http://dx.doi.org/10.1590/S0100-06832006000400002
Simulação do transporte e da sorção de imazaquin em colunas de solo1
Simulation of imazaquin transport and sorption in soil columns
Robson Rolland Monticelli BarizonI; Arquimedes LavorentiII; Jussara Borges RegitanoIII; Fábio PrataIV; Valdemar Luiz TornisieloIII
IPesquisador da Bioagri Laboratórios Ltda. Caixa Postal 573, CEP 13412-000 Piracicaba (SP). E-mail: r.barizon@bioagri.com.br
IIProfessor Titular do Departamento de Ciências Exatas, Escola Superior de Agricultura "Luiz de Queiroz" – ESALQ/USP. Av. Pádua Dias 11, CEP 13418-900 Piracicaba (SP). E-mail: alavoren@esalq.usp.br
IIIPesquisador do Centro de Energia Nuclear na Agricultura – CENA/USP. Caixa Postal 96, CEP 13400-970 Piracicaba (SP). E-mail: vltornis@cena.usp.br; regitano@cena.usp.br
IVEngenheiro-Agrônomo da Bayer Cropscience. R. Verbo Divino 1207, CEP 04719-002 São Paulo (SP). E-mail: fabio.prata@bayercropscience
Termos de indexação: herbicida, não-equilíbrio, lixiviação, batch
Index terms: herbicide, non-equilibrium, leaching, batch.
O atual sistema de produção agrícola, com cultivo de grandes áreas, exige a utilização intensiva de insumos agrícolas. Dentre estes, os agrotóxicos figuram entre os mais importantes para a obtenção dos altos índices de produtividade atuais. Por outro lado, o uso inadequado destas moléculas organossintéticas pode acarretar sérias conseqüências para o meio ambiente (Oki & Giambelluca, 1987; Legrand et al., 1992).
O imazaquin, ácido 2-[4,5-diidro-4-metil-4-(1- metiletil)-5-oxo-1H-imidazol-2-il]-3-quinolino-carboxílico, é um herbicida pré-emergente registrado para a cultura da soja no controle de várias espécies dicotiledôneas, cujo uso é bastante difundido entre os produtores rurais. Com a expansão do cultivo da soja, é importante o estudo do impacto destas moléculas no ambiente, principalmente na contaminação de recursos hídricos.
A sorção e a dessorção dos agrotóxicos no solo estão entre os principais mecanismos envolvidos na lixiviação de agroquímicos porque esses processos influem na concentração destas moléculas na solução de solo e, conseqüentemente, na dissipação das mesmas no solo. Por esta razão, os processos relacionados com estes fenômenos devem ser detalhadamente estudados para melhor entender como ocorre o transporte destas moléculas através do solo.
O método "batch" tem sido bastante empregado em estudos que visam determinar a sorção de agrotóxicos em solos. Este método consiste na determinação da quantidade sorvida por meio da diferença entre a concentração de uma solução inicial do agrotóxico e a concentração da mesma solução após um período de equilíbrio desta solução com o solo. O ajuste dos dados por modelos matemáticos empíricos relativamente simples, como Freundlich e Langmuir, fornece coeficientes que quantificam a fase sorvida do pesticida, assim como o grau de linearidade desta reação (Pignatello, 2000). Porém, por considerar a sorção um fenômeno instantâneo, reversível e que ocorre sob condições de equilíbrio, este método tem sido bastante questionado (Fortin et al., 1997; Chen & Wagenet, 1997; Gonzalez & Ukrainczyk, 1999).
Outro método utilizado para determinar a capacidade de sorção dos solos é o método do fluxo em colunas de vidro preenchidas com solo, também conhecido como deslocamento miscível. Neste método, uma solução com uma concentração conhecida do pesticida é percolada através da coluna. O movimento da molécula do ponto onde foi introduzida (topo da coluna) até à saída na base da coluna, que, normalmente, mede 0,2 m, pode ser descrito por uma "breakthrough curve" (BTC) (Brusseau, 1998). Esta técnica tem sido bastante utilizada para avaliar a lixiviação e redistribuição de agrotóxicos no solo, auxiliando no entendimento de interações químicas e físicas envolvidas no movimento de agrotóxicos, como, por exemplo, o não-equilíbrio químico/físico (Baskaran et al., 1996).
Numerosos trabalhos têm confirmado a ocorrência de sorção sob condições de não-equilíbrio durante o transporte de agrotóxicos através do solo, tanto em experimentos de laboratório (Nkedi-Kizza et al., 1984; Selim et al., 1987) quanto em condições de campo (Rao et al., 1974; Jury et al., 1986). Algumas das evidências da ocorrência de não-equilíbrio no processo de sorção de agrotóxicos são: formação de fração resistente à dessorção/extração em experimentos "batch"; prolongamento da curva de eluição em experimentos de deslocamento miscível e persistência, além do esperado, de agrotóxicos no solo (Alexander, 1995).
O não-equilíbrio observado nos experimentos em colunas pode estar relacionado com os processos de transporte e sorção. Na tentativa de descrever os processos relacionados com o não-equilíbrio na sorção de compostos químicos orgânicos, vários modelos matemáticos têm sido formulados nas últimas décadas. Dentre estes, destaca-se o modelo que considera dois sítios de sorção. A relação entre a fase móvel e a sorvida é dependente do tempo, enquanto a taxa de transferência de massa é proporcional ao desvio do equilíbrio (Van Genuchten et al., 1974). Os termos "two-site" e bicontínuo têm sido utilizados para modelos em que a sorção ocorre em dois tipos de sítios. A sorção poderia ocorrer em série ou paralelo, com um sítio de sorção em equilíbrio com a fração na solução do solo. Outro sítio seria o componente relacionado com a cinética de sorção, representando o processo difusivo de transferência de massa (Fortin et al., 1997).
O objetivo deste estudo foi avaliar a sorção e a mobilidade do imazaquin por meio da técnica de deslocamento miscível e do uso de um modelo matemático bicontínuo que considera a sorção dependente do tempo.
Foram utilizadas amostras deformadas de três solos: Latossolo Vermelho distroférrico, Latossolo Vermelho-Amarelo e Neossolo Quartzarênico. As amostras foram coletadas na camada superficial (0–0,2 m de profundidade), secas ao ar e passadas em peneira com malha de 2 mm. As caracteríticas químicas, mineralógicas e granulométricas dos solos são descritas no quadro 1. As características químicas foram determinadas de acordo com Raij & Quaggio (1983). A análise granulométrica foi realizada de acordo com Camargo et al. (1986). O Fe total (Fe2O3) e Al total (Al2O3) foram extraídos com H2SO4 18 mol L-1 (Vettori, 1969), enquanto os minerais de argila predominantes foram identificados por difração de raio-X (Jackson, 1969).
Foi utilizado o herbicida imazaquin: ácido 2-[4,5-diidro-4-metil-4-(1-metiletil)-5-oxo-1H-imidazol-2 -il]-3-quinolino-carboxílico. A molécula de imazaquin pertence ao grupo dos imidazolinonas, com baixa solubilidade em água (Sw = 60 mg L-1, 25 ºC em pH 3,0). Produtos com grau técnico (pureza = 98,2 %) e respectivo isótopo radioativo (14C-imazaquin, com marcação no grupo carboxílico, atividade específica = 0,80 MBq mg-1; pureza radioquímica > 98 %) foram usados. Tanto o produto com grau técnico quanto o 14C-imazaquin foram dissolvidos em acetonitrila, resultando numa solução com concentração de imazaquin de 164 mg L-1 e atividade de 0,13 MBq mL-1.
O experimento foi realizado em triplicata, sendo os tratamentos constituídos de amostras deformadas de três solos com diferentes características. As curvas de eluição foram obtidas nos três solos, utilizando-se colunas de vidro com 30 cm de comprimento e 5 cm de diâmetro. Triplicatas das colunas foram preenchidas com as amostras de solo até 20 cm de altura em uma densidade uniforme, por meio de vibração constante. Sob condição "steady-state', ou seja, não-saturada, 10 mL de uma solução de CaCl2 5 mmol L-1 foram aplicados em cada coluna. Imediatamente após a aplicação do cloreto, iniciou-se a lixiviação utilizando água destilada. O lixiviado foi coletado em frascos de vidro em intervalos de 2 h até que a concentração do Cl- na solução lixiviada atingisse o limite de detecção do método empregado (3,1 µg L-1). O Cl- foi determinado pelo método de espectrofotometria realizado em sistema FIA (Ruzicka et al., 1976).
Após a recuperação do Cl- na solução lixiviada, foram aplicados 200 mL de uma solução aquosa de 14C-imazaquin. O intervalo de coleta do volume lixiviado foi de 3 h. A coleta foi realizada até que a concentração do lixiviado fosse de aproximadamente 10 % da concentração inicialmente aplicada. Alíquotas de 10 mL da solução lixiviada foram adicionadas a 10 mL de solução cintiladora. A radioatividade foi determinada por espectrometria de cintilação líquida (ECL) em cintilador Packard TR 2500. Os detalhes experimentais da lixiviação do traçador e do herbicida encontram-se no quadro 2.
O ensaio de sorção foi realizado para os três solos, em triplicata, seguindo o método "batch". No estudo de isotermas de sorção, foram utilizadas cinco concentrações do imazaquin: 0,67; 1,34; 2,68; 5,36; 10,72 µmol L-1. A atividade média do 14C-imazaquin em cada concentração foi de 8,7 kBq L-1.
As cinco soluções de trabalho preparadas com CaCl2 5 mmol L-1 foram adicionadas (10 mL) às amostras de solo (2 g de solo seco). Após o tempo de equilíbrio (24 h) sob agitação constante (140 rpm) e centrifugação (10.000 rpm), foi coletada uma alíquota do sobrenadante (1,0 mL), sendo a radioatividade determinada por ELC, para o cálculo da concentração do pesticida sorvido.
na qual S = quantidade de imazaquin sorvida por unidade de massa de solo (µmol kg-1), Kf = constante de sorção de Freundlich (µmol kg-1) (L µmol-1)N, Ce = concentração de imazaquin na solução (µmol L-1) e N = grau de linearidade da isoterma.
As curvas de eluição geradas no experimento de deslocamento miscível foram ajustadas utilizando um modelo baseado na equação de convecção-dispersão. No caso do íon traçador (Cl-), considerou-se que seu deslocamento ocorreu com a sorção sob condição de equilíbrio químico. Assim, a equação pode ser expressa da seguinte forma:
Este modelo assume equilíbrio químico para sorção do soluto e descreve a sorção por meio de uma isoterma linear simples, Se = kd.Ce, em que Se e Ce são as concentrações em equilíbrio na fase sorvida e solução, respectivamente, e Kd é o coeficiente de partição em equilíbrio (L kg-1).
A equação (2) foi ajustada pela curva determinada experimentalmente, utilizando um programa de otimização de parâmetros por meio dos quadrados mínimos, CXTFIT 2.0 (Toride et al., 1995).
Para o imazaquin, foi utilizado um modelo bicontínuo "two-site-two-region", referindo-se o termo "two site" ao não-equilíbrio relacionado com o processo de sorção e o termo "two-region" ao não-equilíbrio relacionado com o processo de transporte. Como o estudo foi realizado com solo deformado, foi considerado apenas o modelo baseado no não-equilíbrio químico:
Para os processos químicos, o modelo considera as variáveis dimensionáveis:
em que os símbolos não definidos previamente são: C = concentração do soluto na fase líquida; t = tempo; z = coordenada vertical de posição; R = fator de retardação do soluto para equilíbrio de sorção linear; r = densidade do solo; q = conteúdo de água no solo; Kd = coeficiente de sorção linear; D = coeficiente aparente de dispersão; v = velocidade de água nos poros derivado do fluxo de Darcy; S2 = quantidade sorvida aos sítios em não-equilíbrio; f = fração total de sítios em equilíbrio em relação a de não-equilíbrio; k2 = constante de taxa de dessorção; P = relação entre o transporte convectivo e dispersivo; L = fator de profundidade para a coluna; C0 = concentração aplicada do soluto; a = coeficiente de transferência de massa; b = fração de retardação instantânea, v = coeficiente de Damköhler.
Para proposição das soluções analíticas no CXTFIT 2.0, as condições iniciais relacionadas com curvas de lixiviação, associadas às equações (3) e (4), foram:
As curvas de eluição do Cl- (traçador) foram simétricas para os três solos, sem ocorrência de retardação pronunciada (Figura 1), o que indica que o Cl- funcionou realmente como um íon não-reativo com a matriz do solo. Caso contrário, as curvas de eluição apresentariam tempos de retenção bastante diferentes para cada solo, haja vista que estes apresentam diferenças quanto à mineralogia, teor de argila e de CO. A simetria das curvas de eluição, sem constatação de prolongamento da parte posterior da curva, também demonstra que o transporte do Cl- não ocorreu sob condições de não-equilíbrio físico, relacionado com o transporte.
Já as curvas de eluição do imazaquin apresentaram formato assimétrico, com prolongamento da parte posterior ao pico da curva (Figura 1). Desta maneira, a porção posterior da curva mostrou-se bifásica, com uma rápida dessorção logo após o pico da curva, seguida por uma fase mais lenta. Esta característica bifásica na dessorção de agrotóxicos também foi observada em outros trabalhos (Beigel & Pietro, 1999; Prata et al., 2003). De acordo com Pignatello (2000), este prolongamento da curva é característico de fenômenos onde ocorre sorção sob condições de não-equilíbrio químico (sorção lenta, dependente do tempo) ou quando ocorre não-equilíbrio físico (relacionado com o transporte e heterogeneidade dos poros no solo).
Como foi demonstrado pelas curvas de eluição do Cl-, não ocorreu não-equilíbrio físico durante o deslocamento do traçador através da coluna (curvas simétricas com bom ajuste ao modelo que assume transporte ideal), razão pela qual se pode atribuir o prolongamento da curva apenas ao não-equilíbrio químico, relacionado com o processo de sorção. Além deste prolongamento da curva, a sorção sob condição de não-equilíbrio químico também estaria relacionada com a formação de frações resistentes à dessorção em experimentos "batch" e com a persistência não esperada de algumas moléculas de pesticida no ambiente (Alexander, 1995).
O modelo "two-site", que considera dois tipos de sítios de sorção, ajustou, satisfatoriamente, os dados de lixiviação do imazaquin (Quadro 3). Com isso, demonstra-se que o transporte de imazaquin através da coluna ocorreu sob condições de não-equilíbrio. No caso do LVA, o modelo superestimou a dessorção do imazaquin na parte final da curva (Figura 1). O modelo calculou que o imazaquin não seria mais recuperado no lixiviado aproximadamente 100 h após o início da lixiviação, porém, como pode ser observado na figura 1, após 120 h, o imazaquin ainda foi detectado no efluente. Beigel & Pietro (1999) também observaram uma superestimativa da dessorção de triticonazole calculada pelo modelo "two-site" no final do prolongamento da curva. Além disso, também foram observadas duas fases no prolongamento da curva. Segundo os autores, o modelo "two-site" não apresenta bom ajuste quando empregadas velocidades muito altas de água nos poros.
De forma geral, este modelo tem ajustado adequadamente o transporte de diversos compostos orgânicos hidrofóbicos (Nkedi-Kizza et al., 1989; Gonzalez & Ukrainczyk, 1999). Esse resultado evidencia que a sorção, na lixiviação de agrotóxicos no solo, ocorre normalmente sob condições de não-equilíbrio e pode ser superestimada quando se assume que ocorre sob condições de equilíbrio, como no método "batch".
Embora os três solos tenham apresentado prolongamento da parte posterior da curva, o prolongamento do RQ foi menor, aproximando-se da forma esperada da curva para condição de equilíbrio químico (simétrica). O valor de f, fração de sítios de sorção em equilíbrio (Quadro 3), confirma a reduzida influência da sorção sob condições de não-equilíbrio no RQ. Comparado aos outros solos, o RQ apresentou o maior valor de f. Desta forma, a maior parte dos sítios de sorção estava em equilíbrio com a solução do solo, enquanto a dessorção do pesticida ocorreu sem que houvesse caracterização de histerese neste processo.
O LVdf apresentou os menores valores de f, possivelmente em razão de seu maior teor de carbono orgânico. Observando o quadro 3, nota-se que os valores de f dos solos diminuiu com o aumento do teor de carbono orgânico. Estes resultados são coerentes com os dados obtidos por Brusseau & Rao (1991), que encontraram correlação positiva entre o valor de f e o log do coeficiente de partição octanol/água (Kow). Como o Kow de uma substância é diretamente relacionado com o seu tamanho molecular, infere-se que o f, neste caso, variou com o tamanho molecular do soluto, sendo este comportamento consistente com a difusão de solutos no interior da matéria orgânica. De acordo com o conceito inerente à difusão no interior de substâncias húmicas, a fração de sítios de sorção instantânea (equilíbrio) localiza-se próxima à superfície da matéria orgânica, enquanto a fração limitada por taxa está situada na região interna. A estrutura tridimensional da matéria orgânica pode atuar como uma peneira molecular, em que moléculas maiores são excluídas das regiões mais internas desta malha de polímeros (Pignatello & Xing, 1996). Como resultado, a magnitude da fração de sítios em não-equilíbrio pode variar com o tamanho do soluto. Assim, um aumento no tamanho molecular do soluto aumentaria o valor de f, assumindo que os sítios em equilíbrio permaneceriam constantes ou variariam muito lentamente com o tamanho do soluto.
A hipótese de a sorção dependente do tempo estar relacionada com o processo de difusão dos agrotóxicos na matéria orgânica do solo é reforçada pela relação entre a constante de taxa de dessorção (k2) e a constante de sorção linear (Kd). Alguns pesquisadores têm encontrado uma correlação negativa entre o log k2 e o log Kd (Karickhoff & Morris, 1985; Nkedi-Kizza et al., 1989; Brusseau & Rao, 1989; Brusseau & Rao, 1991; Brusseau et al., 1991;). Quanto maior a molécula, menor sua solubilidade em água e maior sua hidrofobicidade. Desta forma, o valor de Koc será maior com o aumento do tamanho da molécula. Por outro lado, com o aumento do tamanho da molécula, a sua difusão nos espaços vazios do interior da matéria orgânica é dificultada (Brusseau & Rao, 1989).
Analisando os valores de k2 e Kd(batch) do imazaquin (Quadro 3), nota-se que, com o aumento do valor do Kd, houve uma tendência de redução dos valores de k2, evidenciando que a causa da sorção em não-equilíbrio observada durante o transporte do imazaquin foi a difusão na matéria orgânica. Para o Kd(batch), esta relação inversa ficou mais bem definida do que para o Kd(coluna). Desta forma, seria necessário utilizar uma quantidade maior de solos para confirmar a validade desta relação inversa de k2 e Kd para o imazaquin, haja vista que, para alguns compostos iônicos ou polares, esta relação não é observada (Gonzalez & Ukrainczyk, 1999).
Outra explicação para o não-equilíbrio é a difusão da molécula em partículas minerais do solo. Porém, como a maior parte dos agrotóxicos apresenta comportamento hidrofóbico, esta hipótese é menos viável que a difusão em substâncias húmicas. No caso do imazaquin, a sua difusão em partículas minerais do solo não pode ser completamente descartada. A molécula apresenta dois grupos funcionais ionizáveis: um grupo carboxílico (ácido, pKa = 3,8) e um grupo quinolina (básico, pka = 2,0) (Stougaard et al., 1990). Nos valores de pH dos solos utilizados neste experimento (Quadro 1), o imazaquin estava predominantemente dissociado na forma aniônica. Com isso, a solubilidade do imazaquin em água aumenta e reduz a partição nas fases octanol-água (Mangels, 1991), e, conseqüentemente, a interação hidrofóbica com as frações orgânicas do solo.
Comparação do Kd determinado pelo método "batch" e deslocamento miscível
Os valores de Kd foram baixos para todos os solos (Quadro 3), evidenciando o alto potencial de mobilidade do imazaquin. Comparando os valores de Kd obtidos por meio dos dois métodos, observa-se que o método "batch" apresentou os maiores valores de Kd (Quadro 3). Resultados semelhantes também foram obtidos em outros trabalhos (Gonzalez & Ukrainczyk, 1999; Maraqa, 2001). Esta discrepância tem sido atribuída a diversos fatores: (a) no deslocamento miscível, o contato entre o soluto e o sorvente é menor, quando comparado ao método "batch"; (b) o tempo para promover o equilíbrio químico geralmente é menor no deslocamento miscível. Neste caso, foram necessárias aproximadamente três horas para que a solução equivalente a um poro volume fosse transportada através da coluna, enquanto, no método "batch", o tempo de equilíbrio foi de 24 h; (c) a coluna é um sistema aberto, espécies dessorvidas são removidas e reações reversas não ocorrem, enquanto, no método "batch", espécies dessorvidas podem ser sorvidas pela matriz novamente; (d) no método "batch", a superfície específica do sorvente pode ser aumentada pela abrasão provocada pela agitação constante (Gonzalez & Ukrainczyk, 1999); e (e) a relação solo/solução varia de 1/5–20 no método "batch", muito diferente das condições de campo, não sendo, portanto, representativa das reais condições de transporte através do solo (Kookana et al., 1992).
O tempo de contato entre a matriz do solo e o soluto parece influenciar consideravelmente o valor de Kd no método de deslocamento miscível. Valores diferentes de Kd têm sido obtidos, quando se mantêm as condições experimentais, variando, apenas, a velocidade da água nos poros (Gaber et al., 1992; Chen & Wagenet, 1997; Beigel & Pietro, 1999).
A diferença observada nos valores de Kd do imazaquin obtidos pelo uso das duas técnicas é provavelmente conseqüência da velocidade de fluxo adotada no experimento de deslocamento miscível (4,17 mm h-1). Nesta condição experimental, o fluxo adotado não permitiu um completo equilíbrio do soluto com a matriz do solo.
1. O imazaquin apresentou baixa sorção e alta mobilidade em coluna para todos os solos estudados, principalmente o mais arenoso.
2. A curva de eluição do imazaquin ajustou-se ao modelo matemático que considera a sorção ocorrendo sob condição de não-equilíbrio.
3. O método do deslocamento miscível apresentou os menores valores de Kd para o imazaquin, comparado ao método "batch", sendo atribuída esta diferença ao não-equilíbrio no processo de sorção durante o transporte do imazaquin na coluna.
4. A sorção de agrotóxicos, durante o processo de lixiviação, pode ser superestimada por métodos de determinação que consideram a sorção sob condições de equilíbrio químico.
ALEXANDER, M. How toxic are toxic chemicals in soil? Environ.Sci. Technol., 29:2713-2717, 1995. [ Links ]
BASKARAN, S.; BOLAN, N.S.; RAHMAN A. & TILLMAN, W. Non-equilibrium sorption during the movement of pesticides in soils. Pest. Sci., 46:333-43, 1996. [ Links ]
BEIGEL, C. & PIETRO, L.D. Transport of triticonazole in homogeneous soil columns: influence of nonequilibrium sorption. Soil Sci. Soc. Am. J.63:1077-1086, 1999. [ Links ]
BRUSSEAU, M.L. Impact of chemical and biochemical reactions on transport of environmental pollutants in porous media. In: HUANG, P.M., ed. Soil chemistry and ecosystem health. Madison, Soil Science Society of America, 1998. p.173-189. [ Links ]
BRUSSEAU, M.L. & RAO, P.S.C. Influence of sorbate structure on nonequilibrium sorption of organic compounds. Environ. Sci.Technol., 25:1501-1506, 1991. [ Links ]
BRUSSEAU, M.L. & RAO, P.S.C. The influence of sorbate-organic matter interactions on sorption nonequilibrium. Chemosphere, 17:1691-1706, 1989. [ Links ]
CAMARGO, O.A.; MONIZ, A.C.; JORGE, J.A. & VALADARES, J.M. Métodos de análise química, mineralógica e física de solos do Instituto Agronômico. Campinas, Instituto Agronômico, 1986. 94p. (IAC Boletim Técnico, 106) [ Links ]
CHEN, W. & WAGENET, R.J. Description of atrazine transport in soil with heterogeneous nonequilibrium sorption. Soil Sc. Soc. Am. J., 61:360-371, 1997. [ Links ]
FORTIN, J.; FLURY, M.; JURY, W. & STRECK T. Rate-limited sorption of simazine in saturated soil columns. J. Cont. Hidrol., 25:219-234, 1997. [ Links ]
GABER, H.M.; COMFORT, S.D.; INSKEEP, P. & EL-ATTAR, A. A test of the local equilibrium assumption for adsorption and transport of picloram. Soil Sci. Soc. Am. J., 56:1392-1400, 1992. [ Links ]
GONZALEZ, J. & UKRAINCZYK, L. Transport of nicosulfuron in soil columns. J. Environ. Quality, 28:101-107, 1999. [ Links ]
JURY, W.A.; EBAD, H. & RESKETO, M. Field study of napropamide movement through unsaturated soil. Water Res. Res., 22:749-755, 1986. [ Links ]
KARICKJOFF, S.W. & MORRIS, K.R. Sorption dynamics of hydrophobic pollutants in sediment suspensions. Environ. Toxicol. Chem.,7:246-252, 1985. [ Links ]
KOOKANA, R.S.; AYLMORE, L.A.G. & GERRITSE, R.G. Time-dependent sorption of pesticides during transport in soils. Soil Sci., 154:214-225, 1992. [ Links ]
LEGRAND, M.F.; COSTENTIN, E. & BRUCHET, A. Ocurrence of 38 pesticides in various French surface and ground waters. Environ. Technol., 12:985-996, 1992. [ Links ]
MANGELS, G. Behavior of the imidazolinone herbicides in soil – a review of the literature. In: SHANER, D.L. & O'CONNOR, S.L., eds. The imidazolinone herbicides. Boca Raton,: CRC, 1991. p.191-209. [ Links ]
MARAQA, M.A. Effects of fundamental differences between batch and miscible displacement techniques on sorption distribution coefficient. Environ. Geol., 41:219-228, 2001. [ Links ]
NKEDI-KIZZA, P.; BIGGAR, J.M.; SELIM, H.M.; van GENUCHTEN, M.T.; WIERENGA, P.J. DAVIDSON, J.M. & NIELSEN, D.R. On the equivalence of two conceptual models for describing ion exchange during transport through an aggregated Oxisol. Water Res. Res., 20:1123-1130, 1984. [ Links ]
NKEDI-KIZZA, P.; BRUSSEAU, M.L.; SURESH, P.; RAO, C. & HORNSBY, G. Nonequilibrium sorption during displacement of hydrophobic organic chemicals and 45Ca through soil columns with aqueous and mixed solvents. Geoderma, 46:169-192, 1989. [ Links ]
OKI, D.S. & GIAMBELLUCA, T.W. DBCP, EDB, and TCP contamination of ground water in Hawaii. Ground Water, 25:693-702, 1987. [ Links ]
PRATA, F.; LAVORENTI, A.; VANDERBORGHT, J.; BURAUEL, P. & VEREECKEN, H. Miscible displacement, sorption and desorption of atrazine in a brazilian oxisol. Vadose Zone J., 2:728-738, 2003. [ Links ]
RAIJ. B. van & QUAGGIO, J.A. Métodos de análise de solos para fins de fertilidade. Campinas, Instituto Agronômico de Campimas, 1983. 31p. (IAC Boletim Técnico, 81) [ Links ]
RAO, P.S.C.; GREEN, R.E.; BALASUBRAMANIAM, V. & KANECHIRO, Y. Field study of solute movement in a highly aggregated oxisol with intermittent flooding. II Picloram. J. Environ. Quality,.3:197-202, 1974. [ Links ]
RUZICKA, J; STEWART, J.W.B.& ZAGATTO, E.AG. Flow injection analysis . Stream sample splitting and its application to continuous spectrophotometric determination of chloride in brackish waters. Anal. Chim. Acta, 81:387-396, 1976. [ Links ]
SELIM, H.M.; SCHULIN, R.& FLUHLER, H. Transport and ion exchange of calcium and magnesium in an aggregated soil. Soil Sci. Soc. Am. J., 51:876-884, 1987. [ Links ]
TORIDE, N.; LEIJ, F.J.& van GENUCHTEN, M.T. The CXTIFIT code for estimating transport parameters from laboratory or field tracer experiments; Version 2.0 USDA-ARS, U.S. Reverside,Salinity Laboratory Riverside, 1995. Research Report 137. [ Links ]
van GENUCHTEN, M.T.; DAVIDSON, J.M. & WIERENGA, P.J. An evaluation of kinetic and equilibrium equations for the prediction of pesticide movement through porous media. Soil Sci. Soc. Am. J.,38:29-34, 1974. [ Links ]
VETTORI, L. Métodos de análise do solo. Brasília, Ministério da Agricultura, Divisão. Pedologia e Fertilidade do Solo, 1969. 24p. (Boletim Técnico, 7) [ Links ]
Recebido para publicação em agosto de 2004 e aprovado em julho de 2006.
Trabalho financiado pela CAPES e FAPESP.
1 Parte da Tese de Doutorado em Agronomia do primeiro autor. Programa de Pós-Graduação em Solos e Nutrição de Plantas, Escola Superior de Agricultura – ESALQ/USP.