TRABALHO DE RECEITUÁRIO PLANTAS

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PROPRIEDADES FISICO – QUÍMICAS DOS DEFENSIVOS E SEU DESTINO NO AMBINTE
Acadêmicos: Airton Alves dos Santos
						 Fernando Cesar de Souza
Trabalho apresentado ao Curso de Agronomia,
do Instituto Federal Goiano – campus Rio Verde, 
como requisito para a disciplina de Proteção de Plantas e Receituário Agronomico,2º semestre de 2015
Prof.ª e Pesquisadora Renata Pereira Marques
Rio Verde – GO
Setembro de 2015
SUMÁRIO
1.0 INTRODUÇÃO
O crescimento da população mundial ao longo dos anos tem forçado o aumento da produção de alimentos e consequentemente a agricultura mundial cresceu em produtividade e área cultivada, sendo que o suporte para esse desenvolvimento, em grande parte, foi a adoção de tecnologias como a utilização de fertilizantes, variedades melhoradas, plantios adensados, a introdução de plantas transgênicas e, principalmente, a utilização de agrotóxicos ( OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011).Os agrotóxicos tem sido utilizados devido a sua eficácia em controlar uma grande variedade de pragas, doenças e plantas daninhas que invadem as lavouras, possibilitando maiores produtividades e maior retorno economio ( SILVA FILHO, 2009).Porem a utilização excessiva e desordenada desses produtos químicos pode acarretar uma série de problemas ao meio ambiente e também á saúde humana. Por exemplo, a agricultura é apontada como a maior contribuinte para a contaminação da água por agrotóxicos devido a fonte não – pontuais. Os agrotóxicos aplicados nas plantas podem persistir por um tempo maior que o desejável no solo ou alcançar os mananciais superficiais e subterrâneos ( MENEZES, 2006). No entanto, sua quantidade dispersa nos compartimentos ambientais, ar, água e solo dependerão de suas diferentes propriedades físico - químicas entre outros.
Os agrotóxicos podem ser classificados como cancerígenos, mutagênicos, teratogênicos e mimetizadores de hormônios, além de apresentarem – se como persistentes no meio ambiente ( GONÇALVES, 2007).
Quando um agrotóxico é aplicado no ambiente, independente da forma de aplicação, seu destino final, na maioria das vezes, será o solo. Já no solo, esses produtos estão sujeitos a processos físico – químicos que regulam seu destino no ambiente. Os principais processos são a retenção, a lixiviação, a volatização, a fotodegradação, a degradação química e microbiológica, o escoamento superficial e a absorção pelas plantas ( OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). A lixiviação tem sido apontada como a principal via de contaminação das águas subterrâneas e os principais processos que controlam a lixiviação dos agrotóxicos no solo são sua degradação e sorção. Ambos os processos são fortemente afetadas pelas propriedades físicas e químicas do solo, com especial ênfase para o teor de matérias orgânica e por condições tais como temperatura e umidade ( SILVA,2009).
A degradação, de modo geral, reduz os níveis de resíduos do agrotóxico no solo ( OLIVEIRA & BRIGHENTI,2011), Esse processo refere – se á quebra das moléculas do agrotóxicos em moléculas menores, de forma biótica ou abiótica, tornando – as, nas maioria dos casos menos tóxicas que as moléculas originais.
2.0 Sobre agrotóxicos
Os agrotóxicos na verdade são substancias químicas, naturais ou sintéticas, destinadas a controlar de algum modo as pragas, que são no sentido mais amplo:tudo aquilo que ataca, lesa ou transmite grandes enfermidades ás plantas, aos animais e ao homem ( GONÇALVES, 2007), Esses produtos químicos com ação biocida são utilizados em grande escala por vários setores produtores como o tratamento de madeiras para construção, armazenamento de grãos e sementes, produção de flores, combate ás endemias e epidemias, como domissanitáros etc., e mais intensamente pelo setor agropecuário ( MENEZES, 2006).
Estes compostos podem receber variadas denominações, tais como: agrotóxicos, defensivos agrícolas, pesticidas, praguicidas, remédios de plantas de plantas, agroquímicos, veneno etc ( GONÇALVES,2007), podendo ser classificados de acordo com a formulação, emprego, modo de ção e estrutura química. A principal classificação dos agrotóxicos é quanto ao seu emprego:inseticidas, herbicidas, fungicidas, acaricidas, moluscicidas, raticidas, entre outros ( EXTOXNET, 2011).
A ecotoxicidade ou principal dos agrotóxicos em afetar os ecossistemas dos agrotóxicos é variável e depende das propriedades dos ingredientes ativos e inertes que compõem o produto. Os efeitos do uso de agrotóxicos podem ser agudos ( imediatos), subcronicos ( médio prazo) e crônicos ( longo prazo). Esses efeitos podem interferir na fisiologia, no comportamento, na expectativa de vida, na reprodução dos organismos, entre outros fatores ( REBELO, 2010). A classificação quanto ao potencial de periculosidade ambiental de um agrotóxico, seus componentes e afins, considera 19 ou mais caracteres individuais que resultarão na classificação final do produto, obedecendo á seguinte graduação( IBAMA,2011):
Quanto a classe:
Classe I – Produto Altamente Perigoso
Classe II – Produto Muito Perigoso
Classe III – Produto Perigoso
Classe IV – Produto Pouco Perigoso
Os seres humanos não são isentos da contaminação por agrotóxicos e estão diariamente expostos a varias substancias tóxicas dentre elas, os resíduos de agrotóxicos nos alimentos e na água. Esses compostos causam sérios riscos á saúde humana além de persistirem no ambiente e biocumular e biomagnificar na cadeia alimentar ( SILVA & FAY, 2004).
A toxicidade na maioria dos agrotóxicos é tomada por via oral , dérmica e inalatória. De acordo com a LD – 50 com a LD – 50 , os agrotóxicos se classificam conforme sua toxicidade ao ser humano em quatro classes, a saber ( MEDEIROS, 1993 ).
Classse I – Extremamente tóxico
Classe II – Altamente tóxico
Classe III – Medianamente tóxico
Classe IV – Pouco tóxico
3.0 Contaminação dos recursos hídricos por agrotóxicos
O uso intensivo de agrotóxicos pela agricultura é uma fonte de contaminação das águas superficiais e subterrâneas, onde as águas superficiais são contaminadas pelo escoamento das águas e lavagem do solo ( escoamento superficial ), e as águas subterrâneas são contaminadas pela lixiviação nos perfis dos solos ( MENEZES, 2006).Mansilha et al. ( 2011) investigaram a contaminação por agrotóxicos e estrógenos de diferentes famílias químicas em águas subterrâneas de infiltração, coletadas em região demarcada do rio Douro ( norte de Portugal ), utilizada para pequenos sistemas de abastecimento público de água. Observou- se a presença de 12 compostos, sendo dez agrotóxicos e metabólitos ( folpete, 2, 4- D ), atrazina – desetil, terbuttilazina – desetil, dimetoato, terbutilazina, dieldrin, edrin, o.p – DDT e metoxicloro) e dois estrógenos ( estroma e estradiol ) nas diferentes amostras de água, sendo a tebutilazina e o seu metabólito, terbutilazina – desetil, os meias frequentes. Apesar das concentrações dos analitos serem relativamente baixas, muitas delas abaixo do seu limite de qualificação, quatro compostos foram observados acima do limite de quantificação e dois deles até mesmo acima do limite permitido pela Comunidade Européia de 0,1 ug L ( CARTER,2000): dimetoato ( 0,030 ug L), folpete ( 0,064 ug L), tebutilazina – desetil ( 0,022 – 0,292 ug L) e tebutilazina ( 0,022 – 0,369 ug L).
4.0 Comportamento ambiental dos agrotóxicos
Quando um agrotóxico é inserido ao meio ambiente, diversos são os processos que determinam o seu comportamento e destino, definido o seu tempo de persistência em um determinado local.
Os agrotóxicos, ao serem depositados no solo, passam por diferentes processos de dissipação como a lixiviação, escoamento superficial e volatização. Quanto ás pedas por volatização,em geral são baixas, mas em algumas exceções podem chegar até 90% da dose aplicada ( CARTER,2000). Em alguns casos, perdas por lixiviação podem ser tão elevadas como 5% mas são tipicamente menores que 1% ( FLURY,1996). Já por escoamento superficial e perdas podem variai de 0 a 10 % da dose inicialmente aplicada
( GRAVEEL & TURCO, 1994 ).
4.1.1 Lixiviação
Quanto ao movimento descendente dos agrotóxicos ao longo do perfil do solo, causado pela percolação da água é chamado de lixiviação. Esse processo ocorre quando a água da chuva infiltra no solo, levando o agrotóxico em profundidade, podendo atingir as águas subterrâneas como o relacionadas..Ao processo de lixiviação são a sorção e a meia – vida. A sorção dita a disponibilidade de um agrotóxico na solução do solo e a meia – vida reflete a persistencia ( OLIVEIRA JUNIOR & REGITANO 2009). Além disso, a intensidade com que um agrotóxico é lixiviado depende de sua solubilidade em água, sendo esse processo função das caracteristicas fisico – quimicas do agrotóxico ( GONÇALVES,2007 OLIVEIRA & BRIGHENTI,2011).Alguns outros fatores que afetam a lixiviação de um determinado agrotóxico são sua retenção pelos coloides do solo, o ph e o teor de água do solo, a meia – vida e o potencial de remobilização, a topografia ou declividade da área, a itensidade da chuva ou irrigação após aplicação e o manejo do solo ( OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). O conhecimento desses fatores é de fundamental importancia para prever o comportamento de herbicidas nas diferentes classes de solo ( ROSSI et al.,2005).Para ser lixiviado, o composto quimico deve estar na solução do solo, livre ou adsorvido a pequenas particulas, como argila, acidos fulvicos e humicos de baixo peso molecular, aminoacidos, peptideos e acucares, entre outros ( OLIVEIRA & BRIGHENTIL, 2011). Contudo, moléculas atltamente adsorvidas aos coloides do solo, assim como moléculas que são mineralizaddas rapidamente, tendem a apresentar um baixo potencial de lixiviação e, consequentemente,um alto potencial transporte via escoamento superficial ( LOURENÇATO, 2010).Monquero et al., ( 2011) avaliou – se quanto a lixiviação do sulfentrazone e imazapique sob simulação de chuva de 40 e 80 mm, em diferenets profundidades ( 5,10,15,20,25,30,35 e 40 cm ) e ph de um Latossolo Vermelho Distroférricom e Latossolo Vermelho Distrófico coletados no Estado de São Paulo, Brasil,Observaram que a lixiviação dos herbicidas foi mais pronunciada á medida que se aumentou a quantidade de chuva simulada. A atividade residual do sulfentrazone, na precipitação de 80 mm, foi constatada atém 40 cm de profundidade, sendo elevada no solo de textura média e menos pronunciada no de textura argilosa, independente do ph. Em relaçãa ao imazapique, na precipitação de 80 mm, também houve atividade de herbicida até 40 cm de profundidade. No solo argiloso com ph 6,0 hove maior lixiviação em todas as profundidades quando comparado ao mesmo solo com ph 4,7.Um estudo recente sobre a lixiviação de agrotóxicos em campo considerando cinco diferentes locais e tipos de solos no Havaí, EUA, indicaram que, dos seis agrotóxicos analisados (atrazina, S-metolacloro, imazaquim, sulfometuron-metílico, imidacloprido e trifloxistrobina), a trifloxistrobina foi o composto mais móvel, embora a sorção e experimentos de degradação em laboratório tenham sugerido baixa mobilidade e curta persistência deste composto (DUSEK et al., 2010). O S-metolacloro foi identificado como o composto menos móvel. A maior lixiviação, para todos os compostos, foi observada em um Latossolo franco argiloso. O comportamento desses produtos nos cinco locais estudados variaram devido às diferenças das propriedades dos solos, características físicoquímicas, propriedades dos agrotóxicos e a infiltração de água no solo. Kjaer et al. (2005) estudaram a lixiviação do glifosato e seu produto de degradação AMPA, em condições de campo, em três diferentes solos coletados na Dinamarca. Durante um período de dois anos, a água de drenagem, subterrânea e da solução do solo foram recolhidas e analisadas para quantificação dos resíduos de agrotóxicos. No solo arenoso, a forte capacidade de adsorção e a falta de macroporos foram fatores que parecem ter prevenido a lixiviação do glifosato e AMPA, já que estes não foram detectados em nenhuma das amostras de água analisadas. No solo argiloso, apesar de apresentar fissuras e macroporos necessários para a lixiviação, a baixa precipitação com pouca intensidade e o tempo de permanência dentro da zona superficial (0-30 cm) se mostrou suficiente para evitar a lixiviação de glifosato, provavelmente devido à degradação e sorção. A menor lixiviação de AMPA também foi observada para este solo. No solo argiloso, no entanto, o glifosato e AMPA foram detectados nas amostras de água de drenagem (1 m abaixo da superfície do solo), em concentrações superiores à 0,1 µg L-1, que é o valor limite da Comunidade Europeia para a água potável. Com este estudo concluiu-se que, tanto o glifosato como o AMPA, podem lixiviar através de solos estruturados.
4.1.2 Escoamento superficial 
Escoamento superficial corresponde ao movimento do agrotóxico pela água de enxurrada na superfície do solo, podendo chegar à superfície dos rios, lagos, córregos, açudes e terrenos com declividade baixa (SILVA FILHO, 2009). 
Por meio do escoamento superficial, os sedimentos das áreas agrícolas podem chegar aos mananciais de água superficiais, ocasionando a chamada poluição não pontual ou difusa (PELES, 2007). Fatores que favorecem a erosão como, por exemplo, a utilização incorreta do manejo do solo, ocasionam perdas dos agrotóxicos por escoamento superficial (OLIVEIRA & BRIGHENTI 2011). Bertoni & Neto (1990) relataram que, no Brasil, são perdidos, devido à erosão, 600 milhões de toneladas de solo agrícola por ano, o que corresponde a uma perda de nutrientes da ordem de 1,5 bilhões de dólares. Além disso, o volume, a intensidade e a frequência das chuvas influenciam na perda de agrotóxicos por escoamento superficial (SPADOTTO, 2006). Quanto maior a intensidade da chuva, mais rápido o solo atinge a sua capacidade de infiltração provocando um excesso de precipitação que escoará superficialmente. E no caso de chuvas de intensidade constante, haverá maior oportunidade de escoamento quanto maior for a duração (CARVALHO & SILVA, 2006). Shaw et al. (2006) estudaram os efeitos do tempo de precipitação e tipo de solo sobre as perdas por escoamento superficial de cianazina e metolacloro em dois solos com texturas contrastantes localizados no Mississippi. Uma precipitação de 22 mm h-1 foi simulada a 0, 2 e 14 dias após a aplicação. Observou-se que, em geral, as concentrações de ambos os agrotóxicos na água da enxurrada diminuiram com o tempo após a aplicação dos produtos. O tempo de precipitação não influenciou as perdas dos herbicidas porém, o tipo de solo sim. O escoamento da água ocorreu mais cedo e em maior quantidade nas superfícies dos solos de textura média (com aproximadamente 14 e 23% de argila) que na superfície do solo argiloso (com 53% de argila). As perdas de cianazina não variaram quanto ao tipo de solo. A secagem do solo, após um grande volume de escoamento, produziu grandes rachaduras no solo argiloso, o que reduziu o escoamento neste solo. Ocorreram mais perdas, para ambos os herbicidas, nos solos de textura média quando comparado com o solo argiloso. Perdas de metolacloro por escoamento não foram afetadas pelo tipo de solo. No entanto, houve interação entre o tempo de precipitação e tipo de solo que influenciaram conjuntamente a concentração de metolacloro. 
A concentração do agrotóxico e a distância que ele é transportado por escoamento superficial são influenciadas por fatores como a taxa de aplicação, propriedades físicoquímicas do agrotóxico e do solo, tempo entre a aplicação e as primeiras chuvas que levem a formação de enxurradas, quantidade de precipitação versus taxa de infiltração, a topografia do terreno e o tipo de cobertura vegetal (LEONARD, 1990). 
A cobertura do solo com plantas (cobertura viva) ou com resíduos (cobertura morta) atua como o principal fator de proteção do solo contra o impacto das gotas de chuva (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). A cobertura do solo é um fator importante, pois atrasa o início do processo de escoamento superficial e dificulta o carreamento dos sólidos do solo
em suspensão na água, pela quebra da velocidade de escoamento (GEBLER & SPADOTTO, 2004). 
A remoção da mata ciliar e o manejo inadequado do solo e das culturas, mesmo em áreas aptas para o uso agrícola, também ajudam a potencializar o transporte de agrotóxicos do solo para os corpos de água, em decorrência do escoamento superficial (LOURENÇATO, 2010). O plantio direto é uma prática cultural de grande importância na redução do escoamento superficial, pois neste sistema conservacionista, diferente do convencional, há menor revolvimento do solo e os restos culturais são mantidos na superfície evitando a exposição do solo à intensa ação do sol e da chuva, promovendo o aumento do teor de matéria orgânica, estabilização da temperatura e conseqüentemente redução da erosão (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). Outro fator importante que influencia a perda de agrotóxicos por escoamento superficial é o grau de umidade do solo durante sua aplicação, pois em solos já saturados, ou seja, que estejam úmidos devido a uma chuva anterior, qualquer precipitação provocará o escoamento, afetando grandemente a concentração inicial do produto (GEBLER & SPADOTTO, 2004). Os agrotóxicos metalocloro e diurom, conhecidos como potenciais contaminantes da águas subterrâneas, foram avaliados por Dores et al. (2009) quanto ao seu comportamento ambiental em um solo tropical (classificado como Latossolo) na região Centro-Oeste do Brasil. Estudando-se os processos de lixiviação e ecoamento superficial desses agrotóxicos observou-se que, em amostras de água percolada o metolacloro foi detectado em concentrações que variam de 0,02 a 2,84 µg L-1. Na água de enxurrada e sedimentos, o metolacloro foi detectado em concentrações decrescentes ao longo do período de estudo. Perdas de 0,02 e 0,54% da quantidade aplicada por lixiviação e ecoamento superficial, respectivamente foram observados o que confirma a alta mobilidade deste herbicida no ambiente. Quanto ao diurom, este foi detectado com baixa freqüência na água percolada, mas em concentrações relativamente altas (até 6,29 µg L-1). Na água da enxurrada, o diurom foi detectado em concentrações decrescentes até 70 dias após a aplicação, totalizando 14% durante todo o período amostral. De acordo com os resultados observados, ambos os agrotóxicos mostraram-se mais propensos ao escoamento superficial do que a lixiviação. Estes resultados mostram a importância de práticas para reduzir o escoamento superficial evitando a contaminação da água por estes agrotóxicos, especialmente do diurom.
4.1.3 Volatilização 
A volatilização corresponde à transferência do agrotóxico das superfícies do solo, planta ou água para a atmosfera (SILVA, 2009). Neste processo, as moléculas do agrotóxico passam do estado líquido para a forma de vapor, podendo se perder na atmosfera (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). Esse tipo de transporte de agrotóxicos é também um importante meio de distribuição desses produtos no ambiente, pois possibilita o carreamento dos compostos através da atmosfera e, posteriormente, sua deposição nas águas superficiais por meio da chuva (SILVA FILHO, 2009). 
A volatilização pode ocorrer durante ou após a aplicação do produto. Em alguns casos, a volatilização é tão significativa que os agrotóxicos, especificamente os mais voláteis, após sua aplicação, precisam ser incorporados imediatamente ao solo para diminuir sua perda e impedir a redução substancial de sua eficiência (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). 
4.1.4 Meia-vida 
A meia-vida ou tempo de meia vida é o tempo necessário para que a metade da concentração do agrotóxico desapareça independente de sua concentração inicial no solo (SILVA & FAY, 2004). Esse parâmetro é de extrema importância, pois fornece informações sobre o tempo de permanência de um agrotóxico no solo. 
A meia-vida é muito variável, incluindo dias, meses, ou anos. A maioria dos dados de meia-vida reportados na literatura foi determinada na Europa e nos Estados Unidos e, portanto, não são diretamente aplicáveis a países tropicais (DORES & DE-LAMONICAFREIRE, 1999). O conceito de meia-vida é importante para comparar taxas de degradação em diferentes situações.Esse parâmetro somente é constante quando todas as outras condições experimentais permanecem as mesmas. Deve-se evitar a utilização desse parâmetro em condições de campo, devido às grandes variações obtidas nas taxas de degradação nessas condições (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011).
O potencial de volatilização de um agrotóxico pode ser estimado indiretamente por meio de suas propriedades químicas como estrutura, peso molecular e, principalmente, pressão de vapor.A pressão de vapor é a pressão exercida por um vapor em equilíbrio com um líquido, a determinada temperatura. É uma indicação da tendência da substância química em escapar na forma gasosa, ou seja, em volatilizar. Portanto, quanto maior a pressão de vapor, mais provável que um líquido vaporize-se (OLIVEIRA JÚNIOR & REGITANO, 2009). 
A temperatura do solo influencia a volatilização pela alteração da pressão de vapor.Quanto maior for a pressão de vapor do agrotóxico mais pronunciado é o efeito da temperatura.Além disso, a elevação da temperatura intensifica a perda por volatilização, pois aumenta a taxa de evaporação da água no solo, o que aumenta a convecção e contribui para o incremento no transporte de compostos voláteis a partir do solo (OLIVEIRA JÚNIOR & REGITANO, 2009). Sendo assim, em regiões tropicais, o processo de volatilização torna-se mais significativo devido à dependência da pressão de vapor da substância com a temperatura (SOUZA, 2006). A volatilização também é influenciada pela umidade do solo, pois o aumento da disponibilidade de água no solo facilita a perda de vapor. Solos úmidos volatilizam mais agrotóxico que um solo seco, já que a água funciona como uma interface entre a molécula e as partículas de solo. Em solos secos, existe maior probabilidade de o produto ser adsorvido diretamente às partículas de solo (OLIVEIRA JÚNIOR & REGITANO, 2009). 
Outro fator que favorece a volatilização é a ventilação. A intensificação dos ventos sobre a superfície tende a favorecer a volatilização pelo trasporte dos vapores que se formam, reduzindo, assim, sua concentração nas camadas mais próximas ao solo (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011).
5.0 Degradação de agrotóxicos 
A degradação do agrotóxico refere-se a mudanças na natureza química da molécula por processos físicos (fotodecomposição), químicos (oxidação-redução, hidrólise, formação de sais insolúveis em água e complexos químicos) ou biológicos (degradação microbiológica). De modo geral, a degradação é fundamental para atenuação nos níveis de resíduos do agrotóxico no solo (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). duração do efeito de um agrotóxico e sua permanência no meio ambiente estabelecem a persistência desse composto, sendo esta influenciada pela sua estrutura química e pelas condições ambientes (MUSUMECI, 1992). Estudos de degradação são essenciais para a avaliação da persistência de agrotóxicos e seus produtos de degradação, pois permitem avaliar o risco potencial associado à exposição aos resíduos. As propriedades químicas e toxicológicas dos produtos de degradação podem ser diferentes daqueles dos produtos parentais (FRIGHETTO, 1997). 
As propriedades físico-químicas do solo, tais como textura, conteúdo de matéria orgânica, atividade microbiana e pH são de grande importância no estudo da degradação de agrotóxicos no solo, pois, de modo geral, todas essas propriedades influenciam a taxa de degradação de agrotóxicos no meio ambiente. 
A textura do solo é definida pela proporção relativa das classes de tamanho de partículas de um solo, ou seja, a proporção das frações de areia, silte e argila (AZEVEDO & DALMOLIN, 2006). A textura, assim como outras características importantes do solo, tem influência direta na sorção/dessorção de substâncias transportadas através do solo (KAH et al., 2007).
Dentre os constituintes do solo, a matéria orgânica merece uma atenção especial, pois é a maior fonte de C, P, N, e S, sendo
responsável pela reciclagem e disponibilidade desses elementos, que são constantemente alterados pela mineralização e imobilização microbiológica (SANTOS, 2007). Além disso, a matéria orgânica serve como fonte de energia e nutrientes para os microrganismos do solo. Baixos teores de matéria orgânica no solo favorecem a perdas de agrotóxicos por lixiviação, devido à baixa capacidade de adsorção dos solos nessas condições (KRUGER et al., 1993). Em contraste, solos com alto teor de matéria orgânica tendem a reter maior quantidade de agrotóxicos na camada superficial, diminuindo assim a sua movimentação. Além disso, solos que contém maior teor de matéria orgânica possuem maior atividade microbiana, o que pode possibilitar uma degradação mais rápida dos agrotóxicos pela ação dos microrganismos (SILVA FILHO, 2009). Contudo, alguns estudos mostram resultados diferentes do esperado como, por exemplo, os estudos de Dolaptsoglou et al. (2007) que investigaram a influência de diferentes alterações orgânicas incluindo a adição de composto de aves (PC) lodo de esgoto urbano (LEU) e palha de milho (CS), sobre a degradação, metabolismo e adsorção do herbicida
As propriedades físico-químicas do solo, tais como textura, conteúdo de matéria orgânica, atividade microbiana e pH são de grande importância no estudo da degradação de agrotóxicos no solo, pois, de modo geral, todas essas propriedades influenciam a taxa de degradação de agrotóxicos no meio ambiente. A textura do solo é definida pela proporção relativa das classes de tamanho de partículas de um solo, ou seja, a proporção das frações de areia, silte e argila (AZEVEDO & DALMOLIN, 2006). A textura, assim como outras características importantes do solo, tem influência direta na sorção/dessorção de substâncias transportadas através do solo.
A degradação química é dependente de processos químicos, os quais não envolvem a presença de organismos vivos, como hidrólise e reações de oxirredução (SOUZA, 2006). A taxa e o tipo de reações químicas que ocorrem são influenciados por fatores como capacidade de adsorção, temperatura do solo, pH, umidade e tipo de solo (WOLFE et al., 1990). A degradação biótica ou biodegradação (processo biológico) ocorre pela ação do metabolismo de microrganismos, sendo esse o principal mecanismo de desaparecimento de agrotóxicos no solo (DAMIN, 2005). 
Normalmente, os microrganismos utilizam os agrotóxicos como fontes de carbono e de energia para o seu próprio desenvolvimento (MUSUMECI, 1992). Os maiores grupos de microrganismos do solo são os actinomicetos, fungos e bactérias. As bactérias e os fungos são considerados os principais responsáveis pela transformação dos agrotóxicos no solo (GONÇALVEZ, 2007). Vários processos são responsáveis por aumentar a atividade microbiana no solo, como a adição de matéria orgânica e fertilizantes, umidade, pH e temperatura do solo, aração profunda e a utilização de microrganismos adaptados (bioremediação) (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). Solos com maior teor de matéria orgânica proporcionam uma maior atividade biológica dos solos, o que possibilita uma degradação mais rápida dos agrotóxicos pela ação dos microrganismos (SILVA FILHO, 2009). Isso ocorre, porque os microrganismos utilizam, para o seu próprio desenvolvimento e crescimento, o agrotóxico como fonte de carbono e energia (MUSUMECI, 1992). 
Aliado à atividade biológica, o pH é responsável pelos principais mecanismos de atenuação de poluentes em solo (KAH et al., 2007). O pH do solo é um importante indicador de suas condições químicas, pois possui capacidade de interferir na disposição de vários elementos químicos essenciais ao desenvolvimento vegetal, favorecendo ou não suas liberações (BRANDÃO & LIMA, 2002). 
Altos valores de pH podem resultar no aumento da hidrólise de alguns herbicidas. A hidrólise do herbicida flazasulfuron em diferentes valores de pH e temperatura mostrou – se dependente de ambos os fatores, seguindo o modelo de cinética de primeira ordem (OLIVEIRA et al., 2005). 
De modo geral, a degradação dos agrotóxicos, seja microbiológica ou química, é um importante mecanismo que tende a controlar a persistência, a atividade e a movimentação do agrotóxico no perfil do solo. A taxa de degradação dos agrotóxicos no solo, em parte, é função da estrutura da molécula, sendo influenciada pelos fatores do solo e clima, os quais variam de local para local e de ano para ano (OLIVEIRA & BRIGHENTI, 2011). 
Quais os fatores que afetam a degradação de agrotóxicos no solo 
5.1 Umidade 
A água, sob a forma de solução ou umidade, é um agente reativo na degradação química, sendo responsável pela degradação considerável de agrotóxicos em solução. A umidade tem um efeito direto sobre a proliferação dos microrganismos e suas atividades, uma vez que compete com os agrotóxicos pelos sítios de adsorção, determinando a quantidade de produto disponível ao ataque microbiano (MARTINEZ et al., 2008). 
Além de influenciar no comportamento dos compostos orgânicos no solo, a umidade influencia também a microbiota dos solos (MARTINEZ, 2006). A água atua não apenas como solvente e agente transportador dos agrotóxicos no solo, mas também como meio reacional onde se desenvolvem processos químicos e biológicos. O baixo teor de umidade afeta a degradação do agrotóxico, pois reduz sua quantidade na solução do solo e provoca redução da biomassa microbiana e de sua atividade (SILVA, 2009). Por esses motivos, o tempo de meia-vida dos agrotóxicos, de uma maneira geral, tende a ser mais longo em solos secos (WERF, 1996). Castillo & Torstensson (2007) estudando os efeitos da umidade e temperatura na degradação de sete agrotóxicos verificaram que, dentre os três níveis de umidade analisados, (30%, 60% e 90% da CC), as maiores taxas de degradação, em geral, foram em níveis de umidade de 60% da CC. Segundo Castillo & Torstensson (2007) os baixos níveis de umidade como 30% da CC podem limitar a atividade microbiana e a quantidade de agrotóxico em solução. No entanto, 90% da CC é uma condição próxima à condição de saturação de água e, nesse estado, há uma deficiência de oxigênio no sistema, o que coloca em risco a sobrevivência dos microrganismos responsáveis pela degradação aeróbica.Níveis de umidade de 60% da CC têm se mostrado ideal para a degradação da maioria dos agrotóxicos pois pode proporcionar água suficiente para os processos microbianos, solubilização, e um espaço poroso de oxigênio capaz de suportar os processos aeróbios. 
As condições requeridas para ótima atividade microbiológica não são as mesmas para todas as espécies, porém a atividade de muitos organismos é maior quando o teor de umidade do solo está entre 50 e 75% da CC (SHEA, 1985). 
O conteúdo de umidade do solo está diretamente relacionado com vários fatores como a presença de matéria orgânica e dos microrganismos degradadores, a possível lixiviação, a mobilidade do agrotóxico e também com a temperatura. Assim, o efeito da umidade, bem como a temperatura e a atividade microbiana, estão estritamente ligados com a degradação e a persistência de agrotóxicos no solo. 
5.2 Temperatura 
A temperatura, assim como vários outros fatores, também é responsável por alterar a degradação dos agrotóxicos no solo. Dentro da faixa de temperatura normalmente encontrada nos solos agricultáveis (0 a 35 ºC), a taxa de degradação geralmente aumenta com o incremento da temperatura (SILVA & FAY, 2004). A variável ambiental temperatura é importante em virtude do seu efeito termodinâmico direto no metabolismo celular e na maioria das propriedades físicas e químicas do microambiente. Para que ocorra a degradação é necessário, normalmente, que o agrotóxico encontre-se dissolvido na solução do solo, sendo que a temperatura influencia nesse processo (SILVA, 2009). A temperatura também influencia o crescimento e atividade dos microrganismos, pois afeta diretamente a velocidade do seu metabolismo. Em nível de campo, a degradação de compostos orgânicos é ótima em temperatura mesofílica (ao redor de 25ºC a 40ºC) (SILVA &
FAY, 2004). 
Ambientes de clima tropical apresentam taxas de degradação de herbicidas mais rápidas em comparação com as taxas encontradas em climas temperados, devido ao aumento de populações de microrganismos e as modificações nas condições ambientais, como resultado do aumento das temperaturas do solo (LAABS et al., 2002). Regiões tropicais apresentam temperaturas mais elevadas nas camadas superficiais do solo, o que resulta em maior decomposição da matéria orgânica e uma maior atividade microbiana (SILVA et al., 1998). 
Verificou-se que a taxa de degradação de ambos os compostos foi fortemente influenciada pela temperatura. 
De maneira geral, a degradação mais lenta do agrotóxico no solo ocorre sob temperaturas baixas, solos alcalinos e em condições secas gerando maior persistência do produto no ambiente solo.
6.0 Quanto a superfície do solo e a sorção dos agroquimicos
A previsão da concentração e a análise dos efeitos de um pesticida sobre o meio ambiente são auxiliadas pelo conhecimento das propriedades físico-químicas dessas substâncias.Muitos processos ambientais importantes podem ser caracterizados por coeficientes de partição. Os pesticidas orgânicos podem ter diferentes afinidades preferenciais; alguns pela matéria sólida, outros pela matéria orgânica e outros pela solução aquosa do solo. Uma dessas relações de afinidade é descrita pelo coeficiente de sorção ou coeficiente de distribuição, Kd (ml/g), definido como o quociente entre a concentração do pesticida sorvido nas partículas do solo e a concentração do pesticida na solução aquosa do solo em um sistema fechado, isotérmico, em equilíbrio, contendo o pesticida, a matéria sólida e a solução aquosa do solo (Karickhoff, 1981; Brouwer et al., 1994).Outra afinidade importante é descrita pelo coeficiente de partição entre o carbono orgânico do solo e a solução aquosa do solo, Koc (ml/g), definido pelo quociente entre a concentração do pesticida no carbono orgânico do solo, uma fração da matéria orgânica do solo, e a concentração do pesticida na solução aquosa do solo em um sistema fechado, isotérmico, em equilíbrio, contendo o pesticida e o carbono orgânico do solo. Uma das utilidades desses coeficientes de partição é a previsão da contaminação do solo, das águas superficiais e das águas subterrâneas, pois se um pesticida tem baixa afinidade com a matéria sólida ou com a matéria orgânica do solo e alta afinidade com a água, então existe uma grande possibilidade de que esse composto venha a ser um contaminante de águas subterrâneas e, reciprocamente, se um pesticida tem uma alta afinidade pela matéria sólida ou pela matéria orgânica do solo e uma baixa afinidade com a solução aquosa do solo, então esse composto pode ser transportado por escorrimento superficial de água, adsorvido ou absorvido nas partículas do solo, para corpos de águas superficiais (Álvarez-Benedí et al., 1999). O trabalho de Karickhoff (1981) demonstrou que, para compostos orgânicos hidrofóbicos, a capacidade de sorção do solo é controlada pela fração volumétrica de carbono orgânico no solo. 
A sorção é um fenômeno físico-químico que se refere aos processos de retenção de forma geral, sem distinção aos processos específicos de adsorção, absorção ou precipitação (Regitano, 2002). A adsorção é um processo físico-químico reversível que ocorre quando moléculas do pesticida são atraídas para a superfície da matéria sólida ou para a matéria orgânica do solo por mecanismos químicos ou físicos tais como reações de coordenação, interações por transferência de cargas, trocas iônicas, forças de van der Waals, ligações covalentes ou interações hidrofóbicas (Lavorenti et al., 2003). A absorção é um fenômeno puramente físico que consiste na penetração de moléculas do pesticida nos espaços microscópicos do solo. A sorção é o processo geral de retenção das moléculas no solo, sem distinção entre os processos específicos de adsorção ou de absorção.
O valor do Kd pode ser estimado por 
Kd = CO×Koc
onde CO é o conteúdo volumétrico de carbono orgânico do solo. Experimentalmente, determina-se primeiro o valor de Kd calculando-se o valor do quociente 
 
Kd = Cs/Cw
onde Cs é a concentração do pesticida no solo e Cw é a concentração do pesticida na solução aquosa do solo. Posteriormente, calcula-se o valor do Koc, por (Kanazawa, 1989).
Koc = Kd/CO
O Koc é um dos coeficientes que compõe vários índices indicadores do potencial de lixiviação de pesticidas como, por exemplo, o fator de retardo (Davidson et al., 1968), o fator de atenuação (Rao et al., 1985), o índice Gus (Gustafson, 1989), o índice LPI (Meeks & Dean, 1990), o índice TLPI (Paraíba et al., 2003) e é um dos coeficientes da equação de dispersão-advecção que modela e simula o transporte e a transformação de solutos no perfil do solo (Jury et al., 1991). 
O cálculo do Koc por meio do cálculo do Kd pode não ser apropriado para pesticidas muito solúveis em água ou para solos nos quais a relação entre a fração volumétrica de argila (AG) e a fração volumétrica de carbono orgânico (CO) seja superior a 40,0, ou seja, AG/CO ≥ 40,0. Nesta situação a sorção do pesticida é dominada pela sorção na argila, em detrimento da sorção na matéria orgânica ou nos constituintes sólidos do solo (Vigh & Di Guardo, 1995). Pionke & De Angelis (1972) apresentam um método alternativo no qual é usada a superfície específica do solo para estimar o valor de Kd de pesticidas muito solúveis em água. 
A natureza complexa do processo de sorção faz com que o coeficiente de sorção dependa funcionalmente da área superficial específica do solo, da concentração de substâncias neutras ou carregadas no solo, do conteúdo volumétrico de matéria orgânica, da polaridade da solução aquosa do solo e de matéria sólida do solo (Schwarzenbach et al., 1993). O objetivo deste trabalho é apresentar uma alternativa numérica para estimar valores de LogKd por meio de uma equação obtida por regressão linear múltipla que relaciona o logaritmo do coeficiente de sorção, LogKd (ml/g), com o logaritmo do valor da superfície específica, LogSE (m2/g), o logaritmo do coeficiente de partição entre o octanol e a água, LogKow, o logaritmo da solubilidade aquosa do pesticida, LogWS (mg/l), e o pH do solo. Para tanto, será proposta uma relação funcional, obtida por meio de regressão linear múltipla que relaciona a superfície específica (SE) com os conteúdos volumétricos de argila (AG), areia (AR), silte (SL) e carbono orgânico (CO) do solo. Todos os logaritmos foram calculados na base dez. 
O coeficiente de partição de um pesticida entre o octanol e a água Kow é um número sem dimensão determinado pelo quociente entre a concentração do pesticida no octanol e a concentração do pesticida na água, de uma mescla mantida à temperatura constante, contendo o pesticida, o octanol e a água na qual a fugacidade do pesticida no octanol e a fugacidade do pesticida na água estão em estado de equilíbrio, ou seja, em estado onde as fugacidades do pesticida no octanol e a fugacidade do pesticida na água são iguais. A fugacidade exprime a tendência de escape de um composto químico de um compartimento, meio ou fase (Mackay & Paterson, 1982). O valor do Kow para pesticidas varia entre 10-3 a 107 (-3,0 ≤ LogKow ≤ 7,0) e pode ser encontrado facilmente em manuais de referência (Tomlim, 2000) ou em páginas eletrônicas na internet. Dado que o octanol simula o conteúdo de lipídio dos organismos, o valor do Kow exprime o grau de afinidade do pesticida por lipídio, sendo uma medida da lipofilicidade de um pesticida. Devido aos altos valores de Kow, o LogKow é mais usado do que o Kow. Um pesticida é considerado hidrofóbico quando seu LogKow ≥ 3,0. Em geral, o valor do LogKow é diretamente proporcional ao valor do LogKoc (Kanazawa, 1989). 
A solubilidade aquosa de um pesticida, WS (mg/l), é a quantidade máxima do pesticida que em uma temperatura constante, pode ser dissolvida em uma dada quantidade de água. A solubilidade aquosa pode ser uma propriedade determinante do destino de um pesticida, pois se um pesticida
tiver uma alta solubilidade e baixa sorção, então existe uma grande possibilidade de que este pesticida seja um contaminante de águas subterrâneas. A sorção de um pesticida tende a ser inversamente proporcional à sua solubilidade em água. Para a grande maioria dos pesticidas a solubilidade aquosa é inversamente proporcional ao coeficiente de partição entre o octanol e a água (Kenaga, 1980). 
O processo de sorção depende fortemente das características químicas intrínsecas do pesticida, pois a sorção de pesticidas ácidos, básicos ou catiônicos é influenciada pelo pH do solo aumentando ou diminuindo as forças de atração entre as moléculas do pesticida e as moléculas dos constituintes da matéria orgânica ou da matéria sólida do solo (Nicholls & Evans, 1991a; Nicholls & Evans, 1991b). A sorção de pesticidas iônicos é fortemente dependente da fração volumétrica de carbono orgânico do solo, pois a matéria orgânica do solo é constituída por inúmeras substâncias quimicamente ativas (Briggs, 1981). Chen et al. (2000) indicam que, a sorção de pesticidas em solos secos não depende da natureza da polaridade do pesticida. 
O aumento da sorção é diretamente proporcional ao acréscimo da superfície específica a qual é função do decréscimo do tamanho das partículas do solo. Estas partículas tendem a possuir uma grande carga comparada à sua superfície específica (Freeze & Cherry, 1979). Os solos que são constituídos por uma quantidade apreciável de partículas coloidais como as argilas, exibem uma alta capacidade para sorver pesticidas em sua superfície (Schwarzenbach et al., 1993). A superfície específica da matéria sólida do solo é um sítio importante para o processo de sorção, principalmente para os pesticidas polares em solos com baixo conteúdo volumétrico de matéria orgânica (Helling et al., 1971). 
Segundo Lopes & Guidolin (1987), a superfície específica (SE) dos solos é um dos fatores que influem na Capacidade de Troca de Cátions (CTC) dos mesmos, sendo definida simplesmente como a área por unidade de peso. Lopes & Guidolin (1987) afirmam ainda que quanto mais subdividido for o material que compõe um solo maior será sua SE, o que resulta em uma maior CTC. Resende et al. (1988) associam a SE com a capacidade do solo em reter nutrientes, ressaltando que essa característica é mais desenvolvida na fração argila e quase inexistente nos minerais das areias. Isso é explicado pela relação inversamente proporcional existente entre o tamanho das partículas e a SE. Resende et al. (1988) chamam ainda a atenção para a heterogeneidade dos solos, afirmando que estes variam regionalmente por causa de diferenças em materiais de origem, condições bioclimáticas e idade, e que isso acarreta variações em composição mineralógica, granulométrica, profundidade, riqueza em nutrientes, capacidade de retenção de água, porosidade, etc. 
Em geral, as reações químicas dos colóides dos solos orgânicos ou dos inorgânicos são fenômenos de superfície. Por isso, diversos métodos diretos e indiretos para a estimativa da SE foram desenvolvidos. Apesar de algumas incertezas metodológicas, as medidas baseadas na sorção de uma molécula polar, geralmente etileno glicol monoetil éter (EGME), são as mais comuns na área das ciências dos solos. O método de retenção do EGME foi proposto por Heilman et al. (1965) e modificado por Eltantawy & Arnold (1973). Assim, uma função que relacione a SE com atributos dos solos rotineiramente determinados como, por exemplo, o conteúdo volumétrico de argila, areia, de silte e carbono orgânico seria de grande interesse. 
Principalmente para melhorar os modelos que usam a SE como uma variável de entrada, como no enfoque dado por Pionke & De Angelis (1972) para prever o Kd de alguns pesticidas solúveis em água ou quando se deseja usar a equação de Goss & Schwarzenbach (1999) para estimar o valor da energia de sorção de um pesticida no solo.
7.0 CONCLUSÃO
Neste trabalho podemos concluir que os dados obtidos a campo e demais estudos veem a caracterizar o quão a importância de acompanhar em geral a lixiviação , ou seja, a percolação do agrotóxico no solo e o mais impactante, o quesito absorção e adsorção, onde os mesmos estão intimamente ligados. Sendo assim, a degradação e demais fatores como umidade, temperatura, ph, tipo de solo e manejo ou melhor dizendo qual a tomada de decisão ao utilizar aquele agrotóxico que foi recomendado ler as instruções de bula e qual o alvo e a quantidade a aplicar naquela área.
Contudo,o uso indiscriminado de agrotóxico e em lavouras afeta e fica retido na partícula do solo por um período de tempo, seja a classe do produto ou a forma de aplicação, o foco deste trabalho visa pesquisarmos e analisar sobre a degradação do produto, a sua persistência do solo e o que irá causar ou acarretar para o ambiente em si. 
Afinal, tem produtos que persistem por meia – vida, ou seja , por um período de curta duração no solo mas tem total dependência 
8.0 REFERENCIAS BILIOGRAFICAS
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