UNIVERSIDADE NOVA DE LISBOA Faculdade de Ciências e Tecnologia Departamento de Ciências e Engenharia do Ambiente

UN I VERSI DADE N OVA DE LI SBOA

Faculdade de Ciências e Tecnologia

Depart am ent o de Ciências e Engenharia do Am biente

Elect ro- rem ediação de solos cont am inados

com pest icidas

:

caso da bent azona

Carla Sofia Valente Abreu

Dissert ação apresent ada na Faculdade de Ciências

e Tecnologia da Universidade Nova de Lisboa para

obt enção do grau de Mest re em Engenharia do

Am bient e, Perfil Gest ão de Sist em as Am bient ais

Orient adora: Professora Doutora Alexandra Branco Ribeiro

Agradecim ent os

Para a realização dest e t rabalho foi necessário o cont ribut o de diversas part es a quem quero prest ar os m eus sinceros agradecim ent os.

Em prim eiro lugar, à Prof. Doutora Alexandra Branco Ribeiro pela oport unidade de realizar a t ese de m est rado na área da descontam inação de solos, pela orient ação, m otivação, críticas sem pre construtivas e sugest ões de m elhoria ao longo de t odo o t rabalho.

Ao Dr. Eduardo Mat eus pela valiosa assistência laborat orial, pelos conhecim ent os que m e deu na área da quím ica e das sugest ões e apoio ao longo de t odo o t rabalho laborat orial e escrit o.

Ao Prof. Dout or Marco Gom es da Silva, do Depart am ent o de Quím ica da FCT ( REQUI MTE) , pelo apoio logíst ico nas t arefas analít icas e pelo acesso ao equipam ent o de crom at ografia gasosa.

À Prof. Olga Nunes, do Depart am ent o de Engenharia Quím ica da Faculdade de Engenharia da Universidade do Port o, pela disponibilização das am ost ras de solo.

Aos m eus pais, am igos eternos, a quem devo t odo o m eu percurso académ ico em t odas as suas vert ent es, e ao m eu padrinho por t oda a m ot ivação e força dada em t odas as alt uras.

À Joana e Christ oph pelo apoio no laborat ório e esclarecim ent os.

Resum o

Abst ract

Sim bologia e Not ações

FCT – Fundação para a Ciência e a Tecnologia

POCI – Program a Operacional Ciência e I novação

FEDER – Fundo Europeu de Desenvolvim ent o Regional

FAO – Food and Agricult ure Organizat ion of t he Unit ed Nat ions

FAOSTAT – FAO Stat istical Database

EUROSTAT - St at ist ical Office of t he European Com m unit ies

I RRI – I nt ernational Rice Research I nstitute

COM – Organização Com um de Mercado

PAC – Política Agrícola Com um

RURI S – Plano de Desenvolvim ento Regional

EU – União europeia

USEPA – Unit ed St ates Environm ent al Prot ect ion Agency

PCZ – Ponto de carga zero

LD – Dose letal

LC – Concent ração let al

HPLC – Crom at ografia líquida de alt a eficiência

GC – Crom at ografia gasosa

MS – Espectrom etria de m assa

SPE – Extracção em fase sólida

Í NDI CE

Agradecim ent os ... ii

Resum o ... iii

Abst ract ... iv

Sim bologia e Not ações ... v

1 . I nt rodução ... 1

2 . Solo... 3

2.1. Const it uição geral do solo... 3

2.2. Fact ores de form ação do solo... 3

2.3 Mineralogia do solo ... 4

2.4 Mat éria orgânica ... 6

2.5 Sist em a solo- água... 7

2.6 Adsorção em solos ... 8

2.7 Funções do Solo... 9

2.8 Orizicult ura ... 10

3 . Pest icidas ...1 5 3.1 Processos de t ransport e ... 16

3.2 Processos de t ransform ação ... 17

3.3 Parâm et ros det erm inant es ... 19

3.4 Medidas reguladoras... 21

3.4 Herbicidas... 22

4 . A Bent azona ...2 4 4.1 Considerações gerais ... 24

4.2 Propriedades físico- quím icas ... 24

4.4 Ecot oxicologia ... 27

4.5 Com port am ent o da bent azona no solo ... 29

5 . Crom at ografia ... 3 1 5.1 Princípios t eóricos da crom at ografia ... 31

5.2 Crom at ografia líquida de alt a eficiência - HPLC ... 35

5.2.1 Sist em a de HPLC ... 35

5.2.2 Parâm et ros que afect am a separação em HPLC ... 36

6 . Ext racção em Fase Sólida - SPE ... 3 8 7 . Processo elect rocinét ico ... 4 1 7.1 Elect rom igração ... 43

7.2 Elect roosm ose ... 44

7.3 Elect roforese ... 45

7.4 Out ras reacções ... 46

8 . Plano Experim ent al ... 4 9 9 . M at eriais e m étodos... 5 1 9.1 Solo ... 51

9.1.1 Classificação e caract erização ... 51

9.2 Modo operat ório... 52

9.2.1 Célula elect rocinét ica ... 53

9.3 Mét odos analít icos... 64

1 0 . Result ados e discussão ... 6 5 10.1 Monit orização dos parâm et ros durant e o ensaio ... 65

10.1.1 Volt agem ... 65

10.1.2 pH ... 67

10.1.3 Volum es acum ulados ... 68

10.3 Bent azona ret ida no final dos ensaios... 74

10.4 Balanço de m assas ... 76

1 1 . Conclusões e desenvolvim ent os fut uros...8 1 1 2 . Bibliografia ...8 2 Anexo I - Valores da volt agem e da corrent e ao longo dos ensaios ... 92

Anexo I I – Volum es acum ulados ( m l) por ensaio ... 100

Anexo I I I – Bent azona ret ida nas fat ias de solo final... 102

Í NDI CE DE FI GURAS

Figura 2.1 Dist ribuição de iões na proxim idade de um a superfície de argila ... 8

Figura 2.2 Dinâm ica de poluent es num ecossist em a agrícola... 10

Figura 2.3 Ciclo do arroz... 12

Figura 3.1 Processos de transporte e transform ação nos vários com partim entos am bient ais ... 15

Figura 4.1 Fórm ula est rut ural da bent azona ... 25

Figura 4.2 Est rut ura m olecular da bent azona, t aut om erism o cet o- enol e equilíbrio de dissociação ... 26

Figura 5.1 Represent ação esquem át ica de um crom atogram a t ípico de um analit o retido, tR, e de um analit o não ret ido, tM ... 32

Figura 5.2 Assim et ria do pico ... 33

Figura 5.3 Exem plo de um crom at ogram a obt ido para a bent azona ... 34

Figura 5.4 I nst rum ent ação básica de um sist em a de HPLC ... 35

Figura 6.1 Cart ucho para ext racção em fase sólida ... 39

Figura 6.2 Ext racção em fase sólida ... 40

Figura 7.1 Processos de t ransport e ... 42

Figura 8.1 Met odologia ut ilizada no t rabalho... 49

Figura 9.1 Célula e equipam ent o ut ilizado nos ensaios elect rocinét icos ... 54

Figura 9.2 Represent ação esquem át ica da célula elect rocinética usada nas experiências ... 54

Figura 9.3 Represent ação esquem át ica da célula usada nos ensaios experim ent ais56 Figura 9.4 Ext racção em fase sólida ... 59

Figura 9.5 Ext racção em fase sólida ( A) e t ubos de vidro para arm azenam ent o do ext ract o ( B) . ... 59

Figura 9.7Et apa de ult ra- sons para rem over a bent azona present e nas m em branas

passivas ... 61

Figura 9.8 Represent ação esquem át ica das fat ias de solo seccionadas no com part im ent o cent ral ... 61

Figura 9.9 Análise efect uada ao solo depois do ensaio... 62

Figura 9.10 Absorvância de UV da Bent azona a diferent es condições de pH... 62

Figura 9.11 Rect a de calibração para a bent azona ( para λ = 250 nm ) ... 63

Figura 10.1 Evolução t em poral da volt agem ao longo dos quat ro ensaios... 65

Figura 10.2 Evolução t em poral do pH nas soluções dos elect rólit os ao longo dos quat ro ensaios ... 67

Figura 10.3 Volum e acum ulado de elect rólit os nos quat ro ensaios ... 69

Figura 10.4 Quant idade acum ulada de bent azona rem ovida no ensaio B1, ao longo do t em po ... 70

Figura 10.5 Quant idade acum ulada de bent azona rem ovida no ensaio B2, ao longo do t em po ... 71

Figura10.6 Quant idade acum ulada de bent azona rem ovida no ensaio B3, ao longo do t em po ... 72

Figura 10.7 Quant idade acum ulada de bent azona rem ovida no ensaio B4, ao longo do t em po ... 73

Figura 10.8 Quant idade de bent azona rest ant e no solo, no final dos ensaios. ... 75

Figura 10.9 Balanço de m assas para o ensaio B1 ... 77

Figura 10.10 Balanço de m assas para o ensaio B2 ... 77

Figura 10.11 Balanço de m assas para o ensaio B3 ... 78

Figura 10.12 Balanço de m assas para o ensaio B4 ... 79

Figura 10.13 Quant idade de bent azona ( m g) present e no solo, no início e no final dos ensaios elect rocinét icos, e t axa de rem oção obt ida ( % ) ... 79

Í NDI CE DE QUADROS

Quadro 4.1 Propriedades físico- quím icas da bent azona ... 25

Quadro 4.2 Result ados da t oxicidade aguda ( Font e: EPA, 2004) ... 28

Quadro 9.1 Caract eríst icas físico- quím icas do solo em est udo ... 51

Quadro 9.2 Quant ificação de pest icidas no solo em est udo ... 52

Quadro 9.3 Caract erização das m em branas passivas ... 55

Quadro 9.4 Condições analít icas dos ensaios realizados ... 57

Quadro 10.1 Média dos valores de pH regist ados ent re ensaios, e respect ivo desvio padrão ... 68

1 .

I nt rodução

O present e t rabalho enquadra- se no âm bit o do proj ect o POCI / AMB/ 59836/ 2004 ( aprovado pela FCT e POCI e financiado pelos fundos FEDER) , com o t ít ulo “ Biorrem ediação de solos e águas contam inadas com pest icidas” , cuj o principal obj ect ivo consist e em est abelecer m et odologias para t rat am ent o biológico de solos e águas cont am inados com pest icidas ut ilizados na orizicult ura. Cont udo, o proj ect o cont em pla o est udo de out ras t écnicas, nom eadam ent e, a elect ro- rem ediação.

Sendo o arroz um dos cereais m ais cult ivados em t odo o Mundo, ocupa t am bém em Port ugal um lugar de dest aque, com um a área de cerca de 21 000 ha principalm ent e concent rada nas bacias hidrográficas do Mondego, Sado e Tej o, at ingindo produções anuais na ordem das 150 200 t oneladas ( FAO, 2008) . O arroz é sem eado anualm ent e, na Prim avera ( Abril - Maio) , sendo o cont rolo de ervas daninhas efect uado através de aplicação de pesticidas, com o int uit o de aum ent ar a produção. Salient e- se, no ent ant o, que t em vindo a regist ar- se um decréscim o no consum o dos herbicidas de ano para ano ( Eurost at , 2007) .

I núm eros est udos t êm vindo a ser efect uados para descrever e quant ificar a cont am inação do am bient e com pest icidas ( Thorst ensen et al., 2001; Boivin et al.,

2005; Silva et al., 2006) , devido a prát icas agrícolas e a derram es acident ais, um a

vez que est es têm consequências adversas na saúde pública e na diversidade biológica devido, essencialm ent e, a efeit os de bioacum ulação e t oxicidade. Recorrer a sist em as de t rat am ent o agrícolas t orna- se difícil e dispendioso devido à aplicação não confinada de pest icidas e à ausência de colect ores de água de escorrência ( Nunes, 2007) .

Espera- se, no ent ant o, com o proj ect o acim a referido, que a diversidade m et abólica das com unidades m icrobianas actuantes nos terrenos onde se pratica a orizicultura t enha a capacidade de degradar os pest icidas, em condições favoráveis, m inim izando os efeit os nocivos resultant es da sua dispersão. Nesta perspectiva, a

biorrem ediação in sit u apresent a- se com o um a boa opção de t rat am ent o para solos

dos fenóm enos de com pet ição que podem ocorrer quando o am bient e cont am inado é deliberadam ent e inoculado com organism os degradadores ( Nunes, 2007) .

Tendo em cont a a diversidade de produt os fit ofarm acêut icos exist ent es no m ercado para a cult ura do arroz foram seleccionados, para o proj ect o, os seguint es herbicidas: Ordram ( m olinat o) , St am ( propanil) e Quit t ( bent azona + MCPA) ( Nunes, 2007) . Salient e- se que, nos result ados do proj ect o obt idos at é ao m om ent o, a bent azona não conseguiu ser degradada por m icrorganism os, o que enfatizou a necessidade de equacionar soluções para a sua rem oção do solo. O processo elect rocinét ico, t écnica alt ernativa aos m ét odos biológicos, serve de t em a ao present e t rabalho.

O processo elect rocinét ico é um a t écnica de rem ediação para a rem oção de cont am inant es, quer orgânicos quer inorgânicos, quer in sit u quer on- sit e, de solos,

lam as, resíduos de m adeira t rat ados, cinzas ou sedim ent os. Baseia- se na aplicação de um a corrent e contínua de baixa int ensidade à m at riz cont am inada, funcionando o cam po eléct rico form ado com o “ agent e de lim peza” . O cam po eléct rico gerado arrast a os cont am inant es pela m at riz, por acção do m ovim ent o elect rocinét ico, que inclui elect rom igração, elect roosm ose e elect roforese com o processos de t ransport e. Os contam inantes deslocam - se no sentido de um dos com part im entos dos eléct rodos, podendo ser daí post eriorm ent e rem ovidos.

Pret ende- se, com est e est udo, at ingir os seguint es obj ect ivos: i) t est ar se a bent azona é m obilizada no solo pela acção dum cam po eléct rico; ii) opt im izar as eficiências de rem oção da bent azona at ravés do processo elect rocinét ico.

2 . Solo

O solo é um corpo nat ural, com plexo e dinâm ico, form ado na superfície da crost a terrestre em resultado da acção conj ugada dos seus fact ores de form ação, e que const it ui um m eio nat ural, ou m odificado pelo hom em , para suport e e alim ent ação das plantas ( Réffega, 1998) . Form ado por part ículas m inerais, m at éria orgânica, água, ar e organism os vivos, o solo const it ui a int erface ent re a geosfera, a at m osfera e a hidrosfera, aloj ando a m aior part e da biosfera.

A FAO ( I USS, 2006) alargou o conceit o e definiu o solo com o qualquer m at erial nos prim eiros dois m et ros a part ir da superfície t errest re que est á em cont act o com a at m osfera, com excepção de organism os vivos, áreas de gelo contínuo, não cobert as por out ro m at erial, e corpos de água de profundidade superior a dois m et ros.

2 .1 . Const it uição geral do solo

O solo é const it uído por t rês fases: fase sólida que se divide em m at éria orgânica e, essencialm ent e, em m at éria m ineral, fase líquida ( solução do solo) e fase gasosa ( at m osfera do solo) .

Relat ivam ent e à m at éria m ineral, que em percent agem em peso represent a cerca de 98% , é com post a por fragm ent os de rochas, m inerais prim ários e secundários ( m inerais de argila) e/ ou óxidos e hidróxidos de Al e Fe. A m at éria orgânica é const it uída por rest os de plant as e out ros organism os em est ado avançado de alt eração. É ainda form ada por um grande núm ero de organism os em act ividade.

2 .2 . Fact ores de form ação do solo

Segundo Botelho da Costa ( 1995) , a acção do clim a e dos organism os, sobre a rocha- m ãe ( a rocha a part ir da qual o solo se form a) , é condicionada pelo relevo do t erreno e depende da ext ensão do período de t em po que decorreu desde que se iniciou a diferenciação de horizontes num dado local. A rocha- m ãe fornece os const it uint es m inerais do perfil. A veget ação, que se inst ala prat icam ent e desde o com eço da alt eração das rochas, decom põe- se e dá origem à m at éria orgânica. Os com ponentes da rocha e o m aterial orgânico, suj eitos a diversas reacções físicas, quím icas e bioquím icas, são t ransform ados e m ist urados com m aior ou m enos int ensidade, m igrando os produt os result ant es de um para out ro pont o do perfil e conduzindo à diferenciação do solo em horizontes, ou sej a ao desenvolvim ent o do perfil do solo. Por regra, as influências biológicas só atingem part e da espessura afect ada pelos agent es at m osféricos e soluções form adas pela água das chuvas. No entanto, em clim as favoráveis à alteração dos m inerais das rochas, est a alteração pode atingir m aiores profundidades, não afect ando a vida das plant as.

O efeit o do clim a faz- se sentir principalm ent e at ravés da t em perat ura, que influencia a velocidade das reacções de hidrólise e o processo de t ransform ação dos m inerais, e da precipit ação que afect a a hum idade do m eio e, consequent em ent e, a nat ureza e int ensidade dos processos responsáveis pelos fenóm enos de alt eração das rochas e da m at éria orgânica ( Ricardo, 1969) .

A rocha m ãe influencia a com posição do solo por int erm édio das suas caract eríst icas quer quím icas quer físicas, e pelo espaço poroso que determ ina a perm eabilidade, da qual depende a circulação da água e do ar, a int ensidade dos processos quím icos e biológicos, e a t ranslocação dos const it uint es. Um a baixa perm eabilidade, por exem plo, im pede fenóm enos de eluviação e acum ulação das bases. Tam bém a com posição quím ica é responsável pela natureza do com plexo de alteração form ado, condicionando a evolução ( Ricardo, 1969) .

2 .3 Mineralogia do solo

persist indo m ais ou m enos inalt erados na sua com posição. Os m inerais secundários

podem ocorrer no solo, principalm ent e por t rês processos: i) síntese in sit u de

produtos resultantes da m et eorização dos m inerais prim ários m enos resist entes; ii) sim ples alt eração da est rut ura de det erm inados m inerais prim ários verificada in sit u

e iii) herdados direct am ent e da rocha- m ãe ( Cost a, 1995) .

Dent ro dos m inerais secundários exist em os m inerais de argila que são essencialm ent e silicat os de alum ínio hidrat ados, com m agnésio ou ferro subst it uindo parcialm ent e o alum ínio em alguns m inerais e que, em alguns casos, incluem elem ent os alcalinos ou alcalino- t errosos com o const it uint es essenciais. Os m inerais de argila m ais frequent es nos solos são principalm ent e m inerais dos grupos da caulinit e, da m ont m orilonit e e das ilit es ( Cost a, 1995) .

Em vários m inerais de argila, a est rutura está electroestaticam ente desequilibrada,

com o result ado das subst it uições de iões durant e a form ação dos m inerais, sem alteração das dim ensões das unidades estruturais, sendo por isso denom inadas de subst ituições isom órficas, originando excesso de cargas negativas perm anentes, ou devido à quebra dos rebordos dos cristais ( cargas negativas acidentais) . Os m inerais de argila são, por isso, m aiorit ariam ent e elect ronegat ivos, podendo em cert os casos apresent ar zonas de carga posit iva. A ligação ent re duas unidades est rut urais ( lâm inas) dá- se, por exem plo, por pont es de hidrogénio ou por forças Van- der- Walls. O núm ero t ot al de cargas negativas de superfície susceptíveis de fenóm enos de t roca de cat iões denom ina- se por capacidade de t roca cat iónica, ou adsorção não específica ( Réffega, 1998) .

2 .4 Mat éria orgânica

A m at éria orgânica do solo provém de organism os veget ais e anim ais exist ent es no solo, podendo ser encarada segundo dois crit érios diferentes. Segundo o crit ério m icrobiológico ( crit ério de Waksm an) , o húm us é um est ado da m at éria que se deve ident ificar com a t ot alidade da m at éria orgânica present e no solo. A m at éria orgânica represent a um com plexo het erogéneo no qual se podem isolar num erosos com post os quím icos, e pode dividir- se em grupos específicos de const it uint es, nom eadam ent e, o grupo das lenhinas, derivados e prot eínas, e o grupo dos hidrat os de carbono, gorduras e ceras. Segundo Waksm an o húm us t em um caráct er declaradam ent e dinâm ico ( Cost a, 1995) .

O crit ério quím ico divide a m at éria orgânica do solo em t rês grupos fundam ent ais de const it uint es, nom eadam ent e, m at erial originário do húm us ( com post os orgânicos que fazem part e dos resíduos veget ais e anim ais) , subst âncias que acom panham o húm us ( result am da decom posição do grupo ant erior e do m et abolism o dos m icrorganism os) e húm us ( produt o da t ransform ação do m at erial orgânico no solo, com um a resistência considerável a novas decom posições) ( Costa, 1995) .

O húm us é a fracção coloidal da m at éria orgânica obt ida por sínt ese m icrobiana e quím ica a part ir da m at éria orgânica veget al e anim al. É const it uído por t rês fracções: ácidos húm icos, fúlvicos e hum ina. Caracteriza- se por ser um m aterial am orfo, poroso e de fraca densidade com elevado poder de ret enção para a água. Os colóides húm icos são electronegat ivos e possuem um a grande capacidade de t roca cat iónica. Têm elevada im port ância pelo seu poder t am ponizant e ( dificult a as m udanças de reacção no solo) , m elhora a capacidade de t roca catiónica nos solos m inerais, e corrige, em solos grosseiros, o fraco poder de ret enção para a água ( Cost a, 1995) .

2 .5 Sist em a solo- água

No solo, as m oléculas de água são at raídas para os iões em solução com o resultado da dist ribuição irregular da carga e da caract eríst ica polar dest as, conduzindo à hidrat ação do ião ( Souza, 2002) .

A retenção de iões sob a form a perm utável é um a das propriedades que se verifica em subst âncias com elevada superfície específica, principalm ent e em subst âncias que se encontram no est ado coloidal. Este fenóm eno explica- se por adsorção elect rost át ica. Num a solução coloidal, os iões de t roca envolvem cada part ícula coloidal at é um a m aior ou m enor distância da superfície dest a.

As part ículas coloidais apresent am , regra geral, um diâm et ro m édio inferior a 0,001 m m . Com o a fracção granulom ét rica argila t em diâm et ro m enor que 0,002 m m , nem t odas as argilas são est rit am ente coloidais. No ent anto, at é as part ículas m aiores de argila possuem característ icas do tipo coloidal, nom eadam ente a caulinite e a m ont m orilonit e.

As fracções m ais act ivas do solo são, portanto, as que se apresent am em estado coloidal. Existem dois tipos dist intos de m aterial coloidal, o orgânico e o inorgânico, t al com o j á foi referido. O prim eiro apresent a- se sobre a form a de húm us, e o segundo quase exclusivam ent e sob a form a de m inerais argilosos.

As part ículas de argila, devido à sua pequena dim ensão, possuem um a elevada superfície específica, o que leva a que sej am especialm ent e influenciadas por pont es de hidrogénio ou por forças Van- der- Walls. Se as part ículas de argila forem de m uito pequena dim ensão são consideradas colóides hidrofóbicos, que são dispersões líquidas de part ículas sólidas e de pequena dim ensão que: i) form am sist em as de duas fases, com um a grande área de superfície de int erfase, ii) o com port am ent o é dom inado pelas forças de superfície, e iii) podem flocular na presença de pequenas quant idades de sal. Os sist em as elect rólit o- água- argila satisfazem todos os critérios supracitados ( Souza, 2002) .

da superfície, que se difundem para equilibrar as concent rações. A difusão é, no ent ant o, lim it ada pelo cam po eléct rico negativo originado nas superfícies das part ículas ( Souza, 2002) . Ao conj unt o form ado pelas cargas da superfície da part ícula coloidal e pelos iões de t roca, dá- se o nom e de cam ada dupla difusa. A concent ração dos iões dim inui com o aum ent o da dist ância à superfície das partículas, com o se pode visualizar na Figura 2.1.

Figura 2 .1 Dist ribuição de iões na proxim idade de um a superfície de argila ( Mit chell, 1993)

Muitos solos desenvolvem quer cargas posit ivas, quer cargas negat ivas, o que é evidenciado pela propriedade do com plexo coloidal em absorver aniões e catiões. De um a m aneira geral, quando o pH aum ent a, aum ent am as cargas negat ivas e dim inuem as posit ivas do com plexo, verificando- se o inverso quando o pH dim inui ( Mit chell, 1993) .

O com port am ent o de t roca iónica no solo apresenta um pont o isoeléct rico, para um cert o valor de pH. Nesse pont o – Ponto de Carga Zero ( PCZ) – exist e um equilíbrio ent re as cargas negat ivas e as posit ivas, present es no solo. Por out ras palavras, nesse valor de pH, o solo pode adsorver quant idades equivalent es de cat iões e aniões na solução contida nos poros ( Souza, 2002) .

2 .6 Adsorção em solos

com posição conhecida durante um período de tem po determ inado; ii) isolam ento do solo da fase reagent e e iii) análises quím icas do solo e/ ou fase líquida de form a a det erm inar a sua com posição. Est as operações servem para definir a acum ulação líquida de um a subst ância na int erface ent re as part ículas sólidas e a solução do solo, e devem t er um t em po de reacção suficient em ent e longo para perm it ir a aproxim ação ao equilíbrio t erm odinâm ico e suficientem ente curt o para evit ar reacções indesej adas. As reacções ent re o solo e fase aquosa devem ser levadas a cabo em condições de pressão e t em perat ura norm ais ( Sposit o, 1984) .

Est es est udos perm it em a obt enção de isot érm icas de adsorção, que são represent ações gráficas das fracções do ião em est udo na fase sólida, versus a sua fracção equivalente na solução em equilíbrio, a t em peratura const ant e ( Sposit o, 1981) . De acordo com o seu declive inicial as isotérm icas são classificadas em quat ro t ipos: curva S, Curva L, curva H e curva C ( Sposit o, 1984) . A isot érm ica em form a de L é a que m ais aparece referenciada na bibliografia relat iva à quím ica dos solos, associada às equações de Langm uir e de Freundlich ( Sposito, 1984) . A isot érm ica de adsorção de Freundlich é um a curva que relaciona a concent ração de um solut o na superfície de um adsorvent e, com a concent ração do solut o na fase aquosa com a qual est á em cont act o. A isot erm a de adsorção de Freundlich é m at em at icam ent e expressa pela equação 2.1:

q= Kf Cn ( 2.1)

em que Kf e n são parâm et ros de aj ust am ent o, q represent a a m assa adsorvida por

unidade de adsorvent e e C represent a a concent ração no fluído ( Ribeiro, 1992) .

2 .7 Funções do Solo

act ividades hum anas, fornecendo m at érias- prim as, servindo de reservat ório de carbono e conservando o pat rim ónio geológico e arqueológico ( COM( 2002) 179; Blum , 2005; COM( 2006) 232 final) .

As prim eiras dest as funções são geralm ent e int erdependent es e ext rem am ent e im port ant es para a sust ent abilidade. Quando o solo é ut ilizado com o font e de m at érias- prim as, ou o espaço que ocupa é usado com o suport e de act ividades hum anas, a sua capacidade para desem penhar as suas funções pode ser reduzida ou alt erada, gerando concorrência ent re as diversas funções ( Figura 2.2) ( COM( 2002) 179) .

Figura 2 .2 Dinâm ica de poluent es num ecossist em a agrícola ( adapt ado de Sepúlveda & Ribeiro, 1993)

2 .8 Orizicult ura

O arroz é o segundo cereal m ais cult ivado em t odo o m undo, e o alim ent o básico

para m ais de m et ade da população m undial ( Nguyen et al., 2004) . É cult ivado em

de cerca de 645 m ilhões de t oneladas em 2007 ( I nt ernat ional Rice Research I nstitute, 2008) . No futuro próxim o, no ent ant o, a possibilidade de expansão das áreas de cult ivo são ext rem am ent e lim it adas devido à escassez de água para a agricult ura, a expansão dos sect ores indust riais e urbanos na Ásia ( o m aior produt or de arroz) e os elevados cust os de desenvolvim ent o de áreas adequadas à orizicult ura ( Nguyen et al., 2004) .

Segundo os dados obt idos pela FAOSTAT, o crescim ent o m édio de cult ivo do arroz no início dos anos 80 era de 3,68% , por ano, e dim inuiu para 0,74% no final dos anos 90. Vários fact ores cont ribuíram para o seu declínio, nom eadam ent e, a est agnação do pot encial de cult ivo, a dim inuição da produtividade nos cam pos de produção int ensiva de arroz, pressões biót icas e abiót icas ( seca, salinidade das zonas de irrigação dos cam pos, ent re out ras) , baixas rent abilidades nos países desenvolvidos, cust os crescent es de produção nos países indust rializados e a consciencialização pública para as problem át icas relat ivas à prot ecção do am bient e ( Nguyen et al., 2004) .

Em Port ugal, os cam pos cult ivados com arroz cobrem um a área de cerca de 21000 ha, com um a produção de 150200 t on ( FAOSTAT, 2006) , localizados m aiorit ariam ent e no Rio Tej o e Sorraia, Rio Mondego ( 6000 ha) e Rio Sado ( Calha, 2004) . Na m aioria dos cam pos de cult ivo são aplicados herbicidas, pelo m enos um a vez por ano e, em aproxim adam ente 80% dos cam pos de cult ivo, são aplicados m últ iplos herbicidas ( Calha, 2004) .

Produção de arroz

Figura 2 .3 Ciclo do arroz ( adapt ado de I RRI , 2008)

A m aioria dos cam pos cultivados apresent a m aiores taxas de crescim ent o quando 50% da solução do solo está disponível para as plant as, o que leva à necessidade de haver um a irrigação const ant e dos cam pos. Os fact ores que det erm inam a quant idade de água t ot al necessária ao cult ivo são a evapot ranspiração, a perm eabilidade dos solos, a drenagem , a duração da época de crescim ento e o nível de superfície do solo ( I RRI , 2008) .

Relat ivam ent e ao uso de fertilizant es nos cam pos de cultivo, ut ilizam - se m at eriais com pósitos – resultantes da decom posição de resíduos das colheitas e estrum e de anim ais – que, apesar de serem pobres em m acro nut rient es com o azot o e fósforo, são ricos em m icro nutrientes, enzim as e m icrorganism os. Pode tam bém recorrer- se ao uso de m at eriais orgânicos e est rum e, e de fert ilizant es inorgânicos cont endo azot o, pot ássio e fósforo ( I RRI , 2008) .

Os cam pos de cult ivo encont ram - se suj eit os e vários t ipos pest es, ou sej a, à presença de organism os que int erferem com a disponibilização, qualidade e quant idade do recurso, nest e caso, do arroz, o que levou à necessidade de ut ilizar pesticidas para o seu controlo. Destacam - se as doenças por bactérias, insectos, roedores e ervas daninhas. No capít ulo 3.4 serão est udados os herbicidas, com post os quím icos ut ilizados no cont rolo das ervas daninhas que, apesar de t erem m elhorado a rent abilidade dos cam pos de cult ivo, ao elim inarem est e t ipo de ervas, o seu uso desenfreado levou a que det erm inados t ipos de ervas daninhas adquirissem resistência aos com postos ( I RRI , 2008) .

Selecção das

sem entes Preparação da terra e cultura

Gestão da água

Gestão de nut rient es Gestão de

pragas Colheita e

m oagem Secagem

Arm azena m ento

Processa-m ento

Produção Pós

Para com bat er os danos que o uso de pest icidas provoca no am bient e, usa- se present em ente um a gestão int egrada de com bat e às pest es, que apost a num a prevenção a longo prazo das pest es e dos est ragos que est as causam . Com bina t écnicas de controlo biológico, m anipulação de habit at s e m odificação das prát icas agrícolas. O uso de pest icidas apenas é requisit ado em caso de em ergência ( I RRI , 2008) .

A fase de colheit a envolve um processo de recolha dos bagos de arroz m aduros, por cort e, seguido de em pilham ent o, m anuseam ent o, bat im ent o e lim peza. Seguidam ent e ocorre o processo de secagem , a operação m ais crít ica após a colheit a, que consist e num processo para redução do cont eúdo da m ist ura dos bagos até obt er um nível seguro para arm azenam ent o. O processam ent o consist e na preparação de bagos brancos e lim pos, com níveis de qualidade que perm it am a sua ent rada no m ercado ( I RRI , 2008) .

Regulação do cultivo do arroz

Em 2004 ent rou em vigor a nova Organização Com um de Mercado ( OCM) do Arroz, est abelecida pelo Regulam ent o ( CE) n.º 1785/ 2003 do Conselho, de 29 de Set em bro, que num cont ext o de revisão da Polít ica Agrícola Com um ( PAC) , inst it uiu um pagam ent o único e um pagam ent o específico para o arroz. Est a aj uda é concedida por hect are sem eado de arroz, nas zonas de produção t radicionais, onde a cult ura sej a m ant ida pelo m enos at é ao início do período de floração, e em condições norm ais de crescim ento. É de salientar que a reform a da PAC apresent a com o princípios a prom oção da agricult ura sust ent ável e da qualidade dos alim ent os, assim com o o respeit o pelas norm as am bient ais. O pagam ent o das aj udas, referido ant eriorm ente, é condicionado ao cum prim ento de norm as am bient ais, segurança alim ent ar, saúde, boas condições agrícolas e am bient ais das t erras, que visam a prot ecção do solo, a m anut enção do seu t eor em m at éria orgânica e da sua est rut ura, ent re out ros ( Andrade, 2007) .

3 . Pest icidas

Os pesticidas são substâncias ou m isturas de substâncias quím icas, introduzidas no am bient e com a finalidade de anular, dest ruir, repelir ou dim inuir a capacidade de um a pest e em com pet ir com out ros organism os. Os pest icidas são norm alm ent e ut ilizados na agricultura, na elim inação de insect os, fungos ou ervas daninhas, sendo t am bém usados em algum as indúst rias, nom eadam ent e, nos produt os t êxt eis, papel, t intas, prot ecção de m adeiras e out ros m at eriais ( Pereira, 2006) . No ent ant o, m ovem - se com o qualquer out ra m olécula, do seu pont o de ent rada até ao seu dest ino final, ist o é, para o com part im ent o am bient al para o qual t êm m aior afinidade. Podem , ao longo do processo, sofrer t ransform ações quím icas em t odos os com part im ent os am bient ais, incluindo o biota, onde se engloba t odas as espécies biológicas dos vários níveis t róficos ( Cerej eira, 1993) .

Na Figura 3.1 apresent am - se, esquem at icam ent e, as vias de t ransport e ent re com part im ent os am bient ais e os processos de t ransform ação m ais relevant es.

Pesticida BIOTA SEDIMENTO SOLO ÁGUA AR Fotólise Rad. hidroxilos Reacções ozono React. quimica Hidrólise Fotólise Oxidação React. química Redução Oxidação React. química Redução Oxidação React. química Biodegradação Metabolismo libertação volatilização precipitação adsorção absorção libertação libertação absorção volatilização deposição libertação absorção lixiviação libertação absorção

3 .1 Processos de t ransport e

Ao at ingir um det erm inado com part im ento, os pest icidas podem m ovim ent ar- se para os outros com partim entos at ravés de vários m ecanism os, ou ser directa ou indirect am ent e absorvidos pelos vários t ipos de biota e difundidos em alguns com partim entos. A absorção directa verifica- se através das aplicações nas plantas e anim ais, e a indirect a quer pela absorção dos resíduos de pesticidas dispersos no solo, ar ou água, onde um a diversificada fauna e flora t êm o seu habit at , quer ainda at ravés das cadeias t róficas ( Cerej eira, 1993) .

Para além dos processos da t ransferência e transporte através da cadeia trófica, os pest icidas podem ainda ser suj eit os a out ros processos de t ransport e ent re com part im ent os. I ncluem - se os m ovim ent os por processos globais, com o por exem plo fluxos de água ou de ar, nos quais est ão dissolvidos ou em suspensão, e cuj os m ovim entos são designados por “ advecção” . Exist em ainda processos m icroscópicos, com o é o caso da adsorção/ dessorção entre os sedim entos e a água adj acente ou entre partículas do solo e a água do solo ( Mackay, 1981) .

Dos processos de t ransporte referem - se em particular, pela sua im portância am bient al, a volatilização e a lixiviação. A volat ilização é apont ada com o o principal m ecanism o pelo qual os pest icidas ent ram na at m osfera, onde t êm sido regist ados, desde os anos 60, resíduos de organoclorados e organofosforados, por vezes longe das áreas de aplicação. Est e aspect o veio acent uar a preocupação com o t ransport e à escala regional e global por cont ribuir para a generalização da contam inação e, ainda, pela possibilidade de bioacum ulação no biot a ( Cerej eira, 1993) .

Da água superficial para o ar, os pest icidas podem ser t ransferidos por volat ilização, e podem ser ainda t ransferidos por difusão, absorção e deposição para out ros com part im ent os, nom eadam ent e, o biot a e os sedim ent os ( Cerej eira, 1993) .

A contam inação de sedim entos revela- se tam bém perigosa pela possibilidade de transporte dos contam inant es para outros locais e pela tendência na sua concent ração naquele com part im ent o onde podem vir a acum ular- se e a const it uir um a font e de libert ação de cont am inant es a longo prazo ( Cerej eira, 1993) .

3 .2 Processos de t ransform ação

Os processos de t ransform ação podem ser de nat ureza biót ica ou abiót ica. No prim eiro caso incluem - se os fenóm enos de biodegradação e m et abolização e, no segundo, os processos de fot ólise, hidrólise e processos de oxidação redução. Salient a- se o papel da biodegradação, que é um dos principais processos de t ransform ação, e que det erm ina o dest ino dos pest icidas t ant o no am bient e aquát ico com o no t errest re ( Cerej eira, 1993) .

Os m icrorganism os têm um papel principal no processo de biodegradação, devido à sua abundância, diversidade de espécies, versatilidade catabólica, elevada act ividade m et abólica e a sua capacidade de adapt ação a um a diversidade de sit uações am bient ais ( Cerej eira, 1993) . A diversidade m et abólica referida ant eriorm ent e perm it e est im ar que, sob condições favoráveis, as com unidades m icrobianas possam biodegradar os pest icidas cont am inant es, por um processo denom inado de biorrem ediação. Est e pode ser alcançada at ravés de 3 processos dist int os: rem ediação int rínseca, bio- est im ulação e inoculação. A rem ediação int rínseca baseia- se na capacidade do biot a indígena para degradar os poluent es, enquant o a bio- est im ulação envolve a adição de fact ores abiót icos, com o nut rient es e/ ou aceit adores finais de elect rões, por form a a aum ent ar o núm ero ou est im ular a act ividade de organism os indígenas degradadores. A inoculação envolve a adição de biom assa de organism os indígenas ou não indígenas, previam ent e reconhecidos com o capazes de degradar o cont am inant e alvo ou de servir com o dadores de genes

2004a) . O pot encial de biorrem ediação é, com o referido anteriorm ente, o estudo a ser desenvolvido pelo proj ect o POCI / AMB/ 59836/ 2004.

A degradação m icrobiana e o m et abolism o podem ocorrer em condições aeróbias ou anaeróbias, t ant o no solo com o na água, det erm inando a persist ência dos pest icidas nesses m eios ( fase sólida do solo, solução do solo, água ou sedim ento) , a sua concent ração nas cult uras e nos organism os expostos ( Cerej eira, 1993) .

Na cam ada superficial do solo, os processos de fotodecom posição e volatilização podem reduzir a concent ração de um pest icida. A fot odecom posição ocorre sem pre que a energia absorvida pelas m oléculas é suficient e para provocar alt erações m oleculares, evidenciadas no espect ro de absorção da zona ult raviolet a ou por m odificações das propriedades fitotóxicas ( Rocha, 1989) . As variáveis m ais im port ant es que influenciam a fot odecom posição nat ural são ( Kearney & Wauchope, 1998) :

z dist ribuição do pest icida relat ivam ent e à zona fót ica, ocorrendo na cam ada m ais

superficial do solo ( cerca de 0,5 m m ) ;

z reacções de absorção pela m at éria orgânica do solo e com radicais livres de

oxigénio;

z o t ransport e de pest icidas solúveis para a superfície do solo por evaporação pode

perm it ir um aum ent o subst ancial da t axa de fot odecom posição.

A volat ilização é um a função da const ant e de Henry e de out ras variáveis com o a velocidade do vent o, o t eor em hum idade do solo, a t em perat ura do ar e do solo e a concentração de pesticida na solução do solo ( Gan & Koskinen, 1998) .

A degradação quím ica é um processo que depende não só da suscept ibilidade do com post o, m as t am bém de fact ores edáficos e clim áticos ( Pike, s.d.) . É cont rolada pelos grupos funcionais lábeis exist ent es na m olécula e, por out ro lado, pelo t ipo de solo, o pH, a condut ividade, os const it uint es m inerais ou orgânicos e o t eor de

hum idade, que podem afect ar as vias e as t axas de degradação ( Gan & Koskinen,

1998) .

herbicida envolve reacções com o: hidrólise, oxidação e redução. As reacções redox envolvem um a alt eração do est ado de oxidação em pelo m enos um dos át om os ( geralm ent e C, N ou S) , de um a m olécula orgânica ( Cerej eira, 1993) .

3 .3 Parâm et ros det erm inant es

O com port am ent o e dist ribuição dos pest icidas no am bient e depende das suas propriedades específicas, nom eadam ent e, das propriedades físicas, quím icas e de part ição. A m aioria das abordagens predit ivas do com port am ent o dos pest icidas no am bient e, baseiam - se nas caract eríst icas de solubilidade na água ( S) e t ensão de vapor ( P) dos pesticidas, assim com o a constant e de Henry ( H) , no coeficiente de part ição oct anol/ água ( Kow) e ainda no coeficient e de sorção ao solo ( Koc) ( Cerej eira,

1993) . De seguida descrevem - se sum ariam ente, as propriedades específicas.

Solubilidade na água

É definida com o a m áxim a quant idade de produt o que se dissolve num a det erm inada quant idade de água pura a um a t em perat ura definida. A solubilidade é função da t em perat ura, salinidade, m at éria orgânica e pH ( Cerej eira, 1993) .

I nfluencia os coeficientes Koc e Kow ( Kearney & Wauchope, 1998) . Segundo est es

aut ores, a ut ilização de rect as de regressão que correlacionam a solubilidade na água com o coeficiente de part ição oct anol/ água m ost ra e exist ência de um a relação linear descrit a pela equação 3.1.

S

K

=

3000

/

onde S é a solubilidade na água ( m ol/ m3_{) .}

Tensão de vapor

Aut ores com o Mackay ( 1981) , referem que a t ensão de vapor, Pv ( at m ) pode ser calculada em função da t em perat ura T ( K) , desde que se disponha do pont o de ebulição bp ( K) e de fusão m p ( K) at ravés da equação 3.2.

Ln Pv = - ( 4,4 + ln bp) ( 1,803 ( bp/ T- 1) – 0,803 ln bp/ T – 6,8 ( m p/ T- 1) ( 3.2)

Const ant e de Henry e coeficient e de part ição ar/ água

A const ant e de Henry ( H) é definida com o a razão entre a pressão parcial de solut o no ar e a sua concent ração em equilíbrio na água. Est a const ant e é utilizada na avaliação do destino dos com post os orgânicos nos com partim ent os am bient ais, nom eadam ent e no cálculo dos coeficientes de part ição ent re a fase líquida e a fase

adsorvida e ent re a água e o biot a ( Cerej eira, 1993) . Vem expressa em Pa m3_{/ m ol e}

obtém - se através da equação 3.3.

H= P/ S ( 3.3)

em que P é a t ensão de vapor em Pa e S a solubilidade na água em m ol/ m3_.

A const ante de Henry pode ser expressa em t erm os adim ensionais at ravés do

coeficient e de part ição ar/ água, Kaw. É obt ida at ravés da equação 3.4 ( Cerej eira,

1993) .

Kaw= ( P/ ( RT) ) / S ( 3.4)

onde P é a t ensão de vapor em Pa, R a const ant e dos gases em Pa m3_{/ ( m ol K) , T a}

t em perat ura absolut a ( K) e S a solubilidade na água em m ol/ m3_.

A const ant e de Henry, ou o coeficiente ar/ água, const it ui o parâm et ro det erm inant e do processo de volat ilização de um pest icida na água, o qual é favorecida por um elevado valor de H ( Cerej eira, 1993) .

Coeficiente de part ição oct anol/ água

Kow é definido com o a razão em equilíbrio e a um a dada t em perat ura, ent re a

ow

K

ão

concentraç

ão

concentraç

x

x

em

em

água

ol

oc

tan

)

/

(

)

/

(

volume

massa

volume

massa

onde x represent a o com post o quím ico.

O Kow t ornou- se um parâm etro chave para o est udo do dest ino am bient al dos

produt os quím icos orgânicos devido à sua relação com a solubilidade na água, com os coeficient es de adsorção ao solo e sedim ent o e com os fact ores de

bioconcent ração nos anim ais e plantas. Os valores de Kow têm por si só um

significado im port ant e, pois represent am a t endência de um a subst ância quím ica para sofrer um a part ição ent re a fase orgânica e a fase aquosa ( Cerej eira, 1993) .

Coeficiente de partição solo/ água

Para a det erm inação deste coeficiente t orna- se im port ant e definir se se t rat a de um a m olécula não polar ou polar e, sendo polar, se se t rat a de um anião ou de um catião. As m oléculas não polares são retidas pela fracção de carbono orgânico, enquanto que os catiões são retidos pela fracção coloidal do solo, abordada ant eriorm ent e. Os aniões não são norm alm ent e ret idos em qualquer dest as fracções ( except o se o solo possuir cargas posit ivas) acabando por at ingir, com m ais

facilidade, as águas subt errâneas. O coeficient e de part ição solo/ água ( Kd) pode ser

definido, em equilíbrio, pela equação 3.6 ( Cerej eira, 1993) .

Kd= Csolo/ Csolução ( 3.6)

onde C represent a a concent ração.

O parâm et ro de adsorção ao solo ou sedim ent o, especifico da subst ância quím ica, é im port ant e na avaliação do dest ino e t ransport e de pest icidas naqueles dois m eios. O grau de adsorção pode afect ar, não só a m obilidade do pest icida, com o t am bém os processos de volat ilização, fot ólise, hidrólise e biodegradação

3 .4 Medidas reguladoras

quant idades, podem causar problem as de saúde pública. Os pest icidas encont ram -se nest es com post os. Foram t om adas m edidas a nível Europeu, nom eadam ent e, com a int rodução da Direct iva Com unit ária 98/ 83/ CE sobre água de abastecim ento, que foi transposta para o direito int erno at ravés da publicação do Decret o- Lei n.º 243/ 2001, de 5 de Setem bro, revogado pelo Decreto- Lei n.º 306/ 2007, de 27 de Agost o, e que exige que a quant idade de pest icidas individuais não exceda o valor

param ét rico de 0,1 µgL- 1 _{e que a t ot alidade das concent rações não exceda os 0,5}

µgL- 1 _{( Port ugal, 2004) .}

Os pest icidas podem t am bém ser classificados de acordo com o seu alvo de acção, acção quím ica e form ulação. Quant o à sua form ulação, os pest icidas podem apresentar- se na form a pulverizável, granular ou líquida. Consoant e o alvo de acção, os pesticidas podem ser classificados em insecticidas, herbicidas, fungicidas, acaricidas e ant ibact erianos, ent re out ros ( Port ugal, 2004) . Um a vez que o com post o em est udo é o herbicida bent azona, fixarem os a at enção nos herbicidas, dest e pont o em diant e do t rabalho.

3 .4 Herbicidas

Os herbicidas são produt os quím icos ut ilizados na dest ruição de ervas daninhas e out ras plant as não desej áveis. Perm it em aum ent ar e m elhorar a produção de alim ent os, reduzindo a m ão- de- obra e, consequent em ent e, os cust os que est a acarret a ( Pereira, 2006) . Os herbicidas podem ser classificados consoant e a sua selectividade em tot ais, se se destinam a elim inar toda a vegetação, ou selectivos, se se utilizam com a int enção de elim inar apenas as ervas não desej adas, sem prej udicar as cult uras. O m odo de acção dos herbicidas baseia- se na inibição da fot ossínt ese das plant as alvo, agindo por cont act o ou por absorção ao nível da raiz, podendo o seu efeit o ser ou não sist ém ico ( quando circulam na plant a at ravés da água ou alim ent o, acum ulam - se, afect ando os seus cent ros de crescim ent o) ( Portugal, 2004) .

carbam at os e t io- carbam at os, clorofenóis, nit rofenóis, t riazinas, ureias e com post os bipiridínios ( Port ugal, 2004) .

4 . A Bent azona

4 .1 Considerações gerais

A bent azona ( 2,2- dióxido de 3- isopropil ( 1H) - benzo- 2,1,3- triadizin- 4- ona) é um herbicida select ivo pert encent e ao grupo quím ico das benzot iadiazinonas. É o ingredient e act ivo em vários produtos com erciais disponíveis, nom eadam ent e, Basagran® , BAS351H® e Paicaosong® , com ercializados pela BASF, em concent rações que variam ent re os 6,6 e 53% . É aplicada por via aérea ou direct am ent e no solo ( EPA, 1994) .

O uso da bent azona t ornou- se m uit o popular em 2003, para cont rolo das ervas daninhas exist ent es nas cult uras, depois da proibição da aplicação de at razina

( herbicida residual pertencente ao grupo das s- t riazinas) na União Europeia ( EU) . A

bentazona, em associação com o herbicida alachlor, fornece o m esm o nível de acção que a at razina no controlo das pragas que afect am as cult uras de cereais,

originando, no ent ant o, novos riscos am bient ais ( Dousset et al., 2004) . Est e

herbicida encont ra- se regist ado para o controlo de pest es, em Port ugal, com o form a de com bat er as ervas daninhas que afect am os cam pos cult ivados com arroz, m ilho, feij ão, ent re out ros, act uando por inibição da fot ossíntese, com o t rat am ent o pós em ergência ( Ware, 2000) .

4 .2 Propriedades físico- quím icas

Figura 4 .1 Fórm ula est rut ural da bent azona ( adaptado de Ware et al., 2000)

A solubilidade em água, a 20 º C, é de 570 m g/ L e o seu coeficiente de part ição

oct anol- água ( Kow) é, em condições neutras, de - 0,318 ( Footprint Pest icide

Properties Database) . Estas propriedades m ostram o caráct er polar da bentazona ( Buchholz, 2007) . O sal da bentazona de sódio é m ais solúvel em água ( 230g/ 100g) ( EPA, 2004) . No Quadro 4.1 apresent am - se as principais propriedades físico-quím icas da bent azona.

Quadro 4 .1 Propriedades físico- quím icas da bent azona

Parâmetro Símbolo Valor Unidades Referências

Peso m olecular M 240,28 g m ol- 1

Solubilidade em água ( 20o _{C) S 570 m g L}- 1

Densidade ρ 1,41 g cm- 3

Tensão de vapor ( 25o_{C) P 0,17 m Pa}

Log P - - 0,46

-pKa - 3,28 -

Coeficient e de part ição oct

anol-água Kow - 0,318 -

Cf. de partição carbono

orgânico- água Koc 51 m L g- 1

Tem po de m eia- vida t1/ 2

45 ( lab)

14 ( ter) d

Constante da Lei de Henry H 7,20 x ₁₀ - 5 ( Pa.m3) m ol- 1

Foot print Pest icide Properties

Database

Fórm ula m olecular N úm ero de Regist o CAS

C10H12N2O3S

25057- 89- 0

predom inant em ent e na form a aniónica, em condições de pH próxim os da neut ralidade. De acordo com a const ant e de dissociação, a m olécula neut ra é a est rut ura predom inant e a pH= 2, represent ando cerca de 95% das m oléculas de bent azona present es em solução. A conversão da bent azona para a sua form a aniónica com eça a ser relevante num a gam a de pH ent re 4 e 6. A pH= 4 a form a aniónica represent a cerca de 83% da m olécula em solução, e a pH= 6- 7 represent a m ais de 99% ( Ania et al., 2007) .

Est udos sobre a adsorção da bent azona ao solo, m ediant e diferent es polarizações, m ost ram que a geração de prot ões, sob um a corrent e aplicada, fazem com que a form a aniónica da bent azona fique prot onada, alt erando para a form a neut ra e

aum ent ando, dest e m odo, a t axa de adsorção do herbicida ( Ania et al., 2007) . O

t aut om erism o cet o- enol da bent azona encont ra- se represent ado na Figura 4.2.

Figura 4 .2 Est rut ura m olecular da bent azona, t aut om erism o cet o- enol e equilíbrio de dissociação ( adapt ado de Ania et al., 2007)

A bent azona apresent a um a alt a m obilidade no solo ( lixiviação) , apesar de alguns est udos com lisím et ros apresentarem baixas t axas de lixiviação. Segundo Abernat hy & Wax ( 1973) , est es result ados foram obt idos devido á repulsão exist ent e ent re a bent azona ionizada e os colóides do solo em est udo.

4 .3 Aspect os am bient ais

A dissipação da bent azona est á dependent e de fenóm enos de degradação por m icrorganism os, da lixiviação e escoam ent o superficial. A bent azona é

m oderadam ent e resist ent e à degradação ( t1/ 2= 2 a 14 sem anas) em solos m inerais

aeróbios. Em am bient es aquát icos a degradação da bent azona parece est ar dependent e da fot ólise. Tendo em cont a que o pest icida apresenta um baixo coeficient e de adsorção ao solo ( 0,176 a 3,056) é expectável que ocorra lixiviação e escoam ent o superficial ( EPA, 2004) .

A EPA ( 2004) ident ificou a exist ência de bent azona em águas subterrâneas nos est ados da Virgínia, Missouri, Califórnia e, m ais recent em ent e, na Florida.

Ainda de acordo com o relat ório da EPA ( 2004) , os est udos relat ivos ao período de descanso durant e a rot ação de cult uras est ão a ser revist os, m as est udos prelim inares indicam que são det ect ados resíduos de m et abolit os em cult uras em rotação, a um nível superior a 0,01 ppm , pelo que se aconselha a que os períodos de descanso do solo sej am exigidos.

4 .4 Ecot oxicologia

A t oxicidade pode ser definida com o a capacidade de um a subst ância provocar dano. Os efeit os tóxicos podem ser im ediatos ( agudos) ou cum ulativos ( crónicos) , dependendo da duração da exposição, da dose e do herbicida. A t oxicidade de um a subst ância varia segundo a espécie considerada, a idade, o sexo e o est ado nutricional, assim com o com a via de exposição: oral, por inalação ou por cont act o com a pele ( Gom es, 2000) .

Em relação à t oxicidade aguda, um herbicida com um LD50 ou um LC50 ( dose ou

concent ração que é let al para 50% da população em causa, respect ivam ent e) ent re 100 e 2000 ppm é considerado com o m oderadam ent e t óxico, enquant o que, se esses valores forem superiores a 2000 ppm a sua toxicidade é baixa e, se forem inferiores a 100 ppm , a sua t oxicidade é elevada ( Pike, 2000) .

4.2. A t oxicidade aguda LD50 para exposição oral, obt ida em est udos com rat os, foi

de 1100 m g/ kg, t endo sido obt ido o m esm o result ado para os porquinhos da índia.

Quadro 4 .2 Result ados da t oxicidade aguda ( Font e: EPA, 2004)

Toxicidade Aguda

Teste Resultado

LD50 – rato ( exposição oral) 1100 m g/ kg

LD50 – rato ( exposição dérm ica) > 2500 m g/ kg

I rritações nos olhos – coelho Pequena irritação

I nalação aguda -

I rritação dérm ica – coelho Mínim a

Sensibilização dérm ica ( porquinhos da índia) Sensível

O LD50 obtido por exposição dérm ica nos ratos foi superior a 2500 m g/ kg, causando

um a verm elhidão m ínim a que t eve um a duração de 72 horas. A bent azona t am bém causou um a irrit ação m ínim a nos olhos dos coelhos, que t eve a duração de um a sem ana, e produziu reacção na pele dos porquinhos- da- índia.

Tam bém a exposição à bent azona foi avaliada no m et abolism o de plant as e anim ais. Os est udos foram efect uados para um a variedade de plant as ( feij ão, m ilho, soj a, e arroz) , que indicam que a bent azona é rapidam ente absorvida pela folhagem , raízes e sem ent es, sendo m etabolizada e incorporada nos const it uint es nat urais da plant a. O m et abolism o envolve a hidroxilação da bent azona na 6º e 8ª posições e consequent e conj ugação com os carbohidrat os ou fragm ent ação e incorporação em constituint es naturais ( ex. lenhina, proteína e fracções de polissacáridos) . A t ranslocação da bent azona no arroz é ext ensiva. Ao suj eitar vacas a um a exposição oral ao herbicida, durant e 28 dias, observou- se que a bent azona é rapidam ent e absorvida e elim inada na urina após a ingest ão. Tam bém foi verificada a presença de bent azona e de 2- am ino- N- isopropil benzam ida nos t ecidos dos anim ais e no leit e produzido ( EPA, 2004) .

Program as de Pesticidas da Unit ed St at es Environm ent al Prot ect ion Agency

( USEPA) .

4 .5 Com port am ent o da bent azona no solo

A EPA ( 2004) m ost rou que a bent azona, aplicada em solos m inerais, a um a t axa de 10 ppm , foi degradada em 24 dias em solos argilo- lim osos, em 31 dias em solos lim o- arenosos, e em 65 dias em solos areno- lim osos. Os resíduos extraídos do solo, com m et anol, foram a bent azona, n- m et il- bent azona e 8- cloro- bent azona. Resíduos não lábeis foram ext raídos dos ácidos fúlvicos, húm icos e da hum ina, que const it uem a m at éria orgânica, com o m encionado no sub capít ulo 2.4. O anel arom át ico da m olécula de bent azona, aplicado a um a t axa de 3 ppm , foi degradado em 6 sem anas num solo lim o- arenoso, em Sandhofen ( Alem anha) . Nest e m esm o solo foram aplicados resíduos de bent azona envelhecidos, a um a t axa de 1,7 ppm , onde se verificou que os anéis arom át icos dem oraram um m aior período de t em po a degradar ( aproxim adam ent e 89 dias) . Os dados obt idos, relat ivos ao m et abolism o do solo, parecem indicar que a degradação da bent azona est á dependent e da

m ineralização da m at éria orgânica para CO2, por processos de oxidação, e

subsequente incorporação dos resíduos nas fracções não lábeis da m at éria orgânica presente nos solos ( EPA, 2004) .

Um fact or im port ant e a referir consist e na não degradação do grupo fenil da bent azona, quer em condições anaeróbias, quer em condições aeróbias, em solos argilosos e inundados, onde se prat ica a orizicult ura. A m aior via de dissipação da bent azona foi a incorporação dos resíduos nas fracções não lábeis da m at éria orgânica ( EPA, 2004) .

A bent azona apresent a um a baixa afinidade para ligações com sedim entos argilosos ( Kd= 0,176) , solos argilosos ( Kd= 0,422 a 0,384) e solos lim o- arenosos ( Kd= 0,450) .

Salient a- se, no ent ant o, que a equação de Freundlich não se aj ust ou aos est udos referent es ao equilíbrio da bent azona em solos ( EPA, 2004) .

sua form a neut ra. Est e fact o indica que a adsorção é dom inada por int eracções dispersivas ent re o pest icida e a superfície de adsorção ( Boivin et al., 2004, 2005) .

Tam bém a adsorção/ dessorção na m at éria orgânica é fort em ent e controlada pelo pH, devido ao fact o de est a apresentar um com port am ento acidificant e ( Boivin,

2005) . Diversos est udos efect uados ( Barriuso et al., 1992) a ácidos fracos

dem onst raram que a m at éria orgânica t em reduzida ou nenhum a influência na adsorção da bent azona ( Boivin et al., 2004) . A falt a de relação obt ida é at ribuída à

repulsão exist ent e ent re a carga negat iva dest a m olécula e a elect ronegat ividade

dos colóides orgânicos e dos m inerais de argila do solo ( Ham aker et al., 1972) ,

com o referido no sub capit ulo 2.5. A adsorção é m ais fort e num a gam a de pH ent re 2 e 3 ( Font anals, 2004) .

Em est udos efect uados por Boivin et al. ( 2005) , os valores de Kf ( parâm et ro de

aj ust am ento de Freundlich) para a bent azona foram os m ais baixos dos pest icidas analisados. Estes resultados indicaram que a bent azona t em um a alt a afinidade para a fase líquida, em oposição à afinidade relat ivam ent e à fase sólida, nom eadam ent e à m at éria orgânica.

Out ro fact or a referir é o de que o anel fenil da bent azona é est ável a nível de reacções fotolíticas ( não sofre dissociação de m oléculas por efeito da radiação

elect rom agnét ica) , e apresenta um a t1/ 2> 941 horas em solos argilosos. ( EPA,

5 . Crom at ografia

As t écnicas crom atográficas são processos físicos cuj a função consist e na separação, isolam ent o e ident ificação dos com ponent es de m ist uras com diferent es graus de com plexidade, geralm ent e t raduzida em bandas crom at ográficas, expost as num crom at ogram a. A crom at ografia líquida de alt a eficiência ( HPLC) surgiu na década de 70, no âm bit o do desenvolvim ent o das colunas de em pacot am ent o e de

det ect ores on- line. A HPLC popularizou- se com o sendo um a técnica “ sofist icada”

que perm it ia um a rápida separação de com post os/ analit os. Nos anos 80 evolui através da introdução de com putadores com o sistem as de aquisição e t ratam ent o de dados, e controlo dos sistem as ( Jascofrance, 2007) .

5 .1 Princípios t eóricos da crom at ografia

A crom at ografia é um a t écnica analít ica utilizada na separação, identificação e quantificação de com ponentes quím icos present es em m isturas com plexas. A base da t écnica consist e na diferença exist ente ent re velocidades de m ovim ent ação dos diferentes solut os, at ravés de um a fase estacionária. A classificação dos m ét odos crom atográficos varia consoante a natureza da fase m óvel e da fase estacionária ( Pereira, 2006) . As m et odologias analít icas m ais com uns, ut ilizadas na det ecção e quant ificação de poluentes orgânicos nos solos ut ilizam as seguint es t écnicas crom atográficas ( Mat eus, 2007) :

• Crom atografia gasosa ( GC) – a fase m óvel é um gás e a fase estacionária

pode ser líquida ( GLC) ou sólida ( GSC) ;

• Crom at ografia líquida ( HPLC) – a fase m óvel é um líquido e a fase

estacionária sólida;

• Crom at ografia acoplada à espect rom et ria de m assa ( GC- MS e LC- MS) .

Consoant e a fase est acionária sej a sólida ou líquida, poderá ser designada, respect ivam ent e, por crom at ografia de adsorção ou de part ição.

-se nas diferenças de dist ribuição dos solut os ent re a fa-se m óvel e a fa-se estacionária. A separação dos analitos presentes num a am ostra só é possível se est es apresent arem diferent es afinidades para com est a, o que se t raduz em

diferentes tem pos de retenção ( Harris, 1999; Skoog et al., 2004; Pereira, 2006) .

Os que possuem m aior afinidade para com a fase est acionária m igram a um a m enor velocidade na coluna. O opost o ocorre para os que apresent am m enor afinidade ( Harris, 1999; Skoog et al, 2004; Pereira, 2006) .

Definem - se com o parâm etros básicos de um a técnica crom atográfica ( Buchholz, 2007) :

• Tem po m ort o, tM: quando o com post o não apresent a ret enção. É est im ado

at ravés do prim eiro pont o de eluição, pert encent e a um com post o não ret ido, no t em po A na Figura 5.1.

• Tem po de ret enção aj ust ado, tR’: tem po no qual o analito está retido na fase

est acionária. É m edido no t em po correspondent e à banda crom at ográfica m áxim a present e na Figura 5.1 ( t em po B) .

• Tem po de ret enção, tR: t em po que um analit o dem ora a percorrer o t raj ect o

desde o inj ect or at é ao det ect or ( Poole et al., 1984) . Consist e no t em po

m orto da coluna e no tem po de retenção do soluto na fase estacionária tR’

Figura 5 .1 Represent ação esquem át ica de um crom at ogram a t ípico de um analit o retido, tR, e de um analit o não ret ido, tM ( adapt ado de Fifield et al., 2000)

Tempo ou volume da fase móvel S

At ravés dos parâm et ros descrit os, define- se o:

• Coeficiente de capacidade, k. Est e descreve a velocidade de m igração dos

analit os num a coluna, ou sej a, fornece o t em po que o solut o perm anece na fase est acionária. Est e coeficiente é independent e do caudal e das dim ensões da coluna, sendo m ais apropriado para com parar com postos suj eit os a diferent es sist em as de HPLC ou a diferent es condições, relat ivam ent e ao t em po de ret enção ( Krom idas, 2000) . É expresso at ravés da seguint e equação:

M M R

t t t

k = −

Os picos crom at ográficos apresentam um a form a gaussiana que t raduz a dist ribuição das m oléculas ao longo do com prim ent o da coluna, durant e o t em po de ret enção. No ent ant o, verifica- se que apenas um a quant idade dim inut a de picos crom atográficos apresent am a form a gaussiana perfeit a. Por esse m ot ivo a assim etria dos picos crom atográficos t em de ser quantificada através do coeficient e de assim et ria A ( Figura 5.2) ( Buchholz, 2007) .

Assim et ria do pico crom atográfico = B/ A

(5.2)

Figura 5 .2 Assim et ria do pico crom atográfico ( adapt ado de Fifield et al., 2000)

Podem ainda definir- se os seguint es parâm et ros ( Harris, 1999; Skoog et al., 2004;

Pereira, 2006) :

• Retenção relativa ou selectividade, α, que relaciona a select ividade da fase

est acionária, ou sej a, o afast am ent o ent re duas bandas crom at ográficas adj acentes, t raduzido pela seguint e expressão:

5% da altura da banda cromatográfica 10% da altura da banda

cromatográfica

α

Onde kB é o coeficient e de capacidade do com post o m ais ret ido e kA o coeficient e do com post o m enos ret ido.

• Eficiência, N. para avaliar a eficiência de um a coluna crom at ográfica é

necessário t er em cont a que est a aum ent a com o aum ent o do com prim ent o da coluna ( L) , e com a dim inuição da alt ura equivalent e do prat o t eórico. Obt em - se, assim , a seguint e expressão:

N R

Em crom atografia o obj ectivo é a obt enção de bandas crom atográficas com a

m áxim a resolução, no m enor int ervalo de t em po. A resolução R perm it e afirm ar se

dois analit os estão ou não com pletam ente separados num a coluna crom at ográfica. Depende de t rês coeficientes, acim a m encionados: coeficient e de separação, coeficient e de capacidade e da eficiência. Est a resolução t raduz- se pela seguint e expressão:

( )

α

α

Considera- se que a separação ent re dois com post os é com plet a quando R ≥ 1,5.

A quant ificação consiste no passo final da análise crom atográfica ( Figura 5.3) . É baseada na relação entre a intensidade da banda crom atográfica produzida pelo analit o no det ect or ( área da banda) e pela sua concent ração ( Mat eus, 2007) .

5 .2 Crom at ografia líquida de alt a eficiência - H PLC

Quando um com post o não é volát il, ou m uit o polar, a sua análise por crom at ografia gasosa não é possível de um m odo directo. Nestas condições a crom atografia líquida apresent a- se com o o m ét odo m ais apropriado para a realização da separação e análise de com post os. O solut o passa por um a coluna contendo a fase est acionária, onde os com ponent es m igram a diferent es velocidades, m ediant e as int eracções exist ent es ent re a fase m óvel ut ilizada e a fase est acionária. Exem plos de int eracções exist ent es consist em na adsorção, part ição, afinidade, t roca iónica e exclusão m olecular ( Fifield et al., 2000; Cazes, 2004) .

O m ét odo de HPLC a ut ilizar – crom atografia de adsorção, crom atografia de fase norm al, crom at ografia de fase reversa, crom at ografia de par iónico, crom at ografia de troca iónica e crom atografia iónica – deve ser seleccionado, na fase de desenvolvim ent o, validação e aperfeiçoam ent o do m ét odo, m ediant e a m elhor adequabilidade aos analit os e m at riz em est udo.

5 .2 .1 Sist em a de HPLC

Um sist em a de HPLC ( Figura 5.4) é const it uído pelo sist em a de dist ribuição de solvent es ( bom ba) , a válvula de inj ecção da am ost ra, a coluna de alt a pressão e por um sist em a de aquisição e t rat am ent o de dados ( regist o do crom at ogram a, int egração de bandas crom at ográficas) ( Fifield et al., 2000) .

Figura 5 .4 I nstrum entação básica de um sistem a de HPLC ( adaptado de Harvey, 1999)

Bomba Amortecedor

Detector Reservatórios

de solvente

Válvula de proporcionamento dos solventes