS DOS EXPERIMENTOS 3 E 4.............107
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5
5 109
CONSIDERAÇÕES FINAIS 109
1 CONSIDERAÇÕES FINAIS .........................................................................................................110
2 PERSPECTIVAS FUTURAS.........................................................................................................111
CAPÍTULO 6: REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 112
ANEXOS I
1 ANEXO 1 - DADOS MEIO SOB.............................................................................................................. I
2 ANEXO 2 - DADOS DE TEMPERATURAS MÁXIMAS E MÍNIMAS DETERMINADAS AO LONGO DOS
EXPERIMENTOS 2, 3 E 4 .......................................................................................................................... I
22
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1
1
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
Neste capítulo é apresentado
um histórico e alguns dados
referentes à utilização dos
agrotóxicos na agricultura, assim
como algumas considerações a
respeito do seu destino final no
ambien
te e os principais processos
de degradação desses compostos
em meio aquoso.
23
1 INTRODUÇÃO
1.1 Histórico da utilização de produtos orgânicos sintéticos nas lavouras
O uso de compostos químicos visando o controle de pragas como insetos e a
proteção das lavouras de alimentos, mesmo que em escala inferior à atual, já é
prática comum há alguns séculos. Esses compostos, denominados defensivos
agrícolas, pesticidas e agroquímicos, são substâncias que podem matar diretamente
um organismo indesejável ou controlá-lo de alguma maneira (por exemplo,
interferindo em seu processo reprodutivo) (Baird, 2002). Atualmente, a Lei Federal
nº. 7.802/89, regulamentada no momento pelo Decreto 4.074/02, em seu Artigo 2º,
Inciso I, define o termo agrotóxico para os agroquímicos.
Os primeiros agroquímicos utilizados eram compostos inorgânicos e
organometálicos, tais como: dióxido de enxofre, fluoreto de sódio, compostos de
arsênio e de mercúrio. Esses compostos possuíam elevada persistência no meio
ambiente e alta toxicidade aos seres humanos e outros mamíferos, principalmente
devido aos níveis de dosagem requeridos para torná-los pesticidas efetivos. Com o
desenvolvimento dos produtos orgânicos sintéticos, entre as décadas de 30 e 40 do
século passado, o uso desses produtos decaiu e hoje eles praticamente não são
utilizados. De maneira geral, os inseticidas orgânicos são menos tóxicos que os
compostos inorgânicos e podem ser utilizados em menores quantidades, tendo o
mesmo efeito sobre o organismo alvo. Além disso, foram projetados inicialmente
para serem biodegradáveis (Baird, 2002), o que será contestado adiante, visto que
em muitos casos esta não é uma regra.
Os primeiros inseticidas orgânicos utilizados foram os organoclorados. Eles
são compostos à base de carbono com átomos de cloro, derivados do clorobenzeno,
do cicloexano ou do cicloexadieno. Alguns exemplos dessa classe de compostos
são o aldrin, endrin, para-diclorodifeniltricloroetano (DDT), hexaclorobenzeno (HCB),
endossulfan, lindane e mirex (Brasil, 1998). Muitos deles foram amplamente
utilizados durante a 2ª Guerra Mundial. O DDT, por exemplo, foi usado para evitar
surtos de tifo e malária. Após a Guerra, o uso desses pesticidas nas lavouras de
todo o mundo foi intensificado, principalmente devido à necessidade de expansão da
produtividade agrícola no período pós-guerra e ainda pela grande quantidade de
novos pesticidas organoclorados produzidos pelas indústrias químicas nesse
período (Baird, 2002). Esse período marca uma mudança na maneira de produção
24
no campo, visto que, até a década de 40, a grande maioria dos agricultores
administrava os problemas decorrentes do sistema produtivo mediante a rotação de
culturas e o controle biológico de pragas. Sendo assim, se por um lado esses
produtos aumentaram significativamente a produtividade agrícola, por outro o
produtor passou a ser dependente de insumos produzidos fora de seu circuito
(Martins, 2000). Esses pesticidas foram utilizados nas lavouras durante vários anos
e, diferente do esperado, verificou-se que grande parte desses compostos
apresentava elevada estabilidade em relação à decomposição e degradação
ambiental, podendo persistir por até 30 anos no solo (Brasil, 1998). Devido a essa
lenta metabolização e sua alta lipofilicidade, esses compostos acumulam-se no
tecido adiposo de animais, concentrando-se ao longo da cadeia alimentar, gerando
um grande impacto ambiental (D’Amato et al., 2002; Chagas et al., 1998). Estudos
mostraram que aves que se alimentavam de peixes que viviam na região dos
Grandes Lagos (região situada entre Estados Unidos e Canadá), local onde houve
durante muito tempo uso indiscriminado desses compostos, apresentavam
concentração de organoclorados num nível 25 milhões de vezes maior que a
concentração dos mesmos na água. Muitos desses animais apresentavam algumas
deformações graves de nascimento (Baird, 2002). Vale ainda ressaltar que a
metabolização e/ou degradação desses compostos no meio não significa que eles
estejam totalmente inócuos na natureza, visto que muitas vezes os seus produtos de
degradação podem ser mais tóxicos e mais persistentes que os compostos iniciais.
No caso do DDT, por exemplo, um de seus produtos de degradação, o
diclorodifenildicloroeteno (DDE), é muito mais tóxico que o DDT para diversas aves,
concentra-se mais facilmente em gorduras e é mais persistente no ambiente (Baird,
2002). Desse modo, o emprego dessas substâncias tem sido progressivamente
restringido ou mesmo proibido. No Brasil, essa restrição iniciou-se a partir do ano de
1971, com a proibição da fabricação e da comercialização do DDT e do HCB para o
controle de ectoparasitos em animais domésticos (D´Amato et al., 2002). Porém,
somente em 1985, através da Portaria n
o
329/85, proibiu-se em todo o território
nacional a comercialização, o uso e a distribuição de produtos organoclorados
destinados à agropecuária, sendo somente seu uso permitido em campanhas de
saúde pública no combate de vetores de agentes etiológicos de moléstias (malária e
leishmaniose), bem como no uso emergencial na agricultura, a critério do Ministério
da Agricultura. Com o declínio na utilização dos pesticidas organoclorados, outras
25
classes de compostos começaram a ser sintetizadas para sua utilização no campo.
Dentre elas, pode-se destacar os pesticidas organofosforados. Esses compostos
constituem uma classe importante de pesticidas usados atualmente no combate a
diversos tipos de pragas (Silva et al., 1999).
1.2 Pesticidas organofosforados
Os pesticidas organofosforados são derivados do ácido fosfórico, do ácido
tiofosfórico ou do ácido ditiofosfórico (Brasil, 1998). A estrutura química dessa classe
de substâncias possui, sem exceção, um átomo de fósforo pentavalente ao qual
podem estar ligados:
• um átomo de oxigênio ou enxofre, unido ao átomo de fósforo mediante uma
dupla ligação;
• um ou dois grupos metoxi (-OCH
3
), etoxi (-OCH
2
CH
3
) ou -SCH
3
unidos ao
átomo de fósforo por uma ligação simples;
• um grupo amina ou grupo R mais longo e mais complexo, ligado ao átomo de
fósforo, usualmente através de um átomo de oxigênio ou enxofre mediante uma
ligação simples.
Como exemplos desse tipo de substância: paration metílico, clorpirifós e
metamidofós (figura 1).
N
Cl
Cl
Cl
O P OEt
OEt
S
Clorpirifós
S
O
2
N O P OMe
OMe
Paration Metílico
Metamidofós
O
H
2
N P OMe
SMe
Figura 1: Estrutura do clorpirifós, do metamidofós e do paration metílico
Essas substâncias são consideradas do tipo não-persistentes, ou seja, uma
vez presentes em ambientes naturais, decompõem-se em dias ou semanas (Baird,
2002). Porém, alguns trabalhos mostram que essa afirmativa não é totalmente
verdadeira, visto que alguns compostos dessa classe podem persistir em solos,
sedimentos e águas de rio, por um período de até 12 meses (Racke et al., 1996).
Vale ressaltar ainda que, assim como no caso dos organoclorados, mesmo que
26
esses compostos sejam degradados isto não implica necessariamente na diminuição
dos males que ele proporciona ao meio ambiente, visto que produtos mais tóxicos
podem ser formados (Wolfe et al., 1990; Mansour et al., 1997). Além disso, os
pesticidas organofosforados apresentam um efeito tóxico mais agudo para os seres
humanos e outros mamíferos do que os organoclorados. A exposição a esses
produtos químicos por inalação, ingestão oral ou absorção pela pele, pode levar a
problemas imediatos de saúde (Baird, 2002). Analisando-se a tabela 1, verifica-se
que os pesticidas organofosforados possuem valores de DL
50
inferiores aos
organoclorados, evidenciando assim a sua maior toxicidade aguda. Essa classe de
compostos é a responsável pelo maior número de intoxicações e mortes no país
(Brasil, 1998).
Tabela 1: Valores de DL
50
(oral, ratos), mg/kg, para alguns pesticidas (Worthing, 1979).
Organoclorados Organofosforados
DDT Atrazina Metamidofós Paration metílico
113 1860 30 14
De maneira geral, alguns autores (Brasil, 1998; Caldas et al., 2000)
mencionam que sua ação no organismo se dá pela inibição de enzimas
colinesterases, principalmente a acetilcolinesterase, levando a um acúmulo de
acetilcolina nas sinapses nervosas, desencadeando uma série de efeitos
parassimpaticomiméticos. Porém, segundo Patrick (2001) esse processo só ocorre
quando os pesticidas organofosforados são convertidos em seus análogos, onde a
ligação P=S é oxidada a P=O. Segundo o autor, somente esses novos compostos
são drogas ativas capazes de efetuar o processo descrito acima. Ele ressalta ainda
que não existem vias metabólicas em mamíferos para realizar essa transformação,
diferente dos insetos, que promovem metabolicamente a dessulfurização oxidativa
desses compostos, processo que os leva à morte. Conseqüentemente, muitos dos
pesticidas organofosforados atuam como inseticidas.
A seguir, são apresentadas algumas informações retiradas da monografia de
agrotóxicos da ANVISA/MS (Agência de Vigilância Sanitária Nacional do Ministério
da Saúde), em 30/01/2005, a respeito do pesticida organofosforado utilizado no
presente trabalho, ou seja, o paration metílico.
27
1.2.1 Paration metílico
O paration metílico (O,O-dimetil O-4-nitrofenil fosforotioato) (figura 1/página 25)
é um inseticida e acaricida com classificação toxicológica I e ingestão diária aceitável
(IDA) de 0,003 mg/kg de peso corpóreo. Na tabela 2 encontram-se as culturas nas
quais sua utilização é permitida no Brasil, assim como sua forma de aplicação, limite
máximo residual (LMR) e intervalo de segurança, período mínimo que deve decorrer
entre a última aplicação de um produto fitofarmacêutico e a colheita
(www.syngenta.pt, acessado em 10/2006).
Tabela 2: Culturas onde o uso de paration metílico é permitido no Brasil, com suas
respectivas formas de aplicação, LMR e intervalo de segurança
Culturas Aplicação LMR (mg/kg)
Intervalo de Segurança
(dias)
Algodão 0,3 15
Alho 0,1 15
Arroz 0,2 *
Batata 0,1 15
Cebola 0,1 15
Feijão 0,05 15
Milho 0,1 15
Soja 0,1 15
Trigo
Foliar
0,1 15
* Intervalo de segurança não determinado por tratar-se de arroz proveniente de importação
Após reunião de reavaliação toxicológica desse composto, ocorrida em
18/04/2002, devido à Resolução n
o
6 de 14/10/1999, DOU 18/10/99, decidiu-se que
deveria estar presente nos rótulos dos produtos formulados com esse ingrediente
ativo, a seguinte frase:
“O paration metílico é um inibidor das colinesterases. Além dos efeitos
próprios do paration, durante sua biotransformação é formado o paraoxon, um
metabólito, que aumenta e prolonga os efeitos tóxicos. No tratamento devem ser
utilizados atropina e pralidoxina e o paciente deve ser observado e se necessário
receber tratamento por um maior período de tempo.” O paration metílico, inclusive,
tem sua utilização proibida pela União Européia (Comissão Européia, 2002).
Vale ressaltar, como mencionado acima, que Patrick (2001) considera que
esse metabolismo não ocorre nos organismos dos mamíferos. Sendo assim, à
ingestão direta do paration metílico muito provavelmente não realiza a inibição da
28
acetilcolinesterase em organismo humano. Desse modo, considerando as idéias
defendidas pelo autor, pode-se inferir que a frase acima não está totalmente correta.
Porém não deixa de ser uma evidência da periculosidade da utilização desse
composto, e ainda ressalta o perigo da formação do seu análogo oxigenado
(paraoxon). O próprio Patrick (2001) não desconsidera o perigo da utilização desse
pesticida nas lavouras, porém considera que seus efeitos no organismo humano
ocorrem por vias diferentes das usualmente citadas.
1.3 Utilização dos agrotóxicos na agricultura
A tabela 3 mostra que a população mundial e brasileira vêm crescendo nas
últimas décadas. Em menos de 50 anos, a população brasileira triplicou e a mundial
cresceu mais de duas vezes. A tendência para o futuro, mesmo que numa taxa
menor é que o crescimento continue, como se observa com a estimativa para o ano
de 2050.
Tabela 3: População mundial (FAO – Food and Agriculture Organization of the United
Nations –www.fao.org – 01/2005) e brasileira (Brasil, 2002)
Ano
População mundial
(x10
9
)
População brasileira
(x10
6
)
1950 2,5 52
1970 4,0 90
1990/91 5,3 147
1999 6,0 170
2050 (estimativa) 8,9 -
Com esse grande aumento na população há por conseqüência, um
crescimento no consumo de produtos agrícolas. Em 1970, por exemplo, os brasileiros
consumiram 1,9 bilhões de quilogramas de feijão enquanto que em 1999 esse valor
subiu para 2,7 bilhões. Esse aumento ocorreu mesmo com a queda no consumo por
habitante que houve entre esses dois anos, em 1970 o consumo por habitante era de
21,50 kg/ano enquanto que em 1999 foi de 16,01 kg/ano (Ferreira, 2001). Sendo
assim, com a necessidade de expansão da produção agrícola e a falta de técnicas
alternativas para torná-la possível, tem-se aumentado a utilização e a dependência
no uso dos agrotóxicos (Zavatti e Abakerli, 1999; Buchholz, 1998; Lewis et al, 1999).
No Brasil, por exemplo, o consumo desses produtos aumentou de 27.728
toneladas em 1970 para 80.968 toneladas em 1980 (Futino e Silveira, 1991),
chegando a 158.737 toneladas em 2001 (Brasil, 2004). Correlacionando o uso de
29
agrotóxicos com a área plantada verifica-se que, no Brasil, entre 1964 e 1997, houve
um aumento de 276% na sua utilização frente a um crescimento de 76% da área
plantada. Esse aumento no uso de agrotóxicos por área cultivada continua
crescendo. Em 1997, por exemplo, a quantidade de pesticidas comercializada por
área plantada era de 2,27 kg/ha. Em 2000, essa quantidade passou para 2,76 kg/ha
(Brasil, 2002), chegando a 3,13 kg/ha em 2001 (Brasil 2004) mostrando a
dependência na utilização desses produtos. Segundo dados do SINDAG (Sindicato
Nacional da Indústria de Produtos para a Defesa Agrícola), em 2003 o Brasil
ocupava a 8ª posição mundial no consumo de agrotóxicos por área plantada, como
se observa na tabela 4.
Tabela 4: Ranking mundial de consumo de agrotóxicos (SINDAG - www.sindag.com.br –
dados 25/02/2003)
Posição
País
Consumo de
agrotóxico (kg/ha)
Posição
País
Consumo de
agrotóxico (kg/ha)
1 Holanda 17,5 8 Brasil 3,2
2 Bélgica 10,7 9 Luxemburgo 3,1
3 Itália 7,6 10 Espanha 2,6
4 Grécia 6 11 Dinamarca
2,2
5 Alemanha 4,4 12 Irlanda 2,2
6 França 4,4 13 Portugal 1,9
7 Reino Unido
3,6
Com relação às vendas desses produtos no país, verifica-se que entre os
anos de 1992 e 1998 houve um aumento linear. Posteriormente, houve uma
estabilização até o ano de 2001 e uma retomada de crescimento nos anos
seguintes, como se pode observar na figura 2. Ou seja, em pouco mais de uma
década, o valor envolvido na venda desses produtos aumentou mais de três vezes,
variando de 0,95 bilhões de dólares no ano de 1992 para 3,14 bilhões de dólares no
ano de 2003. Dessa maneira, pode-se especular a existência de grandes interesses
econômicos em jogo no uso desses produtos nas lavouras.
30
Vendas de Agrotóxicos no Brasil - 1992/2003
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2003
Período (anos)
Valor (Bilhões US$)
Figura 2: Venda de agrotóxicos no Brasil entre os anos de 1992 e 2003 (Ministério da
Agricultura, Pecuária e Abastecimento - www.agricultura.gov.br – acessado 08/08/2006)
Nessa perspectiva, a utilização de produtos organofosforados tem recebido
destaque. Em 2001, por exemplo, dois dos três inseticidas mais utilizados no Brasil,
o clorpirifós e o metamidofós, eram organofosforados. Esses dois pesticidas
compõem o grupo dos sete pesticidas mais consumidos no Brasil. Juntos, eles
representam 46% do consumo total desses produtos no país (Brasil, 2004). Com
relação à região norte e noroeste fluminense, um pesticida organofosforado
extensamente utilizado é o paration metílico, sendo inclusive utilizado em lavouras
não permitidas, tais como abacaxi e maracujá (Pedlowiski et al., 2004).
1.4 Destino dos pesticidas no meio ambiente
Como dito anteriormente, muitos dos pesticidas são de difícil decomposição e,
portanto, acumulam-se na natureza, persistindo por longo tempo, tanto nos solos
como em águas naturais. Por conseqüência, os pesticidas estão atualmente
presentes nas mais diversas concentrações em todos os compartimentos do
ambiente e ainda como resíduos em alimentos, como relatam diversos trabalhos de
pesquisa. Anderson e colaboradores (2003) detectaram a presença de dois
pesticidas organofosforados, clorpirifós e diazinon, em concentrações de até 0,609 e
3,340 µg L
-1
, respectivamente, nas águas do Rio “Salinas” na Califórnia, Estados
Unidos. Num outro trabalho de monitoramento, Kammerbauer e Moncada (1998)
observaram a presença de 20 compostos organoclorados e 9 compostos
organofosforados em amostras de solo e de águas de rio, lagoas e poços na região
de Honduras (América Central). Neste trabalho, foram analisadas um total de 264
31
amostras, sendo 50 de águas de poços/lagoas, 129 de solos e 85 de águas de rio.
De maneira geral, os compostos organoclorados foram detectados com maior
freqüência, com destaque para o dieldrin, DDT, heptacloro e endosulfan. Isso
significa que, muito provavelmente, esses compostos ainda estão sendo utilizados
naquela região. Com relação aos organofosforados, o clorpirifós e o paration
metílico/etílico foram os pesticidas mais encontrados. O clorpirifós, por exemplo, foi
encontrado em 23% das amostras de águas de rios e 10% das amostras de águas
de lagoas/poços. A concentração máxima detectada desses compostos foi de
60 µg L
-1
para o clorpirifós e 100 µg L
-1
para a soma de paration metílico/etílico,
sendo em ambos os casos nas amostras de água de lagoas/poços. Azevedo e
colaboradores (2000) e (2004), também detectaram a presença de diversos
pesticidas orgânicos em águas de rios portugueses e brasileiros, respectivamente.
Um resumo dos compostos e dos níveis detectados encontra-se na tabela 5.
Tabela 5: Faixa de concentração e concentração média de alguns pesticidas detectados em
amostras de águas de rios portugueses - total de 43 - (Azevedo e colaboradores, 2000) - e
brasileiro - Rio Paraíba do Sul/RJ (Azevedo e colaboradores, 2004).
Compostos
Faixa de concentração
(µg L
-1
) rios portugueses
Concentração média detectada (µg L
-1
)
Rio Paraíba do Sul – Brasil/RJ
Atrazina 0,01 – 2,73 0,231
Simazina 0,05 – 0,74 -
Terbutilazina 0,02 – 1,65 -
Alaclor 0,02 – 5,43 -
Metolaclor 0,01 – 0,40 -
Irgarol 0,01 – 0,26 0,138
Propanil 0,02 – 0,61 -
Tributilfosfato 0,01 – 3,90 -
Diuron 0,01 – 1,24 -
2,4,6-triclorofenol 0,02 – 2,3 -
Deisopropilatrazina 0,01 – 0,13 -
Dietilatrazina 0,01 – 0,5 -
Com relação à contaminação de alimentos, verifica-se, através dos
Resultados Analíticos de 2002 do Programa de Resíduos de Agrotóxicos em
Alimentos (PARA) da ANVISA/MS, que muitos dos produtos agrícolas produzidos no
Brasil estão contaminados por agrotóxicos. Nesse trabalho, 96 ingredientes ativos
foram analisados em 9 produtos agrícolas (frutas e verduras). O morango possuía os
32
maiores índices de contaminação com agrotóxico. Sua contaminação com dimetoato
chegava a 7,30 mg/kg, a maior encontrada em todas as análises. Vale ressaltar que
alguns alimentos apresentaram contaminação com agrotóxicos proibidos para
aquela cultura ou com uso desautorizado no país, como é o caso do paration etílico,
dieldrin e clorpirifós metil. O que significa que esses produtos ainda estão sendo
utilizados em algumas lavouras no país. Dois pesticidas organofosforados estavam
entre os três compostos mais detectados, sendo o clorpirifós e o metamidofós, que
foram encontrados em 6,65 e 5,68% das amostras analisadas, perdendo apenas
para o ditiocarbamato, que foi detectado em 28,95% das amostras. Alguns tomates,
por exemplo, apresentaram contaminação por metamidofós numa concentração de
2,33 mg/kg. Utilizando o valor de ingestão diária aceitável (IDA) para o metamidófós,
0,004 mg/kg de peso corpóreo, e considerando uma pessoa de 60 kg, a ingestão
diária aceitável para ela seria de 0,24 mg de metamidofós, ou seja, se essa pessoa
consumir pouco mais de 100 g desse tomate já estará ultrapassando seu limite de
ingestão diária. O que mostra que esses dados são preocupantes visto que 100 g de
tomate é uma pequena quantidade.
Nos parágrafos acima, verificou-se que um mesmo composto pode ser
encontrado em diversos compartimentos do Meio Ambiente. Ou seja, quando se fala
do destino final de um agrotóxico na natureza, refere-se à dispersão do mesmo e de
seus produtos de degradação por esses compartimentos. Desse modo, prever como
ocorre essa dispersão nem sempre é fácil porque vários fatores estão envolvidos,
dos quais se pode destacar:
• Forma de aplicação do produto (aérea, terrestre, manual, mecânica);
• Cultura onde o produto foi aplicado;
• Condições climáticas (periodicidade de chuvas, velocidade dos ventos,
temperatura);
• Local da aplicação (proximidade de ambientes aquáticos, geografia do terreno);
• Características físico-químicas do solo onde o produto foi aplicado (tipo de
solo, quantidade de matéria orgânica);
• Características do ambiente aquático próximo do local de aplicação
(quantidade de matéria orgânica, característica do sedimento, zona fótica,
presença de peixes, crustáceos, entre outros animais aquáticos);
33
• Características físico-químicas do produto aplicado e de seus produtos de
degradação.
Existem atualmente, disponíveis no endereço eletrônico do centro de
modelagem ambiental do Canadá (CEMC - www.trentu.ca/cemc/models.html),
alguns modelos de equilíbrio de partição de compostos orgânicos no ambiente
(Almeida, 2003). Através deste programa de modelagem pode-se estimar como
ocorrerá a dispersão de um pesticida no meio ambiente. O programa está disponível
em três níveis, onde o nível superior necessita de informações mais detalhadas que
o anterior (Almeida, 2003). No nível I (versão 3.00), os dados de entrada
necessários, para o composto orgânico e para o ambiente onde o produto foi
aplicado, estão resumidos na tabela 6.
Tabela 6: Dados de entrada necessários para o modelo de equilíbrio de partição de
compostos orgânicos no ambiente, nível I (versão 3.00)
Composto Orgânico Ambiente
Massa molar
Solubilidade em água
Pressão de vapor
Ponto de fusão
Volume, em m
3
, de alguns compartimentos do meio
ambiente e de alguns de seus constituintes, por
exemplo, água, solo, ar, sedimento, organismos
aquáticos (Peixe), matéria orgânica em suspensão na
água.
Quantidade aplicada
Logaritmo do coeficiente de
partição n-octanol-água (log K
ow
)
Densidade, em kg/m
3
, e quantidade de carbono
orgânico, em g/g, de alguns desses ambientes e de
seus constituintes.
O coeficiente de partição n-octanol-água é definido como a relação da
concentração de um pesticida na fase de n-octanol saturado em água e sua
concentração na fase aquosa saturada em n-octanol. Valores de K
ow
não tem
unidade e são expressos, normalmente, na forma logarítmica (log K
ow
) (Prata, 2002).
Nesse teste laboratorial simples o n-ocatnol, por possuir características
químicas semelhantes, representa o tecido adiposo de animais (ex. peixes), a fração
lipídica do solo, de sedimentos e da matéria orgânica em suspensão presente nas
águas de rios e lagos. Desse modo, pesticidas que possuem valores de log K
ow
aquosa fase na ãoConcentraç
octanol-n fase na ãoConcentraç
=
k
ow
34
elevados são considerados lipofílicos, ou seja, possuem baixa solubilidade em água
e a tendência de se acumular em materiais orgânicos. Sendo assim, esse valor
constitui um importante parâmetro para avaliar o destino final do pesticida no
ambiente.
Para realizar o modelo de equilíbrio de partição no nível I para o DDT e para o
paration metílico (PM) utilizou-se os dados descritos na tabela 7 e os valores pré-
estabelecidos pelo programa para o ambiente, mostrados na tabela 8.
Tabela 7: Alguns parâmetros físico-químicos do DDT e do PM e a quantidade aplicada, para
inserção de dados no modelo de equilíbrio de partição de compostos orgânicos no
ambiente, nível I (versão 3.00)
Dados de Entrada
a
Valores
(DDT)
Valores
(PM)
b
Fonte
Massa molar (g/mol) 354 263,21
Temperatura de fusão
(
o
C)
109 36
(NIST-69, 2005)
http://webbook.nist.gov/chemistry/,
acessado em 08/08/2006
Pressão de vapor (Pa) 0,00002 0,002
Solubilidade em água
(≈25
o
C)
0,003 (g/m
3
) 60 (g/m
3
)
Log K
ow
6,2 3
(Filizola et al., 2002; Pehkonen e
Zhang, 2002)
Quantidade aplicada (kg)
100 -
a
Dados pré-existentes no programa;
b
Fonte de dados apenas para o paration metílico
Tabela 8: Alguns dados sobre as características do ambiente padrão existente no programa
de partição nível I versão 3.00 – “EQC - standard environment”
Compartimento Volume (m
3
) Compartimento Fração Lipídica (g/g)
Ar 1 x 10
14
“Peixe” 0,05
Aerossol 2000
Água 2 x 10
11
Carbono Orgânico (g/g)
Sólidos suspensos
1 x 10
6
Sólidos suspensos 0,2
Peixe 2 x 10
5
Solo 0,02
Solo 9 x 10
9
Sedimento 0,04
Sedimento 1 x 10
8
Como resultado, obteve-se os diagramas mostrados nas figura 3 e 4, para o
DDT e o PM, respectivamente. Analisando as figuras, observa-se que a figura 3
ilustra algumas propriedades do DDT já mencionadas, tais como: alta lipofilicidade,
baixa solubilidade em água e elevado valor de log K
ow
. Desse modo, verifica-se que
35
esse composto concentra-se mais facilmente em compartimentos que possuem
quantidade de matéria orgânica elevada (no caso, o peixe e o sedimento suspenso
na água). Quanto à proporção do DDT nos diferentes compartimentos do ambiente,
verifica-se que a maior parte aplicada fica no solo, devido ao seu grande volume e à
presença de determinada quantidade de matéria orgânica. Observa-se ainda que a
presença na água deste composto é muito baixa devido à sua baixa solubilidade em
água. Um diagrama de partição diferente é obtido para o paration metilico, como se
observa na figura 4. No caso desse composto, principalmente devido à sua alta
solubilidade em água, uma maior proporção e concentração são encontradas nesse
compartimento. Dessa maneira, estudos que verifiquem detalhadamente os
impactos desse pesticida nesse compartimento do ambiente se fazem necessários.
Figura 3: Diagrama de dispersão obtido para o DDT em diversos compartimentos do meio
ambiente (diagrama adaptado do obtido no programa)
36
Figura 4: Diagrama de dispersão obtido para o paration metílico em diversos
compartimentos do meio ambiente (diagrama adaptado do obtido no programa)
1.5 Comportamento dos pesticidas em águas naturais
Uma vez presente nos ambientes aquáticos naturais, os pesticidas podem
permanecer totalmente inertes ou sofrer degradação através de processos abióticos
e bióticos, mesmo que seja necessário um longo período para isso. A princípio,
considerava-se que as transformações bióticas controlavam a degradação dos
pesticidas em ambientes naturais. Entretanto, sabe-se atualmente que em diversos
casos são os processos abióticos que prevalecem (Wolfe et al., 1990). Desse modo,
para um maior detalhamento da degradação de um pesticida em ambientes naturais
é aconselhável realizar a avaliação de ambos os processos, embora a maior parte
dos trabalhos apresentados na literatura avaliem apenas os fatores abióticos.
1.5.1 Reações de hidrólise
O termo hidrólise refere-se à reação de um composto orgânico com água
onde uma ou mais ligações são rompidas e os produtos da reação incorporam os
elementos da molécula de água. Este tipo de transformação freqüentemente resulta
na troca de um grupo X, de um composto orgânico, RX, por um grupo OH da água
(EPA, 2002), o que pode ser escrito como: RX + HOH → ROH + HX.
37
É conveniente classificar as reações de hidrólise em três categorias:
hidrólises ácida, básica e neutra. Na hidrólise ácida, um ácido, usualmente um
próton (H
+
), catalisa a quebra da ligação. Nesse caso a hidrólise é acelerada pelo
acréscimo na concentração do próton, e por esta razão, sua velocidade aumenta
quando o pH diminui. No caso da hidrólise básica, íons hidroxila atuam como
nucleófilos e são consumidos na reação. Nesse caso a hidrólise é acelerada pelo
acréscimo na concentração dos íons hidroxila, e por esta razão, sua velocidade
diminui com o decréscimo do pH. No terceiro tipo de hidrólise, a velocidade da
reação independe da concentração de ácido ou base. As hidrólises neutra e alcalina
são as reações mais comuns nos ambientes aquáticos naturais (Wolfe et al., 1990),
isso ocorre porque muitos ambientes aquáticos naturais possuem pH ≥ 7,0.
A hidrólise de pesticidas organofosforados é talvez o processo mais estudado.
Ela pode ocorrer através de mecanismos homogêneos, onde H
2
O e
-
OH (catálise
ácida é menos comum, como mencionado acima) atuam como nucleófilos. Alguns
íons metálicos dissolvidos (ex. Cu
2+
) podem ainda catalisar essas reações. Racke e
colaboradores (1996) afirmam que o caminho mais comum para a degradação
atr
avés da hidrólise do clorpirifós envolve a formação do
2-hidroxi-3,5,6-tricloropiridina, sendo essa reação acelerada em condições alcalinas
e pela presença de alguns íons metálicos dissolvidos (ex. Cu
2+
). Um outro caminho
para essas reações é a catálise heterogênea, onde óxidos metálicos e diferentes
argilas podem atuar como catalisadores devido à presença de sítios nucleofílicos em
sua superfície, onde os pesticidas organofosforados podem reagir (Dannemberg e
Pehkonen,1998; Pehkonen e Zhang, 2002).
Dannemberg e Pehkonen (1998) avaliaram a hidrólise de quatro pesticidas
organofosforados (dissulfotom, diazinon, demeton-S e tiometon) na presença de
hidróxido de alumínio e três óxidos de ferro (α-Fe
2
O
3
, Fe
5
HO
8
.4H
2
O, α-FEOOH) e
verificaram que a presença desses sólidos pode aumentar ou diminuir a taxa de
hidrólise desses compostos. O tiometon e o diazinon foram os pesticidas mais
susceptíveis à catálise, sendo o hidróxido de alumínio e o α-FEOOH os
catalisadores mais efetivos. Comber (1999) também avaliou a presença de alguns
desses catalisadores e verificou que não foram efetivos para acelerar a hidrólise da
antrazina e da simazina.
38
1.5.2 Reações redox
Nessa classe de reações estão incluídas as oxidações mediadas pela luz
solar e as promovidas diretamente por oxidantes presentes na água (Wolfe et al.,
1990). Alguns autores, entretanto, preferem separar esses dois tipos de reações,
denominando de reações de foto-degradação as mediadas pela luz solar, e reações
de oxidação, as demais (Pehkonen e Zhang, 2002). Muitas reações de oxidação
podem ocorrer nesses ambientes de maneira não fotolítica, promovidas por espécies
químicas, tais como: oxigênio dissolvido, ozônio, íons metálicos, cloretos, entre
outras (Wolfe et al., 1990; Pehkonen e Zhang, 2002).
As reações mediadas pela luz solar ocorrem basicamente por dois processos:
fotólise direta e indireta (sensibilizada). Na fotólise direta, o composto absorve luz
solar (λ ≥ 290 nm) e sofre uma transformação. Essa absorção direta de energia pode
resultar em clivagem de ligação, dimerização ou rearranjo do poluente. Como a
camada de ozônio absorve as radiações provenientes do sol de comprimentos de
onda inferiores a 290 nm, os compostos que não possuem absorção em
comprimentos de onda superiores a esse não sofrem fotólise direta nesses
ambientes, ou seja, esse tipo de processo é dependente do espectro de absorção do
pesticida (Wolfe et al., 1990; Mansour et al., 1999). Essa dependência é comprovada
com os resultados obtidos no trabalho de Santos e Rezende (2002), onde o
pesticida paration em solução aquosa, nas mesmas condições, apresentou taxas de
degradação diferentes quando foram utilizadas radiação eletromagnética com faixas
de comprimento de ondas distintos (λ > 280 nm e λ > 313 nm). Quando
comprimentos de onda superiores a 280 nm foram utilizados, sua degradação
ocorreu rapidamente, enquanto que, quando apenas comprimentos de onda
superiores a 313 nm foram utilizados, ou seja, comprimentos de onda entre 280 nm
e 313 nm foram filtrados, sua degradação praticamente não ocorreu. No caso da
fotólise indireta, a transformação do poluente é iniciada pela absorção de luz por
outro composto presente no meio (sensibilizador). Numa possível situação o
composto excitado transfere energia para o pesticida, o qual pode sofrer alguns
processos, tais como: homólise, heterólise ou fotoionização (Burrows et al., 2002).
Numa outra situação o composto excitado gera no meio espécies reativas os quais
iniciam uma série de reações que resultam na transformação do pesticida (Wolfe et
al., 1990; Mansour et al., 1999). No esquema 1, tem-se a representação desses
processos.
39
Esquema 1: Possíveis caminhos para a degradação do pesticida via fotólise indireta.
(Sens.=Sensibilizador; PX=Pesticida). Adaptado de Burrows et. al (2002) e Mansour et. al
(1999).
Entre os anos de 1967 e 1977 houve uma grande explosão no interesse de se
estudar a fotólise de pesticidas em solução. Muitos desses estudos consideravam
apenas a fotólise direta (Zepp e Cline, 1977). Porém, alguns compostos podem não
sofrer transformação fotoquímica nessas condições, mas reagem facilmente em
águas contendo outros constituintes, tais como as substâncias húmicas (SH). Essas
substâncias, presentes em grande parte dos ambientes aquáticos naturais, são
constituídas de macromoléculas complexas, provenientes da decomposição de
plantas e resíduos de animais. Operacionalmente, as SH podem ser classificadas
em três principais frações: ácidos húmicos (AH), ácidos fúlvicos (AF) e humina.
Devido à presença de vários grupos funcionais, tais como carboxilas, hidroxilas
alcoólicas e fenólicas, carbonilas, ésteres e etc., as SH podem interagir com
materiais orgânicos e inorgânicos por meio de processos físicos e químicos e, assim,
afetar o destino final destes no ambiente. As SH podem absorver energia e gerar
espécies reativas, como os radicais hidroxilas (•OH), elétrons solvatados (e
aq
) e
oxigênio singlete (
1
O
2
), os quais podem reagir posteriormente com o poluente, ou
seja, promover a sua fotólise indireta (Santos e Rezende, 2002). Trabalhos mais
recentes (Mansour et al., 1997; Peñuela e Barceló, 1998; Bachman e Patterson,
1999; Santos e Rezende, 2002; Garbin et al., 2003) mostram que a presença dessas
substâncias em água pode alterar os produtos de degradação observados, além de
Sens.
hν
(Sens.)*
Sens. + (PX)*
P• + X• (Homólise)
PX
+
P
+
+ X
-
P
-
+ X
+
ou (Heterólise)
(PX) + e
aq
-
(Fotoionização)
+
•
Espécies reativas
(•OH,
1
O
2
, O
3
, RO
2
•, NO
x,
SO
2
)
+ PX
Produtos de
degradação
Produtos de
degradação
40
acelerar, retardar ou não modificar o processo de degradação abiótico de alguns
pesticidas. Ou seja, as transformações fotoquímicas que podem ocorrer com estes
poluentes no meio ambiente são muito mais complexas do que as que ocorrem em
água deionizada (Balmer et al., 2000). Outro fator importante para ser avaliado é o
pH (Santos e Rezende, 2002). Desse modo, para se verificar o real impacto desses
compostos no meio ambiente, estudos mais completos que simplesmente a fotólise
direta devem ser realizados. Mansour e colaboradores (1997), por exemplo,
verificaram que a presença de AH em solução aquosa alterava os produtos de
degradação do herbicida pendimetalina quando comparado com os seus produtos
em água deionizada. Peñuela e Barceló (1998) compararam a degradação do
clorotalonil em água deionizada e em águas naturais, utilizando uma lâmpada de
xenônio como fonte de irradiação. Eles verificaram que, em água deionizada, o
composto demorou 84 horas para chegar a uma degradação de 80,20±1,84%,
enquanto que em águas naturais a degradação foi de 99,83±0,07% em apenas 10
horas. Bachman e Patterson (1999) observaram a degradação do carbofurano em
soluções com diferentes concentrações de matéria orgânica dissolvida, entre elas,
os AH e AF sintéticos. A fonte de irradiação utilizada foi uma lâmpada UV com
emissão em aproximadamente 254 nm e a concentração inicial do pesticida era de 3
ppm. No caso dos AH, por exemplo, as seguintes taxas de degradação, 0,47; 0,27 e
0,16 h
-1
foram obtidas paras as respectivas concentrações de AH, 3,4; 10,2 e 20,4
ppm. Observa-se assim que, com o acréscimo da concentração de AH em solução,
há uma diminuição na degradação desse composto. Resultados similares foram
obtidos para os AF e outras matérias orgânicas utilizadas (MO extraída de solo e de
água), em todos os casos o aumento da concentração da MO dissolvida levou a um
decréscimo na taxa de degradação do pesticida.
Garbin e colaboradores (2003) avaliaram a influência da presença das SH na
fotólise dos pesticidas imazaquin, atrazina e iprodione. Eles observaram que os dois
últimos chegam a ter sua fotólise acelerada com a presença de AH na solução em
faixas específicas de concentração, sendo o efeito dos AH prejudicial à fotólise
quando adicionados em concentrações acima ou abaixo destas faixas. Já para o
imazaquin, que apresenta uma fotólise direta bastante rápida, a adição de AH
mostrou-se sempre prejudicial, sendo o efeito diretamente proporcional à
concentração utilizada.
41
Santos e Rezende (2002) também observaram variação na fotólise de
pesticidas quando em meios de diferentes valores de pH, sendo que em meio
alcalino, o paration etílico sofreu uma maior fotodegradação do que em pH natural. O
mesmo resultado foi obtido por Panadés e colaboradores (2000) para a
fotodecomposição de carbendazim. O que pode ter ocorrido nesses casos é o
aumento da taxa de hidrólise, pois, como mencionado acima, uma catalise básica é
susceptível em muitos casos.
Alguns trabalhos citados anteriormente utilizaram apenas luz artificial como
fonte luminosa para realizar os experimentos (Bachman e Patterson, 1999; Santos e
Rezende 2002), outros realizam uma comparação entre a luz artificial e natural
(Mansour et al., 1997; Peñuela e Barceló, 1998). Peñuela e Barceló (1998), por
exemplo, comparando a degradação do clorotalonil utilizando essas duas fontes
luminosas (solar e lâmpada de xenônio), verificaram que a decomposição desse
composto ocorre mais lentamente na luz natural. Desse modo, visando verificar os
reais processos de degradação dos pesticidas no meio ambiente, alguns autores
utilizam apenas a luz solar (Castillo et al., 1997). Nesse trabalho, Castillo e
colaboradores (1997) avaliaram a persistência de três pesticidas organofosforados
(fenitrotiona e paration metílico e etílico), de um pesticida organoclorado
(pentaclorofenol) e de alguns produtos de degradação desses compostos, utilizando
luz solar como fonte luminosa e três tipos de águas naturais (rio, estuário e
subterrâneas). Eles observaram diferenças entre o tempo de meia-vida desses
compostos nas diferentes águas utilizadas. A maior variação foi encontrada para o
3-metil-4-nitrofenol (produto de degradação da fenitrotiona), onde foi observado um
valor de 4 dias para águas de rio e 0,4 dias para águas subterrâneas.
Nesse contexto, atualmente, tanto no Brasil através da Portaria Normativa
IBAMA (Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e Recursos Naturais Renováveis)
N
o
84/96 de 15/10/96 publicada pelo Diário Oficial da União, como nos Estados
Unidos, através das recomendações do protocolo da EPA (2002), o teste de fotólise
exigido para o registro de um agrotóxico requer a presença de sensibilizadores
(ácidos húmicos, por exemplo). Desse modo, a fotólise direta e indireta podem estar
sendo avaliadas.
A EPA (2002), por exemplo, em seu protocolo, preconiza a adição de ácidos
húmicos sintéticos (AHS) para a realização dos testes de fotólise. Porém, os
42
mesmos são realizados para uma única concentração de ácido húmico e um único
valor de pH. Desse modo, como foi verificado com os trabalhos citados, esses testes
podem não representar de fato, o que ocorre nos ambientes aquáticos naturais, visto
que, diferentes concentrações de AH, valores de pH e as características do
composto testado podem levar a diferentes resultados. A própria EPA (2002),
diversas vezes no decorrer do protocolo, deixa clara a hipótese de que em muitos
casos a aproximação desse teste pode não condizer com a realidade, como se
verifica com as três passagens abaixo, retiradas do texto:
...“Diferentemente de K
DE
(Constante da Fotólise Direta), a
qual, uma vez medida, pode ser calculada para diferentes
estações e latitudes, K
IE
(Constante da Fotólise Indireta) só
pode ser aplicada à estação e latitude na qual ela foi
determinada. Esta condição existe porque o espectro de ação
solar para a foto-reação indireta em águas contendo
substâncias húmicas não é totalmente conhecido e podem ser
esperadas mudanças para diferentes compostos testes.”...
...“K
IE
pode mudar um pouco de corpo aquático para corpo
aquático porque a quantidade e a “qualidade” das substâncias
húmicas dissolvidas mudam.”...
...“A foto-reatividade indireta de um composto em águas naturais
dependerá da sua resposta a esses intermediários reativos
(Oxigênio singlete, radicais peróxido, radical hidroxila, ânion
superóxido, entre outros), e possivelmente outros ainda não
conhecidos, bem como a habilidade da água em gerar tais
espécies. Este último fator irá variar de água para água em um
imprevisível caminho, a julgar pela complexidade da situação.”...
Desse modo, torna-se evidente a necessidade de trabalhos que avaliem a
validade dessa aproximação para os ambientes aquáticos naturais, principalmente
para as características ambientais na região do hemisfério sul, onde poucos
trabalhos nessa área são encontrados.
43
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo geral
• Estudar o comportamento do paration metílico, um pesticida
organofosforado intensamente utilizado na região norte fluminense do estado
do Rio de Janeiro, quando irradiado pela luz solar em diferentes meios.
2.2 Objetivos específicos
• Comparar a degradação desse pesticida em soluções aquosa com e sem
AHS;
• Avaliar a degradação biótica e abiótica do paration metílico em águas
naturais da região;
• Determinar os processos relevantes para a degradação do composto em
estudo em ambientes aquáticos naturais;
• Calcular as constantes cinéticas das reações de degradação e o tempo de
meia-vida do composto estudado nas diferentes condições avaliadas no
trabalho;
• Identificar possíveis produtos de degradação do pesticida em estudo.
44
C
C
A
A
P
P
Í
Í
T
T
U
U
L
L
O
O
2
2
DEGRADAÇÃO DO PARATION METÍLICO EM
SOLUÇÕES AQUOSAS COM E SEM ÁCIDOS
HÚMICOS
Neste capítulo são
apresentados a metodologia,
resultados e discussões dos
estudos de degradação do
paration metílico
realizados em
soluções aquosas com e sem
ácidos húmicos sintéticos.
45
1 PARTE EXPERIMENTAL
1.1 Determinação da concentração do paration metílico na formulação
Para determinar a concentração real do paration metílico (PM) no composto
formulado utilizado ao longo dos experimentos (Folisuper-600Br
®
da Agripec) foram
preparadas soluções, adicionando-se alíquotas de 3,3 µL dessa formulação em 1g
de solução (acetato de etila, grau pesticida – TediaBrazil).
Soluções padrão de PM (Riedel-de Haёn, 99,8 %) foram preparadas nas
seguintes concentrações (2,35; 1,84; 1,22 e 0,62 mg/g de solução), utilizando
também como solvente o acetato de etila. Todas as amostras foram injetadas (1µL)
diretamente no sistema CG/EM preparado segundo os parâmetros descritos no item
1.4 (página 48). Após comparação com a curva analítica (tabela 10; página 50),
concluiu-se que a concentração real de PM na formulação era de 585,00(±4,71) g L
-1
e não de 600g L
-1
, como menciona o rótulo do produto.
1.2 Degradação abiótica do paration metílico em água ultra-pura -
Experimento 1
1.2.1 Preparo e exposição das soluções para o teste de degradação
Para os experimentos foi preparada solução aquosa (água ultra-pura –
MILLI-Q plus/Millipore) de paration metílico formulado com concentração de
89 mg L
-1
. Posteriormente a solução foi transferida para frascos de borossilicato de
40 mL (sem “headspace”), os quais foram acondicionados das seguintes maneiras:
Expostos ao sol, imersos em água – AUPC1 (figuras 5 e 6; esquema 2);
Expostos ao sol, imersos em água, envolvidos com papel alumínio – AUPE1
(figuras 5 e 6; esquema 2);
Em local escuro dentro do laboratório – AUPL1.
Para todos os experimentos a exposição das amostras ao sol ocorreu no
telhado do anexo do Centro de Ciências e Tecnologia da Universidade Estadual do
Norte Fluminense (Campos-RJ).
46
Figura 5: Frascos de borossilicato expostos ao sol imersos em água – visão frontal; A = Tubos
de borossilicato expostos ao sol com papel alumínio (Escuro - E); B = Tubos de borossilicato
expostos diretamente à radiação solar (Claro - C) e C = Termômetro de máximo/mínimo.
Figura 6: Frascos de borossilicato, com e sem papel alumínio, expostos ao sol, imersos em água
Esquema 2: Visão lateral da piscina onde os tubos de borossilicato foram imersos para os
estudos de degradação. Água proveniente da estação de tratamento da cidade foi utilizada
para imersão dos tubos.
Piscina
Nível da água
35 ( ± 1 cm)
Piso
42 cm
35 cm
25 cm
2,5 cm
9,
5 cm
6,4 cm
70 cm
Tubos e
suporte
A
B
C
47
A quantificação de PM foi realizada, em duplicata, nas amostras iniciais e
após períodos de 2, 3, 4, 5, 6, 7, 9, 11 e 13 dias, para os frascos expostos
diretamente à radiação solar e nos períodos inicial e após 2, 4, 6, 9 e 13 dias, para
as amostras armazenadas no laboratório e expostas a radiação solar envolvidas
com papel alumínio.
1.3 Degradação abiótica do paration metílico em água ultra-pura e na
presença de AHS - Experimento 2
1.3.1 Preparo da solução estoque de AHS
As soluções de AHS utilizadas nos experimentos descritos a seguir
(experimentos 2, 3 e 4) foram preparadas com base no protocolo da EPA para o
teste de fotólise indireta (EPA, 2002). Resumidamente, foram adicionados 10 g de
AHS (Ácido Húmico, Sal Sódico/ Sigma-Aldrich) em 1 L de solução de NaOH (0,1%),
que posteriormente foram deixados sob agitação por 1 h. Após esse período, a
solução deveria ser filtrada, porém mesmo utilizando filtro qualitativo não foi possível
realizar esse procedimento devido à viscosidade da solução. Desse modo,
posteriormente à agitação o pH da solução foi ajustado para 7,00 pela adição de
H
2
SO
4
(9 mol L
-1
). Em seguida, a solução foi levada à exposição solar durante 4 dias
(6-10/05/05). Após o período de exposição foi retirada uma alíquota de 5,5 mL para
o preparo de 1 L de solução estoque de AHS. Essa solução apresentou uma
absorbância de 0,537 u.a. em 370 nm (célula de 1 cm) utilizando um
espectrofotômetro UV-Vis Shimadzu, sendo posteriormente guardada sob
refrigeração. Antes de ser utilizada nos experimentos, a solução foi diluída 10x com
tampão fosfato 0,01 mol L
-1
, gerando uma solução com absorbância
aproximadamente igual a 5,00 x 10
-2
u.a. em 370 nm (célula de 1 cm) e Carbono
Orgânico Total (COT) de aproximadamente 5 ppm, como indica o protocolo citado.
1.3.2 Preparo e exposição das soluções para o estudo de degradação
Foram preparadas soluções, com e sem AHS, de PM na concentração de
207 µg L
-1
. Após o preparo, as soluções foram transferidas separadamente, para
frascos de borossilicato de 40 mL (sem “headspace”), os quais foram
acondicionados da seguinte forma:
Expostos ao sol, imersos em água (AUPC2 e AHC2);
Expostos ao sol, imersos em água, envolvidos com papel alumínio (AUPE2 e AHE2).
48
A quantificação de PM foi realizada, em duplicata, nas amostras iniciais e
após períodos de 1, 2, 3, 4, 5, 7, 9 e 13 dias, para os frascos expostos diretamente à
radiação solar e nos tempos inicial e após 2, 4, 7, 9 e 13 dias, para as amostras
expostas a radiação solar envolvidas com papel alumínio.
1.4 Quantificação do paration metílico nas amostras
A quantificação do paration metílico nas amostras dos experimentos 1 e 2,
visando verificar a sua degradação ao longo do tempo, foi realizada segundo o
procedimento descrito abaixo (figura 7).
Figura 7: Procedimento geral para a quantificação do paration metílico nas amostras
(*Experimento 1, **Experimento 2)
Alguns parâmetros cromatográficos utilizados para o procedimento das
análises encontram-se na tabela 9.
Tabela 9: Parâmetros cromatográficos utilizados para realização das análises (Exp. 1 e 2)
Parâmetros Valores ou especificações
Temperatura do injetor 250
o
C
Temperatura do detector 280
o
C
Temperatura inicial do forno/tempo de permanência 50
o
C / 1 min
Taxa de aquecimento 12
o
C/min
Temperatura final do forno/tempo de permanência 280
o
C/1 min
Pressão inicial/tempo de permanência 116,7 kPa/ 1,5 min
Taxa de elevação da pressão 4,1 kPa /min
Pressão final/tempo de permanência 194 kPa/ 2 min
Coluna DB 5 (J & W, 30 m x 0,25 mm d.i, 0,25 µm)
Alíquota de 25 mL da amostra + 2,5g de NaCl
Extração com acetato de etila (grau pesticida)
Concentração do extrato para *1 ou **0,5 g
Injeção de 1 µL
Sistema Shimadzu CG (17-A) – EM (QP 5050)
Comparação com curva analítica (item 1.5)
49
Para todas as amostras no experimento 1 e nas injeções para quantificação
do paration metílico na formulação, onde as concentrações utilizadas eram elevadas,
as análises cromatográficas foram realizadas usando o modo de varredura (SCAN;
m/z 60 – 600), razão de “split” de 1:30 e ganho do detector igual a 1,0 kV. Para o
experimento 2 foi utilizado o modo de monitoramento de íon seletivo (Selective Ion
Monitoring – SIM), razão de “split” de 1:15 e ganho do detector igual a 1,5 kV. Os
íons monitorados no método SIM foram m/z 263, 125, 109 e 79 (figura 8). O tempo
de retenção para o paration metílico, nessas condições, foi de aproximadamente
14,900 minutos (figuras 8 e 9).
Figura 8: Cromatograma obtido após injeção de 1µL do extrato proveniente de extração e
concentração da amostra inicial do experimento 2 – PM formulado em solução aquosa (207µg L
-1
)
Figura 9: Cromatograma obtido após injeção de 1µL da amostra do ponto 3
(1,22 mg/g → 48,9 mg L
-1
) da curva analítica do composto padrão em acetato de etila (Curva 2)
1.5 Curvas analíticas
Na tabela 10 são apresentados alguns dados referentes a curvas analíticas
preparadas ao longo do trabalho. As amostras das curvas 1 e 2 foram preparadas
pela adição de PM padrão (Riedel-de Haёn, 99,8%) em acetato de etila. Para as
demais curvas (3, 4 e 5) as amostras foram preparadas pela adição de PM
formulado em água ultrapura com (curva 4) ou sem AHS (curvas 3 e 5). Para as
50
amostras das curvas 3, 4 e 5 foi realizado o procedimento de extração descrito no
item 1.4 (Capítulo 2; página 48) antes da injeção no sistema cromatográfico. Nas
curvas 1 e 2 as amostras foram injetadas diretamente. Em todos os casos foram
injetados volumes de 1µL, os parâmetros cromatográficos utilizados também foram
descritos no item 1.4.
A curva 1 foi utilizada para realizar a quantificação do paration metílico na
formulação utilizada, como já mencionado no item 1.1 (Capítulo 2; página 45). A
curva 2 foi preparada para verificar a porcentagem de recuperação do paration
metílico nas amostras com concentração elevada (experimento 1), após o processo
de extração. Na figura 10, as duas curvas (curvas 2 e 3) são comparadas e verifica-
se que não há grandes perdas no processo de extração, visto que, as áreas obtidas
não diferem significativamente. Para o ponto 3 (48,9 mg L
-1
), por exemplo, a
recuperação é de 81(±6%). As curvas 3, 4 e 5 foram preparadas para verificar a
degradação do paration metílico ao longo do período de exposição, para os
experimentos mencionados na tabela 10.
Tabela 10: Dados referentes a algumas curvas analíticas preparadas ao longo do trabalho.
Curvas 1 e 2: Soluções de PM padrão em acetato de etila injetadas diretamente no sistema
CG/EM; Curvas 3, 4 e 5: Soluções aquosas, com e sem AHS, de PM formulado injetadas
após processo de extração e concentração.
Curvas Meio utilizado Concentração de PM Equação da reta R
2
1 Acetato de etila
2,36; 1,84; 1,22 e 0,62 mg/g
Y = 782634x -171412
0,9976
2 Acetato de etila
2,36
a
; 1,84; 1,22; 0,62 e 0,13 mg/g
ou
94,1
b
; 73,6; 48,9; 24,7 e 5,14 mg L
-1
Y = 10291x + 125032
0,9972
3
(Exp. 1)
Água ultra-pura
97,7; 73,3; 48,9; 24,4 e 4,9 mg L
-1
Y = 10803x +13291 0,9952
Solução c/ AHS
Y = 171,7x + 549,8 0,9940
4 e 5
(Exp. 2)
Água ultra-pura
198,1; 148,6; 99,1; 49,6 e 9,9 µg L
-1
Y = 103,6x – 700,8 0,9973
a
Concentração de PM em miligramas por grama de solução (solvente = Acetato de Etila);
b
Concentração
relativa de PM, considerando o processo de extração e concentração realizado, em miligramas por litro de
solução aquosa.
51
0 20 40 60 80 100
0,0
2,0x10
5
4,0x10
5
6,0x10
5
8,0x10
5
1,0x10
6
1,2x10
6
Curva 2 (R
2
=0,9972)
Curva 3 (R
2
=0,9952)
Área
Concentração (mg L
-1
)
Figura 10: Comparação das áreas obtidas após injeção de 1 µL das amostras das curvas
analíticas 2 (PM padrão em acetato de etila) e 3 (Extratos obtidos após processo de extração e
concentração das soluções aquosas de PM formulado com concentrações similares as amostras
da curva 2). Os pontos que possuem barra de desvio padrão foram realizados em duplicata.
1.6 Análise dos produtos de degradação
Para o experimento 1, os extratos obtidos das amostras no tempo inicial e
expostas ao sol, com ou sem papel alumínio, durante 2, 4, 6, 9, 11 e 13 dias, foram
totalmente evaporados utilizando leve fluxo de argônio (White Martins), com
posterior adição de 0,1 mL de acetato de etila. Em seguida foi realizada a injeção de
1 µL desses novos extratos no sistema CG-EM, mencionado na figura 7 (página 48),
utilizando os parâmetros descritos na tabela 9 (página 48), com método SCAN
(m/z 60 - 600), razão de “split” 1:20 e ganho do detector em 1,2 kV. O software de
comando do detector era programado para desligar entre o tempo de retenção de
14,70 e 16,50 min para evitar que o paration metílico em alta concentração entrasse
em contato com o filamento, podendo danificá-lo ou sujá-lo. Vale ressaltar que
quando o detector é desligado há uma pequena queda na linha base, logo
retornando ao normal e quando ele é religado um pico intenso é detectado
(figura 14 A, B e C – página 64).
Com relação à análise dos produtos de degradação nas amostras do
experimento 2, até o momento da sua realização ainda não tinha sido possível
52
otimizar os parâmetros para essas análises, visto a baixa concentração inicial do
pesticida, desse modo essa determinação não foi realizada para esse experimento.
1.7 Dados do clima ao longo dos experimentos
1.7.1 Temperaturas máximas e mínimas
No período de exposição das amostras à radiação solar foram colocados dois
termômetros de determinação das temperaturas máximas e mínimas (Incoterm
®
–
Indústria de Termômetros Brasil). Um dos termômetros foi colocado dentro da água
onde os tubos eram imersos (figura 5; página 46) e o outro, em local próximo à
exposição. Em ambos os experimentos as leituras foram feitas nos seguintes dias
após o início da exposição: 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7, 9, 11 e 13.
1.7.2 Dados de intensidade luminosa e precipitação
Os dados de intensidade luminosa e de precipitação foram obtidos junto à
estação meteorológica do Campus da Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro
(21
o
75’ S; 41
o
30’ O e 11 m de altitude). A estação encontra-se próxima ao Centro de
Ciências e Tecnologia da Universidade Estadual do Norte Fluminense, local onde
foram realizados os experimentos (≈ 2 km de distância). Os dados de luminosidade
foram obtidos com o auxilio do Pyranometer CM 11 nº 7.1415.01.000 da ADOLF
THIES GmbH & Co.KG, instrumento utilizado para realizar medidas meteorológicas.
As medidas foram feitas durante todo o dia com intervalos de 6 minutos entre elas. O
espectro de medida da radiação é de 0,305 a 2,8 µm e a intensidade é expressa em
W m
-2
. As medidas de precipitação foram realizadas utilizando-se um pluviômetro
padrão com aproximadamente 20 cm de diâmetro no topo (coletor) e um tubo de
medida cilíndrico com um décimo da área de seção reta do coletor.
53
2 RESULTADOS E DISCUSSÃO
Tendo conhecimento das inúmeras variáveis e processos que podem atuar na
degradação dos pesticidas em ambientes aquáticos naturais, buscou-se ao longo do
trabalho elevar gradativamente a complexidade do meio onde o estudo cinético
estava sendo realizado, visando ao final indicar com maior propriedade o que ocorre
com o paration metílico nesses ambientes. Neste capítulo são analisados apenas os
estudos de degradação realizados em solução aquosa, na presença ou ausência de
ácidos húmicos sintéticos. Entre outros objetivos, no experimento 1 buscou-se
avaliar a degradação do paration metílico via processos de hidrólise e fotólise direta
e ainda iniciar a investigação dos produtos de degradação gerados. No experimento
2, além dos processos citados, a degradação via fotólise indireta também foi
estudada. Antes de iniciar a discussão dos estudos de degradação propriamente
ditos, serão discutidos, ainda que de maneira preliminar, alguns aspectos relevantes
sobre procedimentos realizados em todos os experimentos. Estes procedimentos
visavam aproximar ao máximo as condições dos estudos de degradação do
pesticida com as condições encontradas nos ambientes aquáticos naturais (objetivo
buscado ao longo destes estudos).
2.1 Temperatura da solução nos estudos de degradação
A temperatura na qual o estudo de degradação é realizado tem influência
direta, principalmente, sobre o processo de degradação via hidrólise. Com auxilio
dos dados apresentados na tabela 11, observa-se que com pequenas variações na
temperatura de avaliação do processo de hidrólise, há uma grande discrepância nos
resultados cinéticos obtidos. Variando-se, por exemplo, a temperatura de 32ºC para
40ºC, o tempo de meia-vida de degradação do paration metílico devido à hidrólise
cai de 96 para 10 dias, ou seja, com o acréscimo de 8ºC na temperatura de
avaliação desse processo, a degradação é aproximadamente 10 vezes mais rápida.
54
Tabela 11: Constante de velocidade e tempo de meia-vida (cinética de 1ª ordem) da
hidrólise em solução aquosa (água ultra-pura) do paration metílico em diferentes
temperaturas
Temperatura (
o
C) k (d
-1
) t
1/2
(dias)
Condições Referência
24 0,00475 147
32 0,00723 96
40 0,0680 10
pH 8,0
(tampão fosfato)
Noblet et al., 1996
6 (±0,5) - 237
22 (±1,5) - 46
pH 6,1
Lartiges e
Garrigues, 1995
Muito provavelmente, devido às elevadas temperaturas registradas no local
de exposição das amostras ao sol ao longo dos experimentos (até 47
o
C), se os
tubos de borossilicato utilizados no trabalho fossem expostos à radiação solar na
ausência de um sistema para o controle de temperatura a solução em seu interior
chegaria a temperaturas muito diferentes das encontradas em ambientes aquáticos
naturais. Nessas condições o processo de hidrólise poderia estar sendo evidenciado
em detrimento a outros processos (ex. fotólise direta e indireta) que poderiam ser
mais relevantes na degradação do paration metílico nesses ambientes, inferindo
erros ao presente trabalho. Desse modo, visando evitar o elevado aquecimento nas
soluções no interior dos tubos e minimizar grandes variações de temperatura em seu
interior que pudessem ocorrer ao longo dos dias de exposição, os estudos de
degradação foram realizados com os tubos imersos em água (figura 5 e esquema 2;
página 46), exceto no experimento 1, onde alguns frascos foram acondicionados
dentro do laboratório, a fim de verificar a eficiência do procedimento adotado.
A água é um líquido que possui elevada capacidade calorífica, a temperatura
ambiente aproximadamente igual a 4 J.K
-1
.g
-1
(Atkins, 1999), ou seja, para promover
a variação de 1 K na temperatura de 1 g de água precisa-se fornecer uma
quantidade de calor igual a 4 J, com aumento da massa de 1 para 100g a
quantidade de calor necessária para realizar a mesma variação de temperatura
também é multiplicada por 100. De maneira resumida, pode-se considerar que
quanto maior a massa de água mais difícil se torna variar sua temperatura. Sendo
assim, rios e lagos, por exemplo, apresentam uma certa estabilidade térmica, devido
às grandes massas de água que geralmente possuem. Desse modo, fica claro que
se os tubos de borossilicato, com pequenos volumes, apenas 40 mL, fossem
expostos diretamente à radiação solar, a variação de temperatura da solução em
seu interior muito provavelmente seria similar à observada no ambiente.
55
A figura 11 mostra a variação das temperaturas máximas e mínimas ao longo
do experimento 1 medidas por dois termômetros de máximo/mínimo, um localizado
dentro da água (≈ 900 L) onde os tubos estavam imersos (interno – I) e o outro bem
próximo ao local do experimento (externo – E). Analisando a figura 11, verifica-se
que a variação de temperatura no ambiente (aproximadamente de 22 a 47ºC) é
muito superior à variação de temperatura no interior da água (aproximadamente de
25 a 32ºC). Observando a tabela 15 (página 61), verifica-se ainda que não há
grande diferença entre o tempo de meia-vida das amostras expostas ao sol com
papel alumínio e as acondicionadas dentro do laboratório (26±3
o
C), ambas
apresentam tempo de meia vida próximo de 32 dias. Esses resultados evidenciam
que a imersão dos tubos em um grande volume de água para a realização dos
estudos de degradação foi eficaz e importante para se alcançar os objetivos
propostos no trabalho. Dados semelhantes aos mostrados na figura 11 para o
experimento 1, foram coletados para os demais experimentos, sendo mostrados em
anexo (figuras 38, 39 e 40).
0 2 4 6 8 10 12 14
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Max (I) Min (I) Max (E) Min (E)
Temperatura (
o
C)
Dia da Leitura
Figura 11: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente
(externo – E) ao longo do experimento 1
Na tabela 12 são resumidos alguns dados referentes à exposição das
amostras à radiação solar de alguns trabalhos presentes na literatura que
investigaram a degradação de pesticidas utilizando luz do sol como fonte luminosa
56
(vale ressaltar que muitos dos trabalhos citados fizeram ainda investigações
utilizando lâmpadas como fonte de radiação).
Tabela 12 : Dados referentes à exposição das amostras à radiação solar de alguns
trabalhos presentes na literatura
País
Informações
sobre o
período de
exposição
Variação de
temperatura
(
o
C)
Material do
recipiente
Volume
da
solução
Referência
França
Fevereiro -
julho (1993)
-2 a 25 Borossilicato *4 L
Lartiges e
Garrigues (1995)
Portugal
Maio - junho
(1996)
13 (±3) a
21(±5)
Borossilicato 1 L
Castillo et al.
(1997)
Alemanha
Primavera
25
Temperatura
controlada
Borossilicato 0,5 L
Mansour et al.
(1997)
França
Junho - julho
(1999)
- Borossilicato -
Vialaton e
Richard (2002)
Eslovênia - 10 a 25 - 1 L
Bavcon et al.
(2003)
Estados
Unidos
Dias
ensolarados
- Quartzo -
Campbell et al.
(2004)
Grécia
Junho – julho
(2003)
16 a 33 Quartzo 1 L
Dimou et al.
(2005)
Eslovênia - - Vidro -
Prosen e
Zupančič-Kralj
(2005)
* Recipiente de 10 L aberto, após cada amostragem o volume era ajustado para 4 L
considerando-se a respectiva diluição.
Observando os dados acima, verifica-se que apenas um dos trabalhos citados
controlou a temperatura da solução onde os testes eram realizados, porém a
manteve constante, o que para representar um ambiente aquático natural pode não
ter sido uma escolha adequada, visto que variações de temperatura são observadas
nesses meios. Para os demais trabalhos, muito provavelmente a variação de
temperatura da solução contendo os pesticidas foi similar a do ambiente no período
de realização dos testes, visto os pequenos volumes de amostras utilizados e a
inexistência de metodologias para o controle da temperatura. No caso dos trabalhos
que mencionaram a variação de temperatura ao longo dos experimentos, dados
valiosos, e até certo ponto indispensáveis para interpretação dessa classe de
57
estudos, nenhum deles parece ter tido problemas com a elevação exagerada da
temperatura como poderia ter ocorrido no presente trabalho. Lartiges e Garrigues
(1995) podem ter tido problemas com as baixas temperaturas detectadas (até - 2
o
C),
podendo inclusive ter ocasionado o início do processo de congelamento das
amostras (situação não mencionada pelos autores), o que muito provavelmente não
aconteceria com as águas de um rio ou de um lago, porém mesmo dessa maneira
não aparenta ser uma variação brusca em relação ao ambiente do país onde o
estudo foi realizado. Para o caso dos trabalhos que não determinaram a variação de
temperatura ao longo dos experimentos, o trabalho realizado por Campbell et al.
(2004), no estado do Havaí (Estados Unidos) parece ser o único que poderia ter tido
problemas com as elevadas temperaturas, porém os compostos com os quais o
trabalho foi realizado possuíam tempo de meia vida de hidrólise elevado com relação
ao da fotólise, desse modo os autores não se preocuparam com elevações
exageradas de temperatura. Nota-se ainda que todos os trabalhos citados na tabela
12 foram realizados em países do hemisfério norte, o que pode elevar a importância
do presente trabalho, visto que a degradação dos pesticidas em ambientes
aquáticos naturais pode variar bastante de ambiente para ambiente devido às
diferentes características de cada região, como foi apresentado no capítulo 1. A
degradação abiótica dos pesticidas nesses ambientes vai depender de diversas
variáveis naturais, como as características físico-químicas da água (quantidade e
“tipo” de matéria orgânica dissolvida, pH, presença de algumas espécies oxidantes,
entre outros fatores) e as características climáticas (temperatura, intensidade da
radiação solar, entre outros fatores). Desse modo, mesmo que as condições
climáticas do nosso país muitas vezes favoreçam a degradação desses compostos
em ambientes aquáticos naturais, quando comparados a grande parte dos países do
hemisfério norte, devido às elevadas temperaturas e intensa radiação solar durante
praticamente todo o ano. Trabalhos que verifiquem o real impacto desses produtos
em ambientes aquáticos dessa região se fazem necessários, mesmo porque a
degradação inicial desses produtos, muito provavelmente favorecida em ambientes
aquáticos nesse hemisfério, muitas vezes não significa que eles tenham se tornado
totalmente inócuos ao meio ambiente, como visto no capítulo anterior (Capítulo 1).
2.2 Frascos utilizados para realização dos estudos de degradação
Além da temperatura, um outro fator que pode influenciar de maneira decisiva
a degradação de um pesticida nos ambientes aquáticos naturais é a radiação solar.
58
Além da intensidade da radiação, o comprimento de onda incidente na amostra pode
ser determinante no seu processo de degradação nesses meios. Desse modo,
quando se almeja avaliar um processo foto-dependente que ocorre em águas
naturais deve-se escolher um material que não altere, ou ainda, altere da menor
maneira possível as características da radiação solar incidente na amostra.
Analisando a tabela 12 (página 56), verifica-se que existem basicamente três tipos
de materiais que constituem os recipientes utilizados nos experimentos que realizam
exposição das soluções a radiação solar, sendo eles: vidros de quartzo, borossilicato
e o vidro comum. Dos três, o quartzo é o material mais “transparente” à radiação UV,
porém possui um custo de aquisição elevado, um dos motivos pelos quais não foi
utilizado no presente trabalho. Porém o material do vidro utilizado nessa classe de
trabalhos não precisa ser necessariamente “transparente” em toda região do UV-
VIS, basta não absorver, ou ainda, absorver o menos possível a radiação
proveniente do sol que alcança os corpos aquáticos naturais.
Analisando a figura 12, verifica-se que o vidro de borossilicato, utilizado nos
experimentos, inicia uma absorção mais significativa da radiação solar, ou seja,
observa-se uma queda na transmitância, a partir de aproximadamente 350 nm,
próximo de 290 nm a transmitância chega a 50 % e só a partir de 250 nm o vidro
absorve totalmente a radiação eletromagnética. Considerando-se que poucos fótons
com comprimento de onda inferior a 290 nm, e nenhum inferior a 280 nm, chegam à
superfície terrestre (INPE, 2006), pode-se considerar que a escolha na utilização do
vidro de borossilicato muito provavelmente não induziu erros significativos ao
trabalho. Utilizando os dados citados acima, vale ressaltar ainda, que mesmo que os
estudos de degradação fossem realizados com tubos de quartzo, não haveria fótons
com comprimento de onda adequado para interagir diretamente com a transição
eletrônica mais energética (π → π
*
) do composto em estudo, visto que, a mesma
ocorre em comprimentos de ondas menores que 250 nm. Desse modo, a escolha de
tubos de quartzo para os testes de degradação poderia apenas elevar o número de
fótons que interage com a transição eletrônica menos energética (n → π
*
) do
composto, conseqüentemente podendo levar a uma cinética de degradação via
fotólise levemente mais acelerada e não alterar bruscamente o processo.
59
200 300 400 500 600 700 800
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Absorbância
Formulado 31mg/L
Padrão 31mg/L
λ (nm)
0
20
40
60
80
100
Radiação solar na
superfície terrestre (UV-VIS)
Transmitância
Vidro de Borossilicato
Figura 12: Espectro eletrônico das soluções aquosas de paration metílico (absorbância) e
do vidro de borossilicato (média de três frascos) utilizado no presente experimento
(transmitância)
Com relação aos frascos de vidro, acredita-se que sua escolha seria
inadequada para se alcançar os objetivos propostos no trabalho, visto que, muito
provavelmente esse tipo de material absorveria parcela importante da radiação
eletromagnética proveniente do sol. Vale ressaltar ainda que, tubos de um mesmo
material, muito provavelmente de fabricantes diferentes, podem apresentar
diferenças na absorção da radiação eletromagnética. Com auxílio da tabela 13,
observam-se variações na transmitância dos vidros de borossilicato utilizados no
presente trabalho para os utilizados por Vialaton e Richard (2002). Para radiações
com comprimentos de onda próximos a 310 nm, por exemplo, a transmitância do
vidro utilizado por esses pesquisadores já é de apenas 54 % enquanto que para os
vidros utilizados no presente trabalho ainda é de 79%. Essas diferenças podem
ainda estar sendo observadas devido a diferenças na determinação desses valores.
No caso do presente trabalho os espectros eletrônicos, de três amostras, foram
obtidos após fixação, individual, de pedaços de tubos quebrados no suporte de
cubetas de um espectrofotômetro UV-Vis da Shimadzu. O espectro foi obtido para
apenas uma camada de vidro, sendo o espectrofotômetro zerado com ar
atmosférico.
60
Tabela 13: Comparação entre a transmitância dos tubos de borossilicato utilizados no
presente trabalho (T
tb1
) e nos experimentos realizados por Vialaton e Richard (T
tb2
) em
determinados comprimentos de onda
λ (nm) T
tb1
(%) T
tb2
(%)
320 86 71
310 79 54
300 68 28
2.3 Experimento 1
Esse experimento foi realizado entre os dias 1º e 14 do mês de abril do ano
de 2005. Alguns resultados relacionados às condições climáticas avaliadas ao longo
do experimento encontram-se na tabela 14.
Tabela 14: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da
precipitação dos dias em que foi realizado o experimento 1
Período
Média da temperatura
mínima e máxima (ºC)
Radiação
(W m
-2
)
Precipitação
(mm)
01/04/05 (14:24)
a
14/04/05 (15:00)
Interna
24,9 (±0,8)
32,0 (±0,6)
Externa
24,7 (±1,0)
40,4 (±2,8)
227,69 6,60
2.3.1 Cinética de Degradação
Nesse experimento foi utilizada apenas solução aquosa de paration metílico
formulado com o objetivo de avaliar a degradação do pesticida principalmente via os
processos de hidrólise e fotólise direta. Vale ressaltar que esse experimento foi
realizado com concentrações iniciais elevadas do pesticida (89 mg L
-1
) quando
comparado com os demais experimentos (≈200 µg L
-1
). O objetivo dessa variação
será discutido no item seguinte.
Para os frascos envolvidos com papel alumínio, acondicionados dentro do
laboratório (AUPL1) ou expostos ao sol, imersos em água (AUPE1), muito
provavelmente a degradação do composto ocorreu exclusivamente via reação de
hidrólise. Analisando a figura 13 e a tabela 15, verifica-se que de maneira isolada
esse processo não induz a uma degradação elevada do composto. Após treze dias
de experimento houve apenas 23 e 27% de degradação do pesticida nas amostras
acondicionadas no laboratório e expostas ao sol com papel alumínio,
respectivamente. O tempo de meia vida calculado, pois não se chegou à metade da
61
concentração do paration metílico nessas amostras, foi de aproximadamente 32
dias, valor próximo ao encontrado no trabalho realizado por Lartiges e Garrigues
(1995) (tabela 11; página 54). Quando os autores realizaram a avaliação do
processo de hidrólise do paration metílico a uma temperatura de 22 (±1,5
o
C) e pH
de 6,1, condições próximas ao presente estudo, o tempo de meia vida encontrado foi
de 46 dias. Essa divergência encontrada entre os valores do tempo de meia-vida
podem ter ocorrido devido à diferença de pH do meio (6,1 → 5,2), a erros no tempo
de meia vida calculado, ou ainda, mais provavelmente, pela diferença de
temperatura na qual o processo de hidrólise foi avaliado. No presente experimento, a
temperatura foi de 26 (±3ºC) para as amostras acondicionadas dentro do laboratório
e variou de 24,9 (±0,8ºC) a 32,0 (±0,6ºC) para as amostras expostas ao sol com
papel alumínio. Ou seja, no presente trabalho foram utilizadas temperaturas mais
elevadas, o que muito provavelmente levou a um acréscimo na taxa de degradação
via hidrólise e conseqüente diminuição no tempo de meia vida do composto.
Tabela 15: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 1,
considerando-se uma reação de primeira ordem
AUPC1
AUPE1
AUPL1
Concentração inicial (mg.L
-1
) 89
pH (inicial) 5,2
a
k (dias
-1
) 0,0583 0,0217 0,0215
a
R
2
0,94 0,92 0,87
b
Tempo de meia vida (dias) 11,89 32 32
Degradação após 13 dias (%) 60 27 23
a
Dados obtidos através da curva: ln [C]/[C
0
] versus tempo, coeficiente angular é -k e o
coeficiente de correlação é R
2
;
b
Determinado através da equação: (t
1/2
= ln2/k); AUPC1 e
AUPE1: Solução aquosa de PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio,
respectivamente; AUPL1: Solução aquosa de PM formulado acondicionada com papel alumínio
no laboratório; “1”:experimento 1.
62
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
AUPC1
AUPE1
AUPL1
C/C
0
Tempo (dias)
Figura 13: Degradação do paration metílico em soluções aquosas acondicionadas em
diferentes condições
(AUPC1 e AUPE1: Solução aquosa de PM formulado exposta ao sol sem e com papel
alumínio, respectivamente; AUPL1: Solução aquosa de PM formulado acondicionadas com
papel alumínio no laboratório; “1”:experimento 1)
No caso dos frascos expostos diretamente à radiação solar (AUPC1), nos
quais a velocidade de degradação do paration metílico é mais rápida (tabela 15),
além do processo de hidrólise, os processos de fótolise (direta e indireta) também
podem estar ocorrendo. A degradação do pesticida ocasionada por fotólise indireta
nessas soluções não foi inicialmente descartada devido à possibilidade de
substâncias presentes na formulação, as quais não foram possíveis de serem
identificadas, absorverem radiação e encadearem o processo de fotólise
sensibilizada. Porém, analisando a figura 12 (página 59), verifica-se que na faixa do
UV, onde a radiação eletromagnética proveniente do sol chega à superfície da terra,
não há grandes variações entre o espectro de absorção da solução aquosa de
paration metílico preparada a partir da formulação e do composto padrão, ambas
com a mesma concentração do principio ativo (31 mg L
-1
). Indicando assim, que
muito provavelmente não existem substâncias na formulação que absorvam de
maneira eficaz nessa região do espectro, diminuindo a probabilidade da fotólise
indireta estar acontecendo nesse meio.
63
Dessa maneira, a velocidade de degradação mais acentuada para as
amostras expostas diretamente à radiação solar (t
1/2
= 11,89 dias), com relação às
envolvidas com papel alumínio (t
1/2
≈ 32 dias), muito provavelmente ocorreu devido
aos processos de fotólise direta e de hidrólise estarem ocorrendo ao mesmo tempo
no meio. Como já mencionado, nenhum fóton com comprimento de onda inferior a
280 nm chega à superfície terrestre (INPE, 2006), desse modo, pode-se considerar
que a fotólise direta do composto está ocorrendo devido à interação dos fótons
provenientes do sol com a sua transição eletrônica menos energética (n → π
*
). A
fotólise direta de pesticidas organofosforados devido à absorção de radiação
eletromagnética com energia similar à sua transição eletrônica de mais baixa energia
já foi relatada na literatura. Zamy et al. (2004) realizaram estudos cinéticos com
soluções aquosas (composto padrão) de quatro pesticidas organofosforados
utilizando como fonte luminosa uma lâmpada fluorescente policromática que emitia
radiação eletromagnética com comprimento de onda superior a 285 nm. Nessas
condições havia apenas uma pequena sobreposição entre o espectro de emissão da
lâmpada e a banda de transição de menor energia dos compostos em estudo
(isofenfós, profenfós, dissulfoton, isazofós), e mesmo nessas condições os
compostos sofreram degradação via fotólise direta, sendo superior para o composto
com a banda de transição de menor energia mais sobreposta com o espectro de
emissão da lâmpada (isofenfós).
2.3.2 Produtos de degradação
A elevada concentração utilizada no presente experimento (89 mg L
-1
) em
relação aos demais (≈ 200 µg L
-1
) teve como principal objetivo avaliar a degradação
do paration metílico analisando de maneira detalhada os possíveis produtos de
degradação desse composto em meio aquoso. Nestas condições (concentrações
elevadas), tornou-se mais fácil a detecção desses produtos e pôde-se ainda utilizar o
método de varredura (SCAN) para avaliá-los. Principalmente através da
interpretação dos espectros de massas gerados, e ainda através de sua correlação
com os espectros presentes no banco de dados da biblioteca do sistema
cromatográfico utilizado (NIST107) e os dados presentes na literatura, foi possível
apresentar uma proposta para a estrutura dessas moléculas. Uma análise mais
detalhada da elucidação estrutural para os compostos descritos nesse item
encontra-se no capítulo 3.
64
Analisando a figura 14A observa-se que, mesmo para o extrato de amostras
iniciais, o número de compostos detectados é elevado. Sugere-se que isto
provavelmente ocorreu devido à utilização da formulação ao invés do composto
padrão, que possui elevado grau de pureza e é o mais utilizado em trabalhos que
avaliam a degradação dos pesticidas em meio aquoso (Lartiges e Garriges, 1995;
Noblet et al., 1996; Castillo et al., 1997; Farran et al., 1998).
Figura 14: Cromatogramas obtidos, no experimento 1, após injeção de 1 µL do extrato
concentrado para a amostra inicial (A) e expostas à radiação solar com (B) e sem (C) papel
alumínio após 2 dias de exposição. 1: tiofosfato de trimetila; 2: 1-metoxi-4-nitrobenzeno; 3:
p-nitrofenol; 4: tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila; 5: paraoxon metílico.
Na figura 15 (página 66) são mostrados os espectros de massas obtidos para
os compostos 1 (COM1), 2 (COM2) e 3 (COM3) do cromatograma da figura 14, com
suas prováveis estruturas e uma fragmentação característica. Observando as
A
B
C
1
2
3
4
5
65
moléculas obtidas, verifica-se que muito provavelmente esses três compostos já
presentes na formulação são oriundos do processo de síntese do paration metílico,
seja como reagentes ou ainda como subprodutos desse processo. A presença de
compostos diferentes do princípio ativo na formulação é um fator preocupante, visto
que a utilização desse agrotóxico nas lavouras não gera de maneira direta apenas o
paration metílico como resíduo. Além desse composto, vários outros estão sendo
despejados no meio ambiente, contrariando alguns mandamentos da química verde
(Lenardão et al. 2003). Vale ressaltar ainda que, com essa observação, surge a
hipótese de que processos que ocorrem em ambientes naturais podem não estar
sendo avaliados quando apenas compostos puros (compostos padrão) são
utilizados nos testes de degradação, visto que uma composição muito mais
complexa está sendo lançada nestes locais.
O composto p-nitrofenol, o qual foi encontrado na formulação inicial, é
extensamente citado como produto de hidrólise do paration metílico, tanto em
trabalhos que avaliam a degradação somente via esse processo (Farran et al., 1998;
Noblet et al., 1996) ou ainda em trabalhos que realizam o estudo da degradação
utilizando luz solar (Castillo et al., 1997). Existe a possibilidade dele já ser um
produto de degradação do princípio ativo presente no interior da formulação, ou
ainda ter sido gerado durante o pequeno intervalo de tempo entre o preparo das
soluções e a realização do processo de extração no tempo inicial (≈ 2 horas). Porém
acredita-se que seja pouco provável que a totalidade desse composto detectado no
tempo inicial provenha desses processos, muito provavelmente eles geram apenas
uma pequena quantidade. Vale ressaltar que não foi objetivo do trabalho identificar
todos os possíveis compostos presentes na formulação utilizada, e sim verificar
variações nas concentrações desses e de novos produtos gerados ao longo dos dias
de exposição relacionando assim ao processo de degradação do paration metílico. E
ainda avaliar se existem diferenças nesses processos quando acondicionados em
diferentes meios. Analisando a figura 14, com esse enfoque, verifica-se inicialmente
que não há grandes diferenças entre o cromatograma obtido para a amostra no
tempo inicial (figura 14A) e para as amostras após dois dias de exposição à radiação
solar com papel alumínio (figura 14B). Observa-se apenas uma aparente diminuição
no pico do composto 3 (p-nitrofenol) do cromatograma A para o B (confirmada pela
figura 18; página 70). Uma grande diferença porém, é observada quando compara-se
os dois cromatogramas citados acima (figuras 14 A e B) com o obtido para a amostra
66
exposta diretamente à radiação solar após dois dias de exposição (figura 14C). Há um
aumento significativo nos picos de alguns compostos (p-nitrofenol, por exemplo) e
verifica-se ainda a detecção de novas moléculas, por exemplo, os compostos 4 e 5,
evidenciando assim, a dependência da formação desses dois compostos com a
presença da radiação solar.
Figura 15: Espectros de massa obtidos para o composto 1 (tiofosfato de trimetila),
2 (1-metoxi-4-nitrobenzeno) e 3 (p-nitrofenol), com suas respectivas estruturas e alguns
fragmentos característicos.
Na figura 16, são mostrados os espectros de massas obtidos para o paration
metílico padão (PM) e para os compostos 4 (COM4) e 5 (COM5), com suas
prováveis estruturas e uma fragmentação característica. Analisando a figura 16,
verifica-se a similaridade entre os espectros de massa do PM e do composto 4,
indicando, como foi proposto, que houve apenas pequenas alterações na estrutura
do pesticida em estudo para a formação dessa nova molécula. Observa-se ainda
O
P
O
S
O
P
O
O
H
m/z 93
NO
2
O
m/z 123
O
O
NO
2
OH
m/z 109
OH
O
COM1
COM2
COM3
67
que o composto 4 possui massa par, ou seja, muito provavelmente não possui o
átomo de nitrogênio, dados que estão de acordo com a estrutura proposta.
Figura 16: Espectros de massa obtidos para o paration metílico padrão (PM), e para os
compostos 4 (tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila) e 5 (paraoxon metílico), com suas
respectivas estruturas e alguns fragmentos característicos.
O paraoxon metílico, assim como o p-nitrofenol, é um produto de degradação
do pesticida em estudo já reportado na literatura. Entretanto, esse composto é citado
quando os estudos de degradação são realizados na presença de uma fonte de
radiação, por exemplo, a luz solar (Castillo et al., 1997). A conversão oxidativa da
ligação P=S em P=O, nos compostos organofosforados é extensamente discutida na
literatura (Mansour et al., 1997; Caldas et al., 2000; Patrick, 2001; Burrowns et al.,
2002; Pehkonen e Zhang, 2002). Considerando-se apenas a degradação abiótica, a
presença de radiação eletromagnética parece ser decisiva para que haja a
realização dessa conversão na estrutura do pesticida em meio aquoso. Fatores
O
OH
P
S
O
O
O
NO
2
P
S
O
O
O
NO
2
P
O
O
O
COM5
COM4
PM
m/z 109
O
OH
m/z 109
OH
O
m/z 109
OH
O
68
bióticos também podem levar a essa conversão oxidativa. De maneira geral, verifica-
se que a formação dessa nova ligação (P=O) nos pesticidas organofosforados é um
fator decisivo para o aumento da toxicidade desses produtos, assunto que será mais
bem abordado adiante. Em relação ao composto 4, inicialmente sua formação não
era esperada, visto que não é um produto de degradação do paration metílico
comumente reportado na literatura. Vale ressaltar que, por não possuir um nome
usual, essa molécula continuará sendo denominada de composto 4 no decorrer do
texto.
Como ilustrado na figura 14 (página 64), o paraoxon metílico, como era
esperado, e ainda o composto 4 foram detectados apenas nas amostras expostas
diretamente à radiação solar. Na figura 17, relaciona-se a degradação do paration
metílico nessas amostras (AUPC1) com a formação e degradação de alguns de seus
produtos de decomposição detectados no presente experimento: p-nitrofenol (NFC),
composto 4 (COM4) e o paraoxon metílico (PAC). Analisando essa figura, observa-
se que do tempo inicial até aproximadamente o sexto dia de exposição ao sol há um
aumento na concentração dos produtos de degradação do paration metílico nessas
amostras, seguido de um posterior processo de decomposição dos mesmos. Até o
décimo terceiro dia de análise (último dia do experimento) não se observa uma
degradação significativa desses compostos (produtos de degradação). Vale lembrar
que nesse experimento foi utilizada uma concentração do pesticida diferente das
usualmente encontradas em ambientes aquáticos naturais (Kammerbauer e
Moncada, 1998). Desse modo, resultados distintos podem ser encontrados quando o
estudo de degradação é realizado em condições mais próximas à realidade, assunto
que será abordado no capítulo 4.
69
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
AUPC1 NFC PAC COM4
A
t
/A
Tempo (dias)
Figura 17: Comparação da degradação do paration metílico, em solução aquosa, com a
formação e posterior degradação de alguns de seus produtos de degradação para as
amostras expostas diretamente à radiação solar
(A
t
/A = Área obtida no tempo t dividida pela maior área obtida para aquela substância ao
longo das análises; AUPC1: Solução aquosa de PM formulado exposta diretamente à
radiação solar; NFC, PAC e COM4 : Respectivamente, p-nitrofenol, paraoxon metílico e
tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila, produtos de degradação detectados nas amostras
expostas diretamente a radiação solar)
Com relação à análise dos produtos de degradação nas amostras expostas à
radiação solar envolvidas com papel alumínio ao longo dos dias de exposição,
verifica-se na figura 18 que inicialmente há a degradação do p-nitrofenol (NFE), para
posteriormente haver um aumento na sua concentração seguido de um novo
declínio. Esse comportamento diferente do observado para as amostras expostas
diretamente à radiação solar (AUPC1), muito provavelmente foi obtido devido à lenta
degradação do paration metílico nessas amostras (AUPE1) quando comparado com
as amostras expostas diretamente à radiação solar (figura 18). Dessa maneira,
inicialmente ambos os compostos, paration metílico e o p-nitrofenol, exibem um
processo de degradação, em seguida ocorre a formação do p-nitrofenol proveniente
da degradação do paration metílico e verifica-se um aumento na sua concentração,
porém posteriormente ao nono dia de exposição, esta começa a cair novamente.
Vale ressaltar, como já mencionado acima, que nas amostras expostas ao sol com
papel alumínio não foram detectados o composto 4 e o paraoxon metílico.
70
0 2 4 6 8 10 12 14
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
AUPC1
NFE
AUPE1
A
t
/A
Tempo (dias)
Figura 18: Comparação da degradação do paration metílico (Claro e Escuro) com a formação
e posterior degradação do p-nitrofenol nas amostras expostas ao sol com papel alumínio
(A
t
/A = Área obtida no tempo t dividida pela maior área obtida para aquela substância ao
longo das análises; AUPC1 e AUPE1: Solução aquosa de PM formulado exposta ao sol
sem e com papel alumínio, respectivamente. NFE: p-nitrofenol detectado nas amostras
expostas ao sol com papel alumínio.)
Correlacionando os dados discutidos acima, pôde-se propor um caminho
inicial para a degradação do paration metílico em meio aquoso considerando alguns
fatores, tais como a presença e ausência de radiação solar (figura 19).
Figura 19: Proposta para a degradação inicial do paration metílico formulado em meio
aquoso, considerando apenas os compostos detectados
O
NO
2
P
S
O
O
O
OO
OH
HH
H
NO
2
O
NO
2
P(OCH
3
)
2
O
O
HO
P(OCH
3
)
2
S
MM=247
MM=234
Com ou sem radiação solar
MM=263
Radiação solar
Radiação solar
MM=139
71
O
N
O
2
P
(
O
C
H
3
)
2
S
Dessul
furização
Oxidativa
(insetos)
O
N
O
2
P(
O
C
H
3
)
O
MAMÍFEROS
INSETOS
(paration metílico = pró-droga inativa)
(paraoxon metílico = droga ativa)
Metabolismo
P
M
e
O
M
e
O
S
O
H
(Fosforilação de enzimas - Ex. Acetilcolinesterase)
Morte
Excreção
Considerando-se que o paration etílico e metílico atuam de maneira similar
nos metabolismos descritos na figura 20, a fácil conversão do paration metílico em
paraoxon metílico devido à presença de radiação solar, observada nos dados
discutidos anteriormente, muito provavelmente é um fator preocupante para a saúde
pública. Analisando a figura 20, verifica-se que o paration metílico atua como uma
pró-droga, precisando ser convertido em seu análogo paraoxon para se tornar uma
droga ativa. No caso dos insetos, o metabolismo realiza essa transformação e como
descrito na figura, leva-os à morte. Nos mamíferos, essa dessulfurização na
estrutura do paration metílico não é observada e o metabolismo gera produtos que
são inativos e facilmente excretados. Analisando esses dados, verifica-se que o
contato direto dos mamíferos com o composto oxigenado (paraoxon metílico), ao
invés do composto sulfurado (paration metílico), muito provavelmente pode levar a
ações mais graves ao seu organismo, visto que o mesmo entra em contato com a
droga ativa do pesticida. Esse composto muito provavelmente irá promover a
fosforilação de algumas enzimas de maneira irreversível, entre elas a
acetilcolinesterase. Essa reação irá levar à inibição dessa enzima, gerando
conseqüentemente um acúmulo de acetilcolina nas sinapses nervosas,
desencadeando uma série de efeitos parassimpaticomiméticos, podendo levar o
organismo à morte. (Brasil, 1998; Caldas et al., 2000; Patrick, 2001).
Figura 20: Metabolismo proposto do paration metílico em mamíferos e insetos baseado no
mecanismo apresentado por Patrick (2001) para o paration etílico
72
2.4 Experimento 2
Esse experimento foi realizado entre os dias 16 e 29 do mês de junho do ano
de 2005. Alguns resultados relacionados às condições climáticas avaliadas ao longo
do experimento encontram-se na tabela 16.
Tabela 16: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da
precipitação dos dias que foram realizados o experimento 2
Período
Média da temperatura
máxima e mínima (ºC)
Radiação
(W m
-2
)
Precipitação
(mm)
16/06/05 (16:00)
a
29/06/05 (16:36)
Interna
20,2 (±1,5)
24,6 (±2,5)
Externa
19,6 (±1,3)
37,0 (±7,1)
154,93 32,5
2.4.1 Cinética de degradação
Nesse experimento foram utilizadas soluções aquosas de paration metílico com
e sem AHS. Desse modo a complexidade do estudo de degradação foi elevada. Além
dos processos de hidrólise e fotólise direta observados no experimento 1, outros
processos, tais como: fotólise indireta, reações de oxidação catalisadas pelos AHS e
ainda processos de biodegradação devido à presença da matéria orgânica dissolvida
também são esperados nesses meios (Perdue e Wolfe, 1982; Wolfe et. al., 1990). Vale
ressaltar que a partir desse experimento todos os tubos foram expostos ao sol (imersos
em água) e a concentração inicial do pesticida nas soluções foi de aproximadamente
200 µg L
-1
, visando trabalhar com concentrações mais próximas das encontradas no
meio ambiente (Castillo et. al. 1997; Kammerbauer e Moncada, 1998).
Para as amostras em solução aquosa sem a presença de AHS, observou-se o
mesmo comportamento obtido no experimento 1. Analisando a tabela 17, verifica-se
que a degradação do paration metílico nas amostras expostas diretamente à
radiação solar (AUPC2) foi superior à observada nas amostras expostas ao sol
envolvidas com papel alumínio (AUPE2). Como mencionado anteriormente, esse
fato é observado porque a degradação no primeiro caso ocorre através dos
processos de hidrólise e fotólise direta enquanto que no segundo caso apenas o
processo de hidrólise atua na decomposição do composto. Ainda com relação à
tabela 17, observa-se um acréscimo no tempo de meia vida, ou seja, uma
diminuição na taxa de degradação, quando comparam-se amostras similares do
experimento 1 com o experimento 2. Por exemplo, no caso das amostras expostas
73
diretamente à radiação solar, o tempo de meia vida aumentou de 11,89 dias
(AUPC1) para 16 dias (AUPC2), um acréscimo de aproximadamente 25 % e para as
amostras expostas ao sol envolvidas com papel alumínio a variação é de 32 dias
(AUPE1) para 36 dias (AUPE2), ou seja, um acréscimo de aproximadamente 11%.
Relacionando essas observações com as diferenças verificadas no clima ao longo
do experimento 1 e experimento 2 observa-se que houve uma diminuição de
aproximadamente 32 % na intensidade média de radiação (227,69 → 154,93 W m
-2
)
e apenas aproximadamente 1,7 % (298 K → 293 K) e 2,3 % (305 K → 298 K) na
média da temperatura mínima e máxima, respectivamente. Diante destes dados
pode-se, muito cuidadosamente inferir, que houve uma diminuição na taxa de
degradação via fotólise direta do composto em solução aquosa do experimento 1
para o experimento 2, o que conseqüentemente levou a um acréscimo na
importância da degradação via hidrólise. Essa verificação mostra que é difícil dizer
quais dos dois processos seria mais importante na degradação do paration metílico
em meio aquoso e muito provavelmente a resposta está nas condições climáticas
nas quais são realizados os experimentos.
Tabela 17: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 1 e 2,
considerando-se reações de primeira ordem
AHC2
AHE2
AUPC2
AUPE2
AUPC1
AUPE1
Concentração (µg L
-1
)
207 207 8,9 x 10
7
pH (inicial) 6,95 6,97 5,92
a
k (dias
-1
) 0,1417
0,0365
0,0439
0,0194
0,0583
0,0217
a
R
2
0,95 0,84 0,76 0,79 0,94 0,92
b
Tempo de meia vida (dias) 4,89 19 16 36 11,89 32
Degradação após 13 dias (%)
85 33 42 24 60 27
a
Dados obtidos através da curva: ln [C]/[C
0
] versus tempo, coeficiente angular é -k e o coeficiente de
correlação é R
2
;
b
Determinado através da equação: (t
1/2
= ln2/k). AHC2 e AHE2: Solução de AH com
PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio, respectivamente; AUPC2, AUPC1 e
AUPE2, AUPE1: Solução aquosa de PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio,
respectivamente; “1”:experimento 1 e “2”: experimento 2
Com relação às amostras em solução aquosa contendo AHS, analisando a
figura 21 e a tabela 17, observa-se que a cinética de degradação do paration
metílico novamente é mais rápida para as amostras expostas diretamente à radiação
solar (AHC2) quando comparada às amostras envolvidas com papel alumínio
(AHE2). No segundo caso, a degradação do composto ocorre apenas via hidrólise,
reações catalisadas pelos AHS na ausência de luz e ainda processos de
74
biodegradação. Os dois últimos processos mencionados, muito provavelmente,
diferenciam a degradação do pesticida dessas amostras (AHE2) para as que são
realizadas em água ultra-pura (AUPE2), como verificado na tabela 17 e figura 21.
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
AHC 2
AHE 2
AUPC 2
AUPE 2
C/C
0
Tempo (dias)
Figura 21: Degradação do paration metílico em soluções aquosas com e sem AHS,
acondicionadas em diferentes condições.
(AHC2 e AHE2: Solução de AH com PM formulado exposta ao sol sem e com papel
alumínio, respectivamente; AUPC2 e AUPE2: Solução aquosa de PM formulado exposta ao
sol sem e com papel alumínio, respectivamente; “2”: experimento 2)
No caso das amostras com AHS expostas diretamente à radiação solar, além
dos processos citados acima, houve ainda o que se denomina de fotólise indireta. A
interação dessas substâncias com a radiação pode ter gerado no meio algumas
espécies reativas, tais como: oxigênio singlete (
1
O
2
) (Haag et al., 1984), radicais
peróxido (RO
2
•) (EPA, 2002), radicais hidroxila (HO•) (Garbin et al., 2003),
substâncias húmicas no estado tripleto (Zepp et al., 1985), íon superóxido (•O
2
-
),
entre outras (EPA, 2002), as quais podem degradar rapidamente o composto no
meio. Verificando a figura 22, pode-se observar que muito provavelmente a fotólise
direta do paration metílico não aconteceu nessas amostras, visto que os AHS em
solução absorvem de maneira significativa a radiação que muito provavelmente o
composto utilizaria para promover esse processo. Desse modo, pode-se concluir,
observando o baixo tempo de meia vida do paration metilico nessas amostras
t
1/2
= 4,89 dias (tabela 17) em relação às demais t
1/2
= 19, 16 e 36 dias (AHE2,
75
AUPC2 e AUPE2) que o processo de fotólise indireta mostra-se importante para a
degradação desse pesticida em meio aquoso.
200 300 400 500 600 700 800
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
Solução com AHS
PM 200 µg L
-1
Absorbância
λ(nm)
Figura 22: Espectro eletrônico da solução aquosa com AHS e da solução aquosa
(água ultra-pura) de paration metílico formulado (≈ 200 µg L
-1
)
Vale ressaltar ainda que, apenas a presença da matéria orgânica dissolvida,
representada no experimento 2 pelos AHS, não significa uma alta degradação de um
pesticida no meio ambiente. Alguns autores mostram que essas substâncias podem
também prolongar o tempo de meia vida desses compostos no meio ambiente,
dependendo basicamente de dois motivos:
Adsorção do pesticida à matéria orgânica, o que dificulta a sua degradação
nesses ambientes, diminuindo sua biodisponibilidade (Perdue e Wolfe, 1982).
Devido à intensa absorção de luz dos AHS, principalmente na região do UV,
eles podem minimizar, ou até anular a degradação via fotólise direta de um pesticida
em meio aquoso. Desse modo, caso o processo de fotólise indireta devido à
presença dessas substâncias não seja elevado, ele poderá permanecer por mais
tempo no meio, visto que haverá baixa degradação devido à fotólise direta e também
via fotólise indireta. Garbin et al. (2003) estudaram a influência, de três tipos de AH
(água, solo e turfa) em diferentes concentrações (entre 1 e 100 mg L
-1
), na fotólise
de três pesticidas (atrazina, iprodione, Imazaquin). Para os dois primeiros
200 300 400 500 600 700 800
-0,002
0,000
0,002
0,004
0,006
0,008
0,010
Absorbância
λ(nm)
76
compostos, em algumas faixas de concentração de AH eles tiveram sua fotólise
acelerada, já em outras, seu processo de fotólise era retardado. Para o terceiro
composto, o qual possui elevada degradação via fotólise direta, em todas as
concentrações, o processo de fotólise foi retardado. Isso ocorre, segundo os autores,
devido à capacidade dos AH analisados de gerar e suprir radicais hidroxila. Desse
modo, para eles degradarem o composto a geração tem que ser maior que o
suprimento, o que ocorre em baixas concentrações de AH.
77
C
C
A
A
P
P
Í
Í
T
T
U
U
L
L
O
O
3
3
DISCUSSÃO DETALHADA DA ELUCIDAÇÃO
ESTRUTURAL DOS PRODUTOS DE DEGRADAÇÃO
DO PARATION METÍLICO
Neste capítulo é realizada
uma discussão mais aprofundada
dos espectros de massas
apresentados no capítulo 2, visando
evidenciar as ferramentas
utilizadas para a realização da
elu
cidação estrutural dos produtos
de degradação do paration metílico
e de outros compostos detectados.
78
Neste capítulo são mais bem discutidas as metodologias usadas para propor
as estruturas dos compostos apresentados no capítulo 2. Como mencionado
anteriormente, foram utilizadas pesquisas na literatura da área (trabalhos que
estudam a degradação de pesticidas em meio aquoso), comparação dos espectros
de massas obtidos com o banco de dados da biblioteca presente no sistema
cromatográfico utilizado (NIST107) e, principalmente, a interpretação dos espectros.
No caso do composto 4 (tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila), em especial, foi
realizada uma interpretação detalhada do espectro obtido, visto que sua formação
não é comumente descrita na literatura e não foi obtida correlação desse espectro
com os espectros existentes na biblioteca utilizada.
1 Composto 1 – (tiofosfato de trimetila)
Como mencionado no capítulo 2, muito provavelmente esse composto pode
ser um subproduto do processo de síntese do paration metílico presente na
formulação. Sendo assim, uma vez que os trabalhos presentes na literatura dessa
área utilizam apenas o composto padrão, com elevado grau de pureza, essa fonte
de pesquisa não auxiliou na determinação estrutural desse composto. O índice de
correlação dos espectros obtidos para essa molécula ao longo do experimento, com
o espectro presente no banco de dados da biblioteca para o tiofosfato de trimetila foi
sempre elevado (superior a 94 %), indicando assim, que muito provavelmente o
composto 1 possui essa estrutura.
Com relação à interpretação do espectro de massas obtido para esse
composto (figura 15 – COM1; página 66), observa-se inicialmente que sua estrutura
não possui número impar de nitrogênio, visto que a molécula possui massa par
(MM=156). Analisando a tabela 18, a qual considera exclusivamente os átomos
presentes nas estruturas propostas, verifica-se que apenas os átomos de oxigênio e
enxofre possuem isótopos que aumentam de maneira direta (substituição de apenas
um átomo) a proporção do fragmento [M+2]
+•
em relação ao [M]
+•
. Desse modo,
muito provavelmente a proporção observada entre eles na tabela 19 (4,65%),
superior a 4,40% e inferior a 8,80%, indica a presença de apenas um átomo de S e
átomos de O na molécula. Subtraindo a influência do isótopo de massa 33 do
enxofre (
33
S) e do isótopo de massa 17 do oxigênio (
17
O), considerando que a
molécula possui três átomos de oxigênio, na intensidade relativa observada para o
79
fragmento [M+1]
+•
em relação ao [M]
+•
chega-se ao valor de 3,28%, o qual indica a
presença de três átomos de carbono na estrutura do composto.
Tabela 18: Abundância relativa (AR) de isótopos de elementos presentes nas estruturas dos
compostos propostos
Isótopo AR Isótopo AR Isótopo AR
Carbono
12
C 100
13
C 1.11 - -
Hidrogênio
1
H 100
2
H 0.02 - -
Nitrogênio
14
N
100
15
N
0.38
-
-
Oxigênio
16
O 100
17
O 0.04
18
O 0.20
Fósforo
31
P 100 - - - -
Enxofre
32
S 100
33
S 0.78
34
S 4.40
Tabela 19: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do
composto 1 (figura 15 – COM1; página 66)
m/z
a
IR m/z
a
IR m/z
a
IR
62 2.34 80 1.47 125 5.41
63 17.59
b
93 100.00 126 12.49
64 1.53 94 3.47
c
156 33.96 (100%)
77 1.67 109 2.63
d
157 1.42 (4,18%)
79 9.40 111 1.05
e
158 1.58 (4,65%)
a
Intensidade Relativa (IR) superior a 1,00;
b
Pico base;
c
[M]
+•
,
d
[M+1]
+•
,
e
[M+2]
+•
Correlacionando os dados discutidos acima com a proposta estrutural de
alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 1 (figura 23),
pode-se dizer que muito provavelmente o composto 1 realmente é o tiofosfato de
trimetila
80
-[CH
2
O]
O
P
O
S
H
m/z 126 m/z 111
O
P
O
S
H
-[CH
2
O]
-[CH
2
O]
P
O
O
H
m/z 93
P
O
H
H
m/z 63
O
P
O
O
m/z 109
-[CH
2
O]
H
P
O
O
m/z 79
O
P
O
S
m/z 125
-[ OCH
3
]
-[HS ]
-[HSCH
2
]
-[ CH
3
]
O
P
O
S
O
m/z 156
Figura 23: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o
Composto 1 (figura 15 - COM1; página 66)
2 Composto 2 – (1-metoxi-4-nitrobenzeno)
Assim como o composto 1, o composto 2 muito provavelmente é proveniente
do processo de síntese do pesticida em estudo. O índice de correlação dos
espectros obtidos para essa molécula ao longo do experimento, com o espectro
presente no banco de dados da biblioteca para o 1-metoxi-4-nitrobenzeno foi sempre
elevado (superior a 92 %), indicando assim, que muito provavelmente o composto 2
possui essa estrutura.
Com relação à interpretação do espectro de massas obtido para esse
composto (figura 15 – COM2; página 66), observa-se inicialmente que sua estrutura
possui número impar de nitrogênio, visto que a molécula possui massa ímpar
(MM=153). A intensidade relativa do fragmento [M+2]
+•
em relação ao [M]
+•
(tabela 20)
não indica a presença de enxofre na molécula.
81
Tabela 20: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do
composto 2 (figura 15 - COM2; página 66)
m/z
a
IR m/z
a
IR m/z
a
IR
61 4.33 75 7.14 95 36.64
62 13.91 76 13.19 107 11.99
63 61.00 77 95.34 123 78.89
64 56.43 78 6.35 124 6.09
65 10.56 79 5.01 137 4.66
66 2.43 80 5.75
b
153 100.00
67 2.19 92 88.71
c
154 4.73
74 9.70 93 5.13
d
155 2.34
a
Intensidade Relativa (IR) superior a 2,00;
b
Pico base e [M]
+•
,
c
[M+1]
+•
,
d
[M+2]
+•
Correlacionando os dados discutidos acima com a proposta estrutural de
alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 2 (figura 24),
pode-
se dizer que muito provavelmente o composto 2 é realmente o
1-metoxi-4-nitrobenzeno.
-[O]
O
N
O
m/z 137
m/z 107
O
-[NO]
-[CH
2
O]
m/z 77
-[ CH
3
]
-[NO
2
]
O
m/z 92
-[CO]
-[NO]
m/z 123
O
O
-[CO]
O
m/z 95
m/z 64
m/z 153
O
O
N
O
Figura 24: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o
composto 2 (figura 15 – COM2; página 66)
82
3 Composto 3 (p-nitrofenol)
O composto 3 é um produto de degradação do paration metílico
extensamente citado na literatura como foi verificado no capítulo 2. Além disso, o
índice de correlação dos espectros obtidos para essa molécula ao longo do
experimento com o espectro presente no banco de dados da biblioteca para o
p-nitrofenol foi sempre elevado (superior a 95 %).
Com relação à interpretação do espectro de massas obtido para esse
composto (figura 15 – COM3; página 66), assim como no composto 2, observa-se
inicialmente que sua estrutura possui número impar de nitrogênio, visto que a
molécula possui massa ímpar (MM=139). A intensidade relativa do fragmento
[M+2]
+•
em relação ao [M]
+•
(tabela 21) não indica a presença de enxofre na
molécula. Relacionando os fatores mencionados acima com a proposta estrutural de
alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 3 (figura 25)
pode-se dizer que muito provavelmente ele é realmente o p-nitrofenol.
-[O]
-[NO]
-[CO]
-[ H]
-[NO
2
]
O
m/z 92
-[CO]
-[NO]
m/z 109
OH
O
-[CO]
OH
m/z 81
m/z 64
m/z 139
OH
N
OO
m/z 123
OH
N
O
m/z 93
OH
-[H
2
]
m/z 63
m/z 65
Figura 25: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o
composto 3 (figura 15 – COM3; página 66)
83
Tabela 21: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do
composto 3 (figura 15 – COM3; página 66)
m/z
a
IR m/z
a
IR m/z
a
IR
61 5.48 75 3.58 110 4.21
62 10.70 81 45.37 123 3.98
63 25.83 82 2.82
c
139 75.16 (100%)
64 10.81 92 3.32
d
140 5.45 (7,25%)
b
65 100.00 93 35.43
e
141 0.78 (1,00%)
66 7.80 94 2.74
74 5.12 109 73.25
a
Intensidade Relativa (IR) superior a 2,00;
b
Pico base,
c
[M]
+•
,
d
[M+1]
+•
,
e
[M+2]
+•
4 Composto 4 (tiofosfato de dimetila e p-hidroxifenila)
Como mencionado anteriormente, a formação desse composto não é
comumente reportada na literatura e não houve correlação do espectro obtido com
os espectros presentes na biblioteca. Dessa maneira, a formulação de uma proposta
para estrutura desse composto foi basicamente realizada utilizando-se o espectro de
massas obtido (figura 16 – COM4; página 67).
A primeira observação realizada visando obter uma estrutura para esse
composto foi verificar a similaridade entre algumas regiões do seu espectro com
regiões do espectro obtido para o composto padrão do pesticida em estudo (figura 16
- PM; página 67). Essa semelhança muito provavelmente indica que houve pequenas
mudanças na estrutura do paration metílico para a formação desse novo composto.
Analisando mais detalhadamente esses espectros (figura 16 - PM e COM 4),
observa-se, por exemplo, que o fragmento de relação massa/carga igual a 125
(m/z=125) está presente em ambos os espectros. Esse fragmento está representado
na figura 26 (página 85) e muito provavelmente provem da região da molécula que
possui o átomo de fósforo pentavalente ligado ao enxofre entre outros átomos,
indício que esta parte da molécula não foi alterada. A permanência do átomo de
enxofre na molécula do novo composto é reafirmada analisando-se a intensidade
relativa do fragmento [M+2]
+•
em relação ao [M]
+•
(tabela 22), assim como discutido
para o composto 1, essa proporção, entre 4,4% e aproximadamente 8,8%, indica a
presença de apenas 1 átomo de enxofre e alguns átomos de oxigênio na molécula.
84
Tabela 22: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do
composto 4 (figura 16 – COM4; página 67)
m/z
a
IR m/z
a
IR m/z
a
IR
62 7.03 94 5.34 127 2.55
63 16.55 95 4.92 138 2.53
64 4.90 106 5.96 139 2.21
65 8.54 107 26.38 140 7.73
78 3.74 108 3.53 202 4.73
79 39.50 109 93.81
b
234 100.00
80 5.47 110 16.53
c
235 9.83
81 25.62 111 2.54
d
236 6.37
82 2.12 125 45.62
93 36.69 126 7.04
a
Intensidade Relativa (IR) superior a 2,00;
b
Pico base e [M]
+•
,
c
[M+1]
+•
,
d
[M+2]
+•
A diferença observada entre a intensidade relativa do fragmento [M+2]
+•
em
relação ao [M]
+•
, do composto 1 (4,65%) para o composto 4 (6,37%) muito
provavelmente indica a existência de um maior número de átomos de oxigênio nessa
molécula. Sendo assim, subtraindo a influência do isótopo de massa 33 do enxofre
(
33
S) e do isótopo de massa 17 do oxigênio (
17
O), considerando a presença de
quatro átomos de oxigênio na molécula, na intensidade relativa observada para o
fragmento [M+1]
+•
em relação ao [M]
+•
, chega-se ao valor de 8,86%. Esse resultado
indica a presença de oito átomos de carbono na molécula, reforçando a afirmativa
de ter havido poucas mudanças na estrutura do paration metílico para formação
desse novo composto, e ainda levanta a hipótese de não haver átomos de nitrogênio
nessa nova molécula, hipótese que será discutida adiante. Vale ressaltar que com o
aumento do número de átomos de carbono do composto 1 para o composto 4,
começa a haver uma maior influência desses átomos no acréscimo da intensidade
relativa do fragmento [M+2]
+•
em relação ao [M]
+•
, visto que, aumenta-se a
probabilidade de haver dois átomos de
13
C na molécula. Desse modo a diferença
verificada de 4,65% para 6,37%, mencionada acima, não ocorre somente devido a
presença de mais átomos de oxigênio no composto 4 em relação ao composto 1.
Com base na discussão acima, verifica-se que muito provavelmente a
mudança na estrutura do paration metílico ocorreu no grupo nitro ligado ao anel
aromático, visto que o restante da molécula parece não ter se alterado. Essa
hipótese que já foi levantada é facilmente confirmada observando-se o fragmento do
íon molecular do composto 4 ([M]
+•
= 234), o qual é um número par. Corroborando
85
essa análise, não são observados no espectro de massas obtido para o composto 4
os fragmentos referentes a [M-30]
+
, [M-46]
+
, [M-16]
+•
e [M-17]
+
, os quais indicam a
saída, respectivamente, de NO, NO
2
, O e OH, e podem indicar a presença do grupo
nitro ligado ao anel aromático (figuras 24, 25 e 27; páginas 81, 82 e 87,
respectivamente).
Sendo assim, correlacionando os dados discutidos acima com a proposta
estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 4
(figura 26), chega-se a um composto de fórmula molecular igual a C
8
H
11
O
4
PS
(MM=234) e, muito provavelmente, formula estrutural igual à descrita na figura
abaixo.
-[CO]
-[CO]
m/z 234
O
OH
P
S
O
O
-[H
2
]
m/z 63
m/z 65
-[HO-Ar-O ]
-[CH
2
O]
m/z 125
O
P
O
S
O
P
H
S
m/z 95
O
P
O
S
-
m/z 109
O
OH
OH
m/z 81
-[H
2
]
m/z 79
O
O
P
O
S
O
-
m/z 93
OH
Figura 26:Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o
composto 4 (figura 16 – COM4; página 67)
86
5 Composto 5 (paraoxon metílico)
Assim como o p-nitrofenol, o composto 5 também é um produto de
degradação do paration metílico extensamente citado na literatura como
mencionado no capítulo 2. O índice de correlação dos espectros obtidos para esse
composto ao longo do experimento com o espectro presente no banco de dados da
biblioteca para o paraoxon metílico foi sempre elevado (superior a 95 %).
Com relação à interpretação do espectro de massas obtido para esse
composto (figura 16 – COM5; página 67), assim como no composto 2 e 3, observa-
se inicialmente que sua estrutura possui número impar de nitrogênio, visto que a
molécula possui massa ímpar (MM=247). A intensidade relativa do fragmento
[M+2]
+•
em relação ao [M]
+•
(tabela 23) não indica a presença de enxofre na
molécula. Relacionando os fatores mencionados acima com a proposta estrutural de
alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o composto 3 (figura 27)
pode-se dizer que muito provavelmente esse composto realmente é o paraoxon
metílico.
Tabela 23: Intensidade relativa de alguns fragmentos para o espectro de massas do
composto 5 (figura 16 – COM5; página 67)
m/z
a
IR m/z
a
IR m/z
a
IR
62 3.87 91 2.45 136 4.72
63 18.31 92 4.76 139 4.64
64 11.27 93 13.87 152 3.02
65 6.54 95 4.70 186 5.87
66 3.71 96 77.27 200 9.24
74 3.45 97 2.17 201 3.48
75 11.39 105 8.34 230 26.27
76 5.66 106 2.35 231 4.24
77 6.83 107 5.50 246 3.63
78 3.42
b
109 100.00
c
247 20.83 (100%)
79 32.15 110 2.77
d
248 1.69 (8,11%)
80 2.61 123 3.62
e
249 0.19 (0,91%)
89 14.66 135 7.59
1
Intensidade Relativa (IR) superior a 2,00;
2
Pico base;
3
[M]
+•
,
4
[M+1]
+•
,
5
[M+2]
+•
87
m/z 247
O
N
P
O
O
O
OO
-[CH
2
O]
m/z 109
O
P
O
O
O
P
H
O
m/z 79
-[O
2
N-Ar-O ]
-
P
O
O
O
m/z 109
-[NO]
O
HO
-[H ]
m/z 246
m/z 139
O
N
HO
O
O
O
P
O
OH
O
N
O
-[NO]
-[CH
2
O]
O
O
P
O
OH
H
m/z 186
-[O]
O
P
O
O
O
-[NO]
m/z 231
m/z 201
-[NO]
-[HO ]
m/z 230
O
N
P
O
O
O
O
O
P
O
O
O
O
N
O
P
O
O
O
m/z 200
Figura 27: Proposta estrutural de alguns fragmentos do espectro de massas obtido para o
composto 5 (figura 16 – COM5; página 67)
88
C
C
A
A
P
P
Í
Í
T
T
U
U
L
L
O
O
4
4
D
D
E
E
G
G
R
R
A
A
D
D
A
A
Ç
Ç
Ã
Ã
O
O
D
D
O
O
P
P
A
A
R
R
A
A
T
T
I
I
O
O
N
N
M
M
E
E
T
T
Í
Í
L
L
I
I
C
C
O
O
E
E
M
M
Á
Á
G
G
U
U
A
A
S
S
N
N
A
A
T
T
U
U
R
R
A
A
I
I
S
S
E
E
E
E
M
M
S
S
O
O
L
L
U
U
Ç
Ç
Ã
Ã
O
O
A
A
Q
Q
U
U
O
O
S
S
A
A
C
C
O
O
N
N
T
T
E
E
N
N
D
D
O
O
A
A
H
H
S
S
Neste capítulo são
apresentados a metodologia, os
resultados e as discussões dos
estudos de degradação do
paration metílico realizados com
águas naturais:
águas de uma
lagoa da região e do Rio Paraíba
do Sul
-
RJ.
89
1 PARTE EXPERIMENTAL
1.1 Degradação do paration metílico em ambientes aquáticos naturais e na
presença de AHS - Experimentos 3 e 4
1.1.1 Dados sobre a coleta de água
A coleta de água para o experimento 3 foi realizada no dia 19/11/05, numa
lagoa do Projeto de assentamento Zumbi dos Palmares que se localiza entre as
coordenadas 21
o
32’ e 21
o
45’ S e 41
o
11’ e 41
o
16’ W, englobando território dentro
dos municípios de Campos dos Goytacazes e São Francisco do Itabapoana, ambos
no estado do Rio de Janeiro (Pedlowski et al.,2004).
Para o experimento 4, a coleta ocorreu no dia 01/03/06 no rio Paraíba do Sul.
A aquisição de água foi realizada logo após a passagem do rio pelo centro da cidade
de Campos dos Goytacazes e antes da Usina/distrito de Barcelos (Município de São
João da Barra).
Em ambos os casos, no próprio local de coleta, foram determinados o valor
de pH (medidor de pH-MV-Temperatura - Lutron - pH 206) e da concentração de
oxigênio dissolvido (medidor de oxigênio - Lutron – DO5510).
1.1.2 Tratamento das águas naturais antes do preparo das soluções para
o estudo de degradação
No laboratório, as amostras foram filtradas a vácuo (filtro qualitativo n
o
1 - 11 µm
- 90 mm - Whatman), sendo, posteriormente divididas em duas partes com os seguintes
destinos:
Preparo direto das soluções para o estudo de degradação;
Autoclavagem (120
o
C e 1,1 atm durante 20 minutos), para posterior preparo
das soluções para o estudo de degradação.
Para verificar a eficiência do processo de esterilização (autoclavagem) e obter
informações qualitativas sobre a população microbiana das águas utilizadas nesses
dois experimentos, foram realizadas, em duplicata, semeaduras em placas de meio
SOB (vide anexo 1) das águas naturais, autoclavadas e da solução com ácidos
húmicos sintéticos. Após aplicação da água no meio de cultivo, as placas foram
incubadas por 48 horas em estufa, com concentração de CO
2
de 5%.
90
1.1.3 Análises físico-químicas realizadas nas águas naturais
Todas as análises físico-químicas foram realizadas para as amostras de
águas naturais “in natura” e autoclavada separadamente. As análises de
condutividade e pH foram realizadas no próprio laboratório. O valor de condutividade
foi determinado utilizando-se um condutivímetro de bancada (Biocristal – NTCVM)
calibrado com uma solução padrão de condutividade (1.412 µS cm
-1
à 25 ºC -
Digimed), e o valor de pH foi determinado como descrito no item 1.1.1(Capítulo 3).
As determinações dos seguintes íons: K
+
, Na
+
, Ca
2+
, Mg
2+
, Fe
3+
, Cu
2+
, Zn
+2
,
Mn
2+
, CO
3
2-
, HCO
3
-
, SO
4
2-
e Cl
-
, foram realizadas de maneira terceirizada no
Laboratório de Química de Solos da FUNDENOR, sob responsabilidade técnica do
Professor Antônio Osmair Zaia – CRQ (3ª Região) 04400179.
As análises de Carbono Orgânico Dissolvido (COD) foram realizadas no
Laboratório de Química Ambiental e de Materiais (LabQAM) da Universidade Federal
do Paraná (UFPR).
1.1.4 Preparo e exposição das soluções para o estudo da degradação
Na tabela 24 estão resumidas informações referentes ao preparo e análise
das soluções utilizadas nos experimentos 3 e 4. Na figura 28 é mostrada a
exposição dos frascos de borossilicato ao sol no experimento 3.
Figura 28: Frascos de borossilicato expostos ao sol imersos em água (experimento 3)
91
Tabela 24: Dados referentes às soluções preparadas para o estudo de degradação dos
experimentos 3 e 4
Experimento
Tipo de solução
Acondicionamento
(código)
Concentração
inicial de PM
(µ
µµ
µg L
-1
)
Dias de
análise
Claro (ALC3) 209
i
a
, 1, 2, 3, 4,
6, 7, 9, 11 e
13
“in natura”
Escuro (ALE3) 209
i, 1, 3, 6, 7,
9, 11 e 13
Claro (AAC3) 224
Água
da
lagoa
autoclavada
Escuro (AAE3) 224
i, 3, 6, 9 e 13
3
AHS - Claro (AHC3) 185
i, 1, 2, 3, 4,
6, 7, 9, 11 e
13
Claro (ARC4) 187
i, 1, 2, 3, 4,
5, 7, 9, 11 e
13
“in natura”
Escuro (ARE4) 187
i, 1, 3, 5, 7, 9
e 13
Claro (AAC4) 210
i, 1, 3, 5, 9 e
13
Água
do
rio
autoclavada
Escuro (AAE4) 210 i, 3, 5, 9 e 13
4
AHS - Claro (AHC4) 218
i, 1, 2, 3, 4,
5, 7, 9, 11 e
13
a
tempo inicial
1.1.5 Quantificação do paration metílico nas amostras
A quantificação do paration metílico nas amostras dos experimentos 3 e 4, e
nas águas naturais antes da adição do pesticida (controle), foram realizadas de
maneira similar à descrita no capítulo 2, item 1.4 (figura 7; página 48). Porém, em
todos os casos, devido às baixas concentrações do paration metílico utilizada
nesses dois experimentos, os extratos foram concentrados para 0,5 g. Alguns dados
referentes às curvas analíticas utilizadas para comparação nesses experimentos são
apresentados no item 1.2 (Capítulo 3).
Para esses dois experimentos todas as injeções foram realizadas utilizando-
se o método SIM. Visando otimizar o tempo de análise, visto o grande número de
amostras nesses experimentos, algumas mudanças em relação aos experimentos
iniciais (1 e 2) foram promovidas nos parâmetros cromatográficos utilizados (tabela
92
25). As diferenças na metodologia usada entre os experimentos 3 e 4 serão
explicadas adiante (Resultados e discussões).
Tabela 25: Parâmetros cromatográficos utilizados para realização das análises nos
experimentos 3 e 4
Valores ou Especificações
Parâmetros
Exp. 3 Exp. 4
Temperatura do injetor 250
o
C
Temperatura do detector 280
o
C
Temperatura inicial do forno / tempo de
permanência
100
o
C /1 min
Taxa de aquecimento 15
o
C/min 12
o
C/min
Temperatura final do forno / tempo de
permanência
280
o
C/5 min 280
o
C /4,55 min
Pressão inicial / tempo de permanência 116,7 / 1,5 minutos
Taxa de elevação da pressão 7,0 kPa/min 5,5 kPa/min
Pressão final / tempo de permanência 194 kPa /5,46 min 194 kPa /5 min
Íons monitorados 263, 125, 109 e 79 263 e 125
Ganho do detector 1,5 kv
Razão de “split” 1:15
Coluna
DB 5 (J & W, 30m x 0,25 mm d.i,
d
f
= 0,25µm de filme)
Tempo de Retenção do PM
≈
≈≈
≈ 9,370 ≈
≈≈
≈ 10,830
1.2 Curvas analíticas
Na tabela 26 são apresentados alguns dados referentes às curvas analíticas
preparadas para verificar a degradação do paration metílico ao longo do período de
exposição dos experimentos 3 e 4.
Tabela 26: Dados referentes às curvas analíticas preparadas para os experimentos 3 (6, 7 e 8)
e 4 (9, 10 e 11)
Curvas
Meio utilizado
Concentração
de PM (µ
µµ
µg L
-1
)
Equação da reta R
2
6 Água da lagoa “in natura” Y= 138,7x -1483,5 0,9943
7 Água da lagoa autoclavada Y= 58,6x - 281,0 0,9984
8 Solução C/ AHS
198,1; 148,6;
99,1; 49,6; 9,9
Y= 93,6x + 299,8 0,9940
9 Água do rio “in natura” Y= 132,0x - 672,6 0,9990
10 Água do rio autoclavada Y= 122,7x - 682,0 0,9964
11 Solução C/ AHS
198,1; 148,6;
99,1; 49,6; 9,9
Y= 65,9x – 277,7 0,9962
93
As amostras das curvas foram preparadas pela adição de PM formulado nas
soluções de AHS e nas águas naturais (“in natura” e autoclavada). Após o preparo
das soluções foi realizado o procedimento de extração e concentração descrito na
figura 7 (Capítulo 2; página 48), posteriormente os extratos foram injetados (1 µL) no
sistema CG-EM da Shimadzu, utilizando-se os parâmetros descritos na tabela 25.
1.3 Determinação do paraoxon metílico
Devido às baixas concentrações utilizadas nesses dois experimentos, a
detecção de vários produtos de degradação, utilizando uma única injeção, tornou-se
inviável. Desse modo, devido ao iminente risco à saúde humana relacionado à
formação do paraoxon metílico no meio ambiente, como discutido no capítulo 2,
optou-se apenas pela sua análise durante o período de exposição. Todos os
extratos obtidos nos experimentos 3 e 4, inclusive as amostras obtidas após
extração da água da lagoa e do rio antes da adição do paration metílico (controle),
foram totalmente evaporados utilizando leve fluxo de argônio (White Martins), com
posterior adição de 0,05 mL de acetato de etila grau pesticida. Em seguida foi
realizada a injeção de 1 µL desses novos extratos no sistema CG-EM da Shimadzu.
Os parâmetros cromatográficos utilizados foram similares aos do experimento 3
(tabela 25), porém monitorando os íons m/z 247 e 230 , para os extratos
concentrados do experimento 3, e apenas o íon m/z 247 para os extratos
concentrados do experimento 4. Essa diferença na metodologia será abordada
posteriormente. O tempo de retenção do paraoxon metílico nessas condições foi de
aproximadamente 8,790 minutos.
1.4 Dados do clima ao longo dos experimentos
1.4.1 Temperaturas máximas e mínimas
As determinações das temperaturas máximas e mínimas para os
experimentos 3 e 4 foram realizadas de maneira similar aos experimentos 1 e 2
(Capítulo 2; página 52), porém as leituras foram feitas nos seguintes dias após o
início da exposição: 1, 2, 3, 4, 5, 7, 9, 11 e 13. Os resultados dessas leituras são
mostrados em anexo (anexo 2).
1.4.2 Dados de intensidade luminosa e precipitação
Esses dados foram obtidos de maneira semelhante ao descrito para os
experimentos 1 e 2. (Capítulo 2; página 52)
94
2 RESULTADOS E DISCUSSÃO
2.1 Considerações analíticas
Observando a tabela 25 (página 92), verifica-se que parâmetros
cromatográficos diferentes foram utilizados para quantificação do paration metilico
nos extratos das amostras dos experimentos 3 (água da lagoa) e 4 (água do rio).
Analisando a figura 29, verifica-se que não foi observada a presença de interferentes
quando o extrato obtido da água da lagoa antes da adição de PM (controle) foi
injetado; desse modo esses parâmetros foram utilizados ao longo desse
experimento (tabela 25). Verifica-se ainda que, com a metodologia analítica utilizada,
o paration metílico não foi detectado na água da lagoa coletada para realização do
estudo de degradação.
Figura 29: Cromatogramas obtidos para o extrato de uma amostra inicial do experimento 3
(Água da Lagoa + PM) e da água da lagoa sem adição de PM (controle), utilizando as
condições cromatográficas descritas para o experimento 3 (tabela 25; página 92)
Quando o mesmo procedimento analítico começou a ser utilizado para
determinação do paration metílico nas amostras do experimento 4 (água do rio),
observou-se a presença de um interferente com tempo de retenção muito próximo
ao do paration metílico (figura 30A). Visando minimizar futuras dificuldades na
quantificação do PM nessas amostras, algumas modificações, as quais podem ser
visualizadas na tabela 25 (página 92), foram realizadas nos parâmetros
cromatográficos utilizados no experimento 3. Analisando a figura 30B, onde são
mostrados os cromatogramas obtidos para os extratos da água do rio com (Água do
rio + PM) e sem paration metílico (controle) utilizando os novos parâmetros
cromatográficos, pode-se observar que não há mais a sobreposição dos picos e,
além disso, há um decréscimo no nível de detecção do interferente. Essas
diferenças observadas nos cromatogramas mostrados na figura 30B em relação aos
mostrados na figura 30A ocorreram devido a diminuição na taxa de aquecimento do
forno (coluna) ao longo da corrida (de 15 ºC/min para 12 ºC/min) e ainda, devido a
seleção de íons com razão massa/carga diferentes (tabela 25; página 92). Devido ao
95
sucesso alcançado na separação dos picos, esses novos parâmetros foram
utilizados ao longo do experimento 4. Devido a situações semelhantes, pequenas
modificações no método cromatográfico utilizado para a detecção do paraoxon
metílico nos extratos concentrados do experimento 3 foram feitas para posterior
detecção desse mesmo composto nos extratos concentrados do experimento 4. As
modificações realizadas são descritas no item 1.3 (Capítulo 3; página 93).
Figura 30: Comparação entre os cromatogramas obtidos para o extrato de uma amostra
inicial do experimento 4 (Água do Rio + PM) e da água do rio sem adição de PM (controle),
utilizando as condições cromatográficas, descritas na tabela 25 (página 92), para o
experimento 3 (A) e 4 (B)
2.2 Experimentos 3 e 4 - Considerações iniciais
Nos experimentos 3 e 4, chega-se ao nível máximo de complexidade no
estudo da degradação do paration metílico realizado no presente trabalho, devido à
utilização das águas naturais nos testes. Nesses ambientes, a degradação do
paration metílico pode ocorrer via inúmeros processos bióticos e abióticos, além da
interação entre eles, o que ocorre para muitos pesticidas (Wolfe et al., 1980). Alguns
autores (Castillo et al., 1997) inferem comentários a respeito de processos abióticos
de degradação de alguns pesticidas em ambientes aquáticos naturais sem realizar
técnicas que eliminem a biota dessas águas. Mesmo que essas inferências tenham
outros fundamentos, tais como os produtos de degradação gerados no meio, elas
ainda podem ter erros embutidos, visto que processos de degradação abióticos
podem estar ocorrendo simultaneamente aos processos bióticos.
Desse modo, nesses experimentos, parte das amostras naturais foi
autoclavada, visando eliminar a biota inicialmente presente, almejando assim avaliar
de maneira isolada os processos de degradação abióticos (águas naturais
96
autoclavadas), para posterior comparação com os meios onde ambos puderam
ocorrer (águas naturais “in natura”). Nas figuras 31 e 32, observam-se as placas de
ágar semeadas com as águas da lagoa e do rio. O processo de autoclavagem das
águas foi eficiente, eliminando a biota presente nas mesmas, observada nas placas
semeadas com as águas “in natura”. A filtração da água do rio não apresentou
diferença quanto à biota, comparando-se com a biota da placa da água do rio sem
filtração. A placa semeada com a solução de ácidos húmicos apresentou
crescimento homogêneo de uma população bacteriana, provavelmente devido às
condições não estéreis nas quais a solução foi preparada, como mostra a figura 32.
Tempo inicial
ALA
ALin
Figura 31: Semeadura realizada para a água da lagoa autoclavada (ALA) e “in natura” (ALin)
Figura 32: Semeadura realizada para a solução com ácidos húmicos (AH), água do rio
autoclavada (ARA) e “in natura” sem fitrar (ARSF) e filtrada (ARF)
ARF
ARS
F
ARA
AH
Tempo
inicial
97
Vale ressaltar que ainda nessas condições existem dificuldades em se avaliar
de maneira fidedigna e isoladamente o processo de degradação biótico. Isso ocorre
principalmente devido ao possível crescimento microbiológico na água autoclavada
ao longo do experimento devido à contaminação laboratorial, o que pode levar à
degradação biótica do pesticida. Outro fator complicador são as possíveis alterações
nas características físico-químicas das águas naturais durante o processo de
esterilização, o que pode levar a avaliações errôneas do real processo de
degradação abiótico.
Com relação ao primeiro caso, deve-se deixar claro, como já inclusive
mencionado, que o processo de esterilização visava apenas eliminar a biota
inicialmente presente nas águas naturais. Devido à realização de praticamente a
totalidade dos experimentos em laboratório com estrutura típica de um laboratório de
química, a assepsia total desde o preparo das soluções até a exposição dos tubos
ao sol era inviável. Desse modo, durante os procedimentos laboratoriais para iniciar
os testes de degradação, a água natural autoclavada, assim como os demais tipos
de águas ou soluções utilizadas, podem ter sofrido uma contaminação laboratorial.
Essa contaminação muito provavelmente é similar à apresentada para a solução
com AH na figura 32, possuindo características diferentes da biota natural, como se
verifica comparando a semeadura realizada para essa solução com a preparada
com a água do rio e da lagoa “in natura”, figuras 31 e 32, respectivamente.
Com relação ao segundo caso, algumas análises físico-químicas foram
realizadas nas águas autoclavadas e “in natura” visando verificar se diferenças
significativas nesses parâmetros eram observadas após a realização da técnica de
esterilização. Analisando a tabela 27, verifica-se que para maioria dos parâmetros
avaliados não houve grandes variações nos resultados obtidos, indicando que a
água autoclavada não sofreu grandes modificações nas suas características físico-
químicas. Além desse objetivo, essas análises almejavam caracterizar as águas
naturais utilizadas visando possíveis correlações com os resultados obtidos nos
testes de degradação e ainda avaliar segundo a legislação vigente (CONAMA 357,
2005) as condições das águas naturais utilizadas no presente experimento.
98
Tabela 27: Análises físico-químicas realizadas nas águas naturais, “in natura” e autoclavada
e alguns parâmetros presentes no CONAMA 357 de (2005)
Água da lagoa Água do rio
Tipo de água/
Análises
“in natura” Autoclavada
“in natura”
Autoclavada
a
Parâmetros
CONAMA
357
b
Oxigênio
dissolvido (mg L
-1
)
1,1 5,1 Maior que 5
b
pH 6,60 7,20 6 - 9
c
pH
4
6,80 7,00 7,80 8,00 -
d
COD (mg L
-1
) 15,73 19,41 8,60 6,42 -
Condutividade
(µS cm
-1
)
290 312 72 79 -
e
K
+
5,86 5,86 2,74 3,13 -
Na
+
42,55 42,55 5,29 6,21 -
Ca
2+
13,17 14,29 8,08 8,29 -
Mg
2+
7,45 9,65 1,71 1,46 -
Fe
3+
1,45 2,05 1,90 2,25 0,3
Cu
2+
f
nd nd nd 0,01 0,009
Zn
+2
0,01 0,02 nd 0,01 0,18
Mn
2+
0,01 0,03 nd nd 0,1
CO
3
2-
nd nd nd 1,95 -
HCO
3
-
14,94 15,40 13,11 11,44 -
SO
4
2-
4,20 4,00 4,70 4,50 250
Cl
-
50,00 52,00 3,00 2,00 250
Total dos íons
analisados (mg L
-1
)
139,64 145,85 40,53 41,25 -
a
Água doce de classe 2;
b
local de coleta;
c
Amostras iniciais;
d
Carbono Orgânico Dissolvido
(COD);
e
Concentração dos íons em mg L
-1
;
f
não detectado.
Iniciando a análise da tabela 27 com essas perspectivas, verifica-se que a
água da lagoa (ambiente lêntico) possui concentração extremamente baixa de
oxigênio dissolvido, estando inclusive fora do valor estabelecido pela legislação
vigente (CONAMA nº 357 de 17/03/2005), considerando que a água da lagoa que
utilizamos esteja classificada como água doce de classe 2. Para água do rio
(ambiente lótico) a quantidade de oxigênio dissolvido está dentro do valor
especificado pela legislação, considerando também que a água do rio Paraíba do
Sul esteja classificada como água doce de classe 2. Ainda com relação à legislação,
verifica-se que ambos os ambientes possuem quantidade de ferro dissolvido
extremamente elevada. Em ambos os casos excedem o limite máximo especificado
pelo CONAMA para essas águas, chegando a níveis aproximadamente cinco vezes
99
maiores que o permitido. Considerando-se apenas os ambientes aquáticos naturais,
vale ressaltar que muito provavelmente essa é uma característica das águas da
região. Ainda com relação à tabela 27, observa-se que a quantidade de íons
dissolvidos na água da lagoa foi de 3 a 4 vezes mais elevada do que da água do rio.
A concentração de cloreto nessa água é relativamente alta, o que pode indicar
contaminação por esgoto doméstico ou ainda por fertilizantes, devido à proximidade
a locais com intensa produtividade agrícola, fato que foi verificado no momento da
coleta. Outra fonte de íons pode estar relacionada com a proximidade do mar nesta
região.
2.3 Experimento 3
Esse experimento foi realizado entre os dias 21 de novembro e 04 de
dezembro do ano de 2005. Alguns resultados relacionados às condições climáticas
avaliadas ao longo do experimento encontram-se na tabela 28.
Tabela 28: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da
precipitação dos dias em que foi realizado o experimento 3
Período
Média da temperatura
máxima e mínima (ºC)
Radiação
(W m
-2
)
Precipitação
(mm)
21/11/05 (15:00)
a
04/12/05 (18:00)
Interna
23 (±2,6)
30 (±1,9)
Externa
21 (±3,0)
36 (±2,7)
244,28 85,00
2.3.1 Cinética de degradação
Nesse experimento foram utilizadas soluções de paration metílico preparadas
com água da lagoa “in natura” e autoclavada, as quais foram expostas ao sol com e
sem papel alumínio, e ainda solução aquosa deste pesticida com AHS que foi
apenas exposta diretamente à radiação solar. Sendo assim almejava-se avaliar a
degradação do paration metílico exclusivamente via processos de degradação
abióticos nas soluções preparadas com água da lagoa autoclavada e via
degradação biótica e abiótica nas soluções preparadas com água da lagoa
“in natura”, buscando desse modo conhecer de maneira detalhada o processo de
degradação desse pesticida neste ambiente. As soluções com AHS foram utilizadas
nos experimentos 3 e 4 visando a realização de comparações entre a degradação
do pesticida nessas soluções e em águas naturais, almejando observar a validade
do teste proposto pela EPA (EPA, 2002) para as águas naturais utilizadas.
100
Analisando a figura 33 e a tabela 29 ainda superficialmente, verifica-se que,
assim como nos resultados mostrados para os experimentos realizados somente
com soluções aquosas de PM (experimentos 1 e 2), a radiação solar aparenta ser
um fator importante para degradação desse pesticida em ambientes aquáticos
naturais. Os tempos de meia vida calculados para as amostras expostas diretamente
à radiação solar (ALC3 = 4,41 dias; AAC3 = 4,46 dias e AHC3 = 3,01 dias), foram
sempre menores que os obtidos para as amostras expostas a radiação solar com
papel alumínio (ALE3 = 6,48 dias e AAE3= 24 dias).
Tabela 29: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 3,
considerando-se uma reação de primeira ordem
ALC3 ALE3 AAC3
AAE3 AHC3
Concentração inicial (µg L
-1
)
209 224 185
pH (inicial) 6,80 7,00 6,90
a
k (dias
-1
) 0,1570 0,1070 0,1554 0,0286 0,2300
a
R
2
0,82 0,77 0,88 1,00 0,97
b
Tempo de meia vida (dias) 4,41 6,48 4,46 24 3,01
Degradação após 13 dias (%)
91 84 89 32 97
a
Dados obtidos através da curva: ln [C]/[C
0
] versus tempo, coeficiente angular é -k e o coeficiente de
correlação é R
2
;
b
Determinado através da equação: (t
1/2
= ln2/k); ALC3 e ALE3: Água da lagoa com PM
formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio, respectivamente; AAC3 e AAE3: Água da lagoa
autoclavada com PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio, respectivamente; AHC3:
Solução de AH com PM formulado exposta ao sol sem papel alumínio; “3”:experimento 3.
Analisando a figura 33 e a tabela 29 de maneira um pouco mais detalhada,
observa-se grande similaridade entre o processo de degradação do paration metílico
nas amostras preparadas com água da lagoa “in natura” e autoclavada, expostas
diretamente à radiação solar. O tempo de meia vida para essas amostras, ALC3 e
AAC3, foras respectivamente 4,41 e 4,46 dias. Esses dados indicam que, quando a
luz solar está presente, fatores de degradação abióticos parecem ser mais
relevantes para a degradação do pesticida em estudo neste ambiente natural.
Observando a figura 34, verifica-se que muito provavelmente a matéria orgânica
dissolvida na água da lagoa atua na degradação do paration metílico de maneira
similar aos AHS dissolvidos em água, ou seja, eles minimizam a degradação desse
composto via fotólise direta, porém promovem sua degradação devido ao processo
de fotólise indireta.
101
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
ALC3 ALE3 AAC3 AAE3 AHC3
(C/C
0
)
Tempo (dias)
Figura 33: Degradação do paration metílico nas amostras do experimento 3.
(ALC3 e ALE3: Água da lagoa com PM formulado exposta ao sol sem e com papel
alumínio, respectivamente; AAC3 e AAE3: Água da lagoa autoclavada com PM formulado
exposta ao sol sem e com papel alumínio, respectivamente; AHC3: Solução de AH com PM
formulado exposta ao sol sem papel alumínio; “3”:experimento 3.)
Figura 34: Espectro eletrônico da água da lagoa (AL) “in natura” e autoclavada, da solução
aquosa (água ultra-pura) com AHS e de paration metílico formulado (≈ 200 µg L
-1
)
200 300 400 500 600 700 800
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
AL "in natura"
AL autoclavada
Solução com AHS
PM 200µg/L
Absorbância
λ(nm)
200 300 400 500 600 700 800
-0,002
0,000
0,002
0,004
0,006
0,008
0,010
Absorbância
λ(nm)
102
Ainda com relação à figura 33 e à tabela 29, o fenômeno inverso é observado
quando a radiação solar não está presente. Analisando a figura mencionada de
maneira detalhada observa-se um período de estabilidade e certa similaridade na
degradação do paration metílico nas amostras preparadas com água da lagoa “in
natura” e autoclavada expostas à radiação solar com papel alumínio (ALE3 e AAE3,
respectivamente). Entretanto, após o sexto dia de experimento, a taxa de
degradação do paration metílico se eleva nas amostras preparadas com água da
lagoa “in natura” (ALE3), processo que não é acompanhado pela amostras
preparadas com água da lagoa autoclavada (AAE3). Sendo assim, ao final do
experimento, a diferença no tempo de meia vida calculado para essas amostras é
elevado (ALC3 = 6,48 dias e AAE3 = 24 dias). Esse comportamento muito
provavelmente é ocasionado por fatores bióticos. Esses dados indicam que, quando
não há irradiação solar, fatores de degradação bióticos são mais relevantes para a
degradação do pesticida em estudo neste ambiente natural. Esses dados
corroboram o trabalho realizado por Noblet et al. (1996), que, após realizar
autoclavagem de três tipos de água natural para posterior avaliação de hidrólise, a
uma temperatura de 40
o
C, não observaram diferenças entre os tempos de meia vida
calculados para a hidrólise das amostras.
Com relação às amostras com AHS, considerando-se as várias
possibilidades, discutidas no capítulo anterior, de atuação da matéria orgânica
dissolvida no processo de degradação dos pesticidas. E ainda o amplo número de
ambientes naturais que o teste proposto pela EPA almeja representar.
Correlacionando os resultados obtidos para a degradação das amostras preparadas
com água da lagoa “in natura” expostas diretamente à radiação solar (ALC3) com os
da amostra da solução com AHS (AHC3) (tabela 29 e figura 33), pode-se considerar
que o teste proposto seria eficaz para representar a água da lagoa utilizada nesse
experimento.
2.4 Experimento 4
Esse experimento foi realizado entre os dias 05 e 18 do mês de março do ano
de 2006. Alguns resultados relacionados às condições climáticas avaliadas ao longo
do experimento encontram-se na tabela 30.
103
Tabela 30: Média das temperaturas máximas, mínimas e da radiação e soma da
precipitação dos dias em que foi realizado o experimento 4
Período
Média da temperatura
máxima e mínima (ºC)
Radiação
(W m
-2
)
Precipitação
(mm)
05/03/06 (16:00)
a
18/03/06 (18:00)
Interna
25 (±1,7)
32 (±1,1)
Externa
22 (±2,7)
43 (±2,7)
243,42 38,80
2.4.1 Cinética de degradação
O objetivo do experimento 4 foi semelhante ao 3, variando-se apenas o tipo
de água natural avaliada (água do rio Paraíba do Sul). Comparando, ainda de
maneira preliminar, os resultados apresentados na figura 33 e tabela 29
(experimento 3; página 101 e 100, respectivamente) com os da figura 35 e tabela 32
(experimento 4), verifica-se que resultados diferentes foram obtidos quando se
alterou a fonte de água natural utilizada nos testes de degradação. Antes de iniciar
uma explanação sobre o assunto, vale ressaltar que observações deste tipo são
comuns. Na tabela 31, estão resumidos alguns resultados de trabalhos que
avaliaram a degradação do paration metílico em diferentes águas naturais, na
ausência ou presença de luz solar (Lartiges e Garrigues, 1995) ou apenas na
presença de luz solar (Castillo et al., 1997). Analisando os dados mostrados
observa-se que em alguns casos resultados antagônicos são encontrados. No
trabalho de Lartiges e Garigues (1995), por exemplo, foi observado que a água do
rio Bourdeu, quando submetida aos testes de degradação com exposição ao sol,
apresentou uma aceleração da decomposição do pesticida em estudo, dados que
corroboram os resultados obtidos no presente trabalho. Porém, quando os
pesquisadores trabalham com água do mar, o efeito inverso é encontrado. Com
relação aos dados obtidos para o trabalho de Castillo et al. (1997), verifica-se que na
água subterrânea, que possui menor quantidade de carbono orgânico total e íons
dissolvidos, os autores encontraram o menor tempo de meia vida. Esses dados
ilustram o quão complexa é a degradação de um pesticida em ambientes naturais.
Várias hipóteses são possíveis, porém algumas observações ainda são difíceis de
serem realmente explicadas.
104
Tabela 31: Tempo de meia-vida (cinética de 1ª ordem) da degradação do paration metílico
em águas naturais sob diferentes condições de acondicionamento
Tipo de água
natural
Acondicionamento
(exposição)
t
1/2
(dias)
Informações
Adicionais
Referência
Escuro
22
o
C 23
Rio
(Eau Bourdeu)
Radiação solar (França) 11
pH 7,3
Escuro
22
o
C 30
Marinha
(Arcachon Bay)
Radiação solar (França) 34
pH 8,1
Salinidade (25 g/L)
Lartiges e
Garrigues
(1995)
Rio (Douro) 4
pH 7,8;
a
COT = 2,1
b
Cond = 16.710
Estuário 4
pH 8,1;
a
COT = 2,4
b
Cond = 3.020
Subterrânea
Radiação solar
(Portugal)
3
pH 8,1;
a
COT = 0,4
b
Cond = 2.750
Castillo
et al.
(1997)
a
Carbono Orgânico Total expresso em mg L
-1
e
b
condutividade expressa em µS cm
-1
.
Realizando uma comparação mais detalhada dos resultados obtidos nesses
dois experimentos (experimentos 3 e 4), considerando apenas as amostras de águas
naturais, verifica-se que no experimento 3 os tempos de meia vida variaram de 4,41
dias (ALC3) até 24 dias (AAE3) (tabela 29; página 100), enquanto que no presente
experimento uma variação bem menor foi observada, de 2,75 dias (ARC4) até 5,37
dias (AAE4) (tabela 32). Esses dados indicam, como pode ser também observado na
figura 35, uma similaridade na degradação do pesticida nos diferentes sistemas
avaliados no experimento 4. Desse modo, muito provavelmente existe um fator
abiótico, visto que ocorre tanto nas amostras com água do rio “in natura” como
autoclavada, o qual promove a degradação do PM, principalmente quando a
radiação solar não está presente. Vale ressaltar, como será verificado no item
posterior, que essa degradação leva à formação de produtos de decomposição do
pesticida em estudo diferentes do paraoxon metílico, a qual muito provavelmente é
uma das principais vias de degradação do paration metílico em ambientes aquáticos
naturais. Ou seja, esse processo, muito provavelmente abiótico, promove a
degradação do paration metílico sem gerar no meio o seu análogo paraoxon metílico.
Imaginando apenas uma mudança direta no processo de hidrólise, sem
interação com a matéria orgânica dissolvida na água, o meio levemente básico
observado somente para essas amostras ao longo de todo o trabalho (tabelas 15,
17, 29 e 32; páginas 61, 73, 100 e 105, respectivamente), pH igual a 7,80 e 8,00,
105
não seria suficiente para explicar esses resultados. Os dados mostrados na
tabela 11 (página 54) indicam que, em solução aquosa, esse meio levemente básico
(pH 8,0) retardaria o processo de hidrólise do composto em estudo quando
comparado com um pH ligeiramente ácido (pH 6,1). Porém alguns autores (Prosen e
Zupančič-Kralj, 2005), em trabalhos com pesticidas diferentes do paration metílico,
ilustram que pode haver diferenças nos processos de degradação não-fotoassistidos
(Ex. Hidrólise), quando uma mesma concentração de AHS é utilizada e diferentes
valores de pH são usados no teste de degradação. Desse modo, a possível
interação entre a matéria orgânica dissolvida e o meio básico podem estar
acelerando a degradação do paration metílico nessas amostras. Porém esta é
apenas uma hipótese, visto a complexidade do sistema, como mencionado acima.
Para a afirmação da ocorrência desse processo, experimentos adicionais devem ser
feitos, trabalhando por exemplo com a água do rio em diferentes tampões de pH
para observar o comportamento do paration metílico nessas condições.
Analisando os resultados obtidos no experimento 4 de um modo mais geral,
continua-se observando, mesmo que de maneira menos acentuada, que as
amostras expostas à radiação solar possuem tempo de meia vida (ARC4= 2,75 dias;
AAC4= 3,47 dias e AHC4= 2,82 dias) inferiores às amostras expostas ao sol com
papel alumínio (ARE4= 3,72 dias e AAE= 5,37 dias), indicando novamente que a
radiação solar possui papel importante na degradação desse pesticida em
ambientes naturais.
Tabela 32: Dados iniciais e cinéticos para a degradação do PM no experimento 4,
considerando-se uma reação de primeira ordem
ARC4 ARE4 AAC4
AAE4 AHC4
Concentração inicial (µg L
-1
)
187 210 218
pH (inicial) 7,80 8,00 7,00
a
k (dias
-1
) 0,2523
0,1863 0,1996
0,1291
0,2457
a
R
2
0,85 0,98 0,91 0,92 0,90
b
Tempo de meia vida (dias) 2,75 3,72 3,47 5,37 2,82
Degradação após 13 dias (%)
100 93 95 84 97
a
Dados obtidos através da curva: ln [C]/[C
0
] versus tempo, coeficiente angular é -k e o
coeficiente de correlação é R
2
;
b
Determinado através da equação: (t
1/2
= ln2/k); ARC4 e
ARE4: Água do rio com PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio,
respectivamente; AAC4 e AAE4: Água do rio autoclavada com PM formulado exposta ao sol
sem e com papel alumínio, respectivamente; AHC4: Solução de AH com PM formulado
exposta ao sol sem papel alumínio; “4”:experimento 4.
106
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
ARC4
ARE4
AAC4
AAE4
AHC4
C/C
0
Tempo (dias)
Figura 35: Degradação do paration metílico nas amostras do experimento 4.
(ARC4 e ARE4: Água do rio com PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio,
respectivamente; AAC4 e AAE4: Água do rio autoclavada com PM formulado exposta ao sol
sem e com papel alumínio, respectivamente; AHC4: Solução de AH com PM formulado
exposta ao sol sem papel alumínio; “4”:experimento 4.)
O tempo de meia vida inferior encontrado para as amostras com água do rio
“in natura” para o presente experimento, t
1/2
= 2,75 dias (ARC4), com relação às
encontradas, também para águas de rio, nos estudos de Lartiges e Garrigues (1995)
e Castillo et al. (1997), t
1/2
= 11 e 4 (tabela 31; página 104), respectivamente, podem
estar associados às diferenças climáticas entre esses três países. Estas diferenças
podem estar relacionadas principalmente com a intensidade da radiação solar, uma
vez que, como já discutido anteriormente, a radiação solar aparenta ser um fator
decisivo para a degradação do paration metílico em ambientes aquáticos naturais.
Com relação às amostras com AHS, resultado similar ao experimento 3 foi
obtido no presente experimento, visto que valores de tempo de meia vida próximos
foram obtidos para as amostras com água do rio “in natura” (2,75 dias) e com AHS
(2,82 dias). Desse modo, assim como para água da lagoa, pode-se considerar que o
teste proposto pela (EPA, 2002) seria eficaz para representar a água natural
utilizada nesse experimento.
107
2.5 Determinação do paraoxon metílico nas amostras dos experimentos 3 e 4
Analisando as figuras 36 e 37, verifica-se que, assim como nas amostras do
experimento 1, nos experimentos 3 e 4 o paraoxon metílico foi detectado somente nas
amostras expostas diretamente à radiação solar. Desse modo, sugere-se que esse
composto é facilmente gerado na presença da radiação solar, visto que, em todos os
meios utilizados no presente trabalho: água ultra-pura, solução com AHS, água da
lagoa e de rio “in natura” e autoclavada, o paraoxon metílico foi sempre detectado,
entretanto, de maneira exclusiva nas amostras expostas diretamente à radiação solar.
A biota presente na água da lagoa e do rio, muito provavelmente de maneira isolada
não promovem a dessulfurização oxidativa do composto em estudo, visto que não
detectamos esse composto nas amostras com águas da lagoa e rio, “in natura”,
expostas ao sol com papel alumínio. Entretanto, pode ser que as mesmas sejam as
principais responsáveis pela sua posterior degradação, visto que, foram nas amostras
naturais expostas ao sol que detectamos o menor tempo de vida desse composto. Em
ambos os casos, antes dos treze dias de experimento, o paraoxon metílico não era
mais detectado nos extratos concentrados. Vale ressaltar ainda, como verificado nas
figuras 36 e 37, que em condições mais próximas às encontradas no ambiente, como
foi tentado representar nos experimentos 3 e 4, aparentemente o paraoxon metílico
possui tempo de vida relativamente curto (menor que 13 dias). Esses dados, que
indicam a degradação desse produto de decomposição do pesticida em estudo, são
importantes devido aos problemas relacionados à saúde humana com a formação
desse composto no meio, previamente discutidos no capítulo 2.
108
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
ALC3 ALE3 AAC3 AAE3 AHC3
A
t
/A
Tempo (dias)
Figura 36: Formação e decomposição do paraoxon metílico nas amostras do experimento 3
(A
t
/A = Área no tempo t dividida pela maior área obtida ao longo das análises; ALC3 e
ALE3: Água da lagoa com PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio,
respectivamente; AAC3 e AAE3: Água da lagoa autoclavada com PM formulado exposta ao
sol sem e com papel alumínio, respectivamente; AHC3: Solução de AH com PM formulado
exposta ao sol sem papel alumínio; “3”:experimento 3.)
0 2 4 6 8 10 12 14
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
ARC4 ARE4 AAC4 AAE4 AHC4
A
t
/A
Tempo (dias)
Figura 37: Formação e decomposição do paraoxon metílico nas amostras do experimento 4
(A
t
/A = Área no tempo t dividida pela maior área obtida ao longo das análises; ARC4 e
ARE4: Água do rio com PM formulado exposta ao sol sem e com papel alumínio,
respectivamente; AAC4 e AAE4: Água do rio autoclavada com PM formulado exposta ao sol
sem e com papel alumínio, respectivamente; AHC4: Solução de AH com PM formulado
exposta ao sol sem papel alumínio; “4”:experimento 4.)
109
C
C
A
A
P
P
Í
Í
T
T
U
U
L
L
O
O
5
5
CONSIDERAÇÕES FINAIS
Neste capítulo são
apresentadas as conclusões e as
perspectivas futuras.
110
1 CONSIDERAÇÕES FINAIS
Devido à complexidade do processo de degradação dos pesticidas em
ambientes aquáticos naturais, a estratégia utilizada no presente trabalho foi realizar
o aumento gradativo das variáveis no estudo da decomposição do paration metílico.
Com os resultados cinéticos obtidos no experimento 1, inicia-se a observação
de que a radiação solar possui papel relevante na degradação do composto em
estudo em meio aquoso. Essa observação foi confirmada ao longo dos demais
experimentos, visto que para todos, inclusive os que utilizavam águas naturais, as
amostras expostas diretamente à radiação solar sempre apresentaram tempo de
meia vida inferior às suas respectivas amostras expostas ao sol com papel alumínio.
Os resultados obtidos no experimento 2 indicam ainda que, além da radiação
solar, a presença de matéria orgânica dissolvida na água eleva a taxa de
degradação desse composto. Quando avaliados juntos, esses dois fatores
aparentemente atuam de maneira sinérgica, através do processo de fotólise indireta,
levando o pesticida em estudo a altas taxas de degradação (por exemplo, AHC2=
85% e AHC4= 97%). Quando os testes de degradação foram realizados em águas
naturais (lagoa e rio) na presença da radiação solar, muito provavelmente essa foi a
principal via de degradação do paration metílico nesses meios, gerando altos níveis
de degradação, ou seja, baixos tempos de meia vida (por exemplo, ALC3= 4,41dias
e ARC4= 2,75 dias).
Os resultados obtidos no experimento 3 indicam que fatores bióticos podem
se tornar extremamente importantes na degradação do paration metílico,
principalmente quando a radiação solar não está presente, visto que, na ausência de
luz solar, nas amostras com água da lagoa “in natura” (ALE3) o PM obteve taxa de
degradação elevada (84%).
Os resultados obtidos no experimento 4 (água do rio) ilustram a complexidade
da degradação de um pesticida em ambientes aquáticos naturais, visto que
resultados extremamente diferentes do experimento 3 (água da lagoa) foram
obtidos. Muito provavelmente, nas amostras de água natural do experimento 4 existe
algum fator abiótico o qual promove a degradação do PM, principalmente quando a
radiação solar não está presente. O teste proposto pela EPA (EPA, 2002) foi eficaz
na representação das águas naturais utilizadas no presente trabalho.
111
Com relação aos produtos de degradação detectados ao longo dos
experimentos, observou-se uma situação complexa, visto que a radiação solar, um
fator preponderante para degradação do pesticida em águas naturais, gera no meio
aquoso um produto de degradação comprovadamente mais tóxico que o pesticida
original, o paraoxon metílico. Outro produto de degradação, gerado apenas nas
amostras expostas diretamente à radiação solar, foi o tiofosfato de dimetila e
p-hidroxifenila, composto que não é comumente relatado na literatura da área.
2 PERSPECTIVAS FUTURAS
Considerando os resultados obtidos no presente experimento, propõem-se as
seguintes realizações futuras:
Teste de degradação com o paration metílico padrão, visando verificar se
existe relação do uso da formulação com a geração do tiofosfato de dimetila e
p-hidroxifenila no meio;
Síntese e caracterização desse composto, visando obtenção de um
padrão que auxilie na sua identificação analítica;
Testes de degradação, visando verificar se esse composto é gerado em
outros meios (solução com AHS, águas naturais entre outros);
Realização de testes de toxicidade para o tiofosfato de dimetila e
p-hidroxifenila.
Testes de degradação do paration metílico, utilizando a água do rio em
diferentes tampões de pH para observar o comportamento desse pesticida nessas
condições, para verificar se a hipótese levantada no capítulo 4 está correta.
112
CAPÍTULO 6: REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
Almeida, F.V. (2003) Bases técnico-científicas para o desenvolvimento de critérios
de qualidade de sedimentos referentes a compostos orgânicos persistentes.
Tese (Doutorado em Química) – Campinas – SP, Universidade Estadual de
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agricultural drainwater in the Salinas River (California, USA). Environmental
Pollution. 124: 523–532.
Atkins, P.W. (1999) Físico-Química. 6. ed. Rio de Janeiro: Livros Técnicos e
Científicos Editora S.A., 2 vol., 252p.
Azevedo, D.A., Gerchon, E., Reis, E.O. (2004) Monitoring of pesticides and
polycyclic aromatic hydrocarbons in water from Paraíba do Sul River, Brazil.
Journal of Brazilian Chemical Society, 15 (2): 292-299.
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priority pesticides and other organic pollutants in river water from Portugal by gás
chromatografic-mass spectrometry and liquid chromatography-atmospheric
pressure chemical ionization mass spectrometry. Journal of Chromatography A,
879:13-26.
Bachman, J., Patterson, H.H. (1999) Photodecomposition of the carbamate pesticide
carbofuran: Kinetics and the influence of dissolved organic matter. Environmental
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Balmer, M.E., Goss, K.U. e Scwarzenbach, R.P. (2000) Photolytic transformation of
organic pollutants on soil surfaces – An experimental approach. Environmental
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02/09/85 publicado no Diário Oficial da União em 03/09/85.
Brasil (1996) Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e Recursos Naturais Renováveis
(IBAMA) Portaria Normativa n
o
84/96, publicado no Diário Oficial da União em
15/10/96.
Brasil (1998) Ministério da Saúde. Fundação Nacional de Saúde - Centro Nacional
de Epidemiologia. Guia Brasileiro de Vigilância Epidemiológica. Brasília, 1998.
523p.
113
Brasil (1999) Agência Nacional de Vigilância Sanitária do Ministério da Saúde,
Resolução nº 06 de 14/10/99, publicado no Diário Oficial da União em 18/10/99.
Brasil (2002) Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE). Indicadores de
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i
ANEXOS
1. Anexo 1 – Dados meio SOB
Finalidade: Meio de cultura nutricionalmente rico, originalmente desenvolvido para o
cultivo de cepas transformadas de Escherichia coli.
Princípios: Meio composto de peptona, extrato de levedura, cloreto de sódio, cloreto
potássio e sulfato de magnésio. A peptona e o extrato de levedura fornecem fatores
de crescimento. O cloreto de sódio e o cloreto de potássio fornecem os íons
essenciais. O sulfato de magnésio constitui fonte de íons de magnésio necessários
em várias reações enzimáticas, incluindo replicação do DNA.
2. Anexo 2 - Dados de temperaturas máximas e mínimas determinadas ao
longo dos experimentos 2, 3 e 4
0 2 4 6 8 10 12 14
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Max (I) Min (I) Max (E) Min (E)
Temperatura (
o
C)
Dia da Leitura
Figura 38: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente
(externo – E) ao longo do experimento 2
ii
0 2 4 6 8 10 12 14
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Max (I) Min (I) Max (E) Max (E)
Temperatura (
o
C)
Dia da Leitura
Figura 39: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente
(externo – E) ao longo do experimento 3
0 2 4 6 8 10 12 14
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Max (I) Min (I) Max (E) Min (E)
Temperatura (
o
C)
Dia da Leitura
Figura 40: Temperaturas máximas e mínimas da água (interno – I) e do ambiente
(externo – E) ao longo do experimento 4
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