El tratamiento de cloración de las aguas es el principal proceso tanto en la potabilización de aguas para consumo humano, como en su depuración para fines agrícolas. La naturaleza de los herbicidas se puede ver afectada cuando se emplean con agua que haya sido clorada. En este trabajo se ha estudiado la reacción entre cuatro herbicidas de la familia de las ciclohexanodionas y agua tratada con cloro con el fin de determinar el comportamiento de estos herbicidas. Asimismo, se pone de manifiesto el problema que puede suponer el empleo de aguas cloradas en la preparación de productos fitosanitarios para el tratamiento de cultivos.
INTRODUCCIÓN
El uso masivo y prolongado de herbicidas en la agricultura es la causa principal de su presencia cada vez mayor en aguas superficiales y subterráneas. Una vez en este medio, estos productos pueden suponer una amenaza a la salud pública, particularmente en aquellas áreas donde estas aguas representan la principal fuente de agua potable. La desinfección del agua se lleva a cabo no sólo para su potabilización sino también en sistemas de depuración de agua residuales que posteriormente se emplean principalmente para uso agrícola.
La escasez de recursos hídricos característica del clima mediterráneo, ha motivado que se promueva la reutilización del agua residual tratada para diferentes fines, fundamentalmente para el riego agrícola. La reutilización de aguas residuales en la agricultura requiere el tratamiento de desinfección que se realiza para impedir que con su vertido se produzcan contaminaciones y alteraciones no deseadas en suelos y acuíferos (SING, 1999).
Por otro parte, un porcentaje de agricultores utilizan también agua potable en la preparación de los productos fitosanitarios para su aplicación, debido a la dificultad de disponer de aguas naturales de pozos, acequias, etc. Existen varios métodos para la desinfección del agua, tanto físicos, como la radiación ultravioleta, como químicos, entre los que se encuentran los tratamientos con cloro, cloraminas, dióxido de cloro y ozono (WHITE, 1999). El cloro ha sido, desde su introducción en 1903 (WHITE, 1999) uno de los sistemas más empleados por su viabilidad técnica y económica como desinfectante del agua.
El proceso de oxidación-desinfección tiene como objeto oxidar la materia orgánica presente y eliminar microorganismos patógenos, por lo que se requiere un alto contenido en cloro residual para asegurar que éstos sean destruidos (GALÁN y HERNÁNDEZ, 1999). Las condiciones que deben cumplir las aguas reutilizadas para su uso están basadas en las Directrices de la OMS y USEPA, de acuerdo con las cuales el agua debe tener un tratamiento con un límite mínimo fijado de cloro residual, después de un tiempo de contacto mínimo de 30 minutos, entre 0,1 a 0,6 ppm en función del tipo de cultivo (GALÁN y HERNÁNDEZ, 1999).
Dependiendo del tipo de tratamiento las concentraciones de cloro residual (libre o combinado) cuando llegue al consumidor tendrán que ajustarse a unos determinados límites. En aguas tratadas con hipoclorito o cloro gas tendrán una concentración mínima de cloro residual libre de 0,2 ppm y máxima de 0,8 ppm (MAPA, 1998). Por otra parte, la cloración del agua también conlleva la formación de una amplia variedad de productos de degradación, ya que reaccionan con compuestos orgánicos dando lugar a reacciones de adición, substitución u oxidación. Algunos de los productos resultantes de estas reacciones pueden ser productos mutagénicos y/o cancerígenos (WALLER y col., 1998).
El resultado de tales reacciones puede ser la completa mineralización o, más frecuentemente, la transformación de los herbicidas en productos de degradación que no han sido identificados. Por lo tanto, es necesario realizar estudios para identificar tales productos de degradación y evaluar si su toxicidad es menor o mayor que las sustancias activas (LYKINS y col., 1986). En los estudios realizados sobre la degradación de herbicidas en agua clorada, las fenilureas, herbicidas caracterizados por tiempos de vida largos (YARITA y col., 1998), pueden persistir en el medioambiente y llegar a las aguas subterráneas contaminándolas.
El clortolurón (LOSITO y col., 2000) y el isoproturón (LÓPEZ y col., 1997) se degradan rápidamente, dando lugar a productos de degradación clorados e hidroxilados. Algunas metiltio-s-triazinas, como la ametrina (LOPEZ y col., 1997) y la terbutrina (LÓPEZ y col.., 1998), así como las carbamoiloximas, aldicarb y metomilo (MILES, 1991), se degradan rápidamente con cloro, dando lugar al sulfóxido como primer producto de degradación, seguido de reacciones de cloración e hidrólisis Estos productos fueron detectados con cromatografía líquida e identificados mediante espectrometría de masas (LÓPEZ y col., 1997; LÓPEZ y col., 1998; MILES, 1991).
En el caso de las ciclohexanodionas son escasos los trabajos realizados sobre su degradación con desinfectantes (SANDÍN-ESPAÑA y col., 2003a). Las ciclohexanodionas (CHD) comúnmente conocidas como DIM´s, son herbicidas introducidos a principios de la década de los ochenta del pasado siglo, como herbicidas selectivos de post-emergencia para el control de malas hierbas gramíneas en cultivos de cereales y dicotiledóneas. Estos herbicidas, son generalmente activos a bajas concentraciones y presentan una baja toxicidad, lo cual hace que puedan ser ampliamente utilizados. Su vía de absorción es foliar y se translocan a los meristemos donde inhiben la acetil-CoA.carboxilasa (ACCasa), enzima que cataliza el primer paso común para la síntesis de ácidos grasos (INCLEDON y col., 1997).
En cuanto a su estructura química, además del anillo ciclohexano-1,3-diona, es esencial para la actividad fitotóxica el grupo etoxiimino unido en la posición 2 del anillo (LICHTENTHALER, 1990; RENDINA y FELTS, 1988). En la Figura 1 se muestran las estructuras químicas de los compuestos pertenecientes a esta familia que se han estudiado. En este trabajo se expone el estudio cinético de la degradación de cuatro herbicidas de la familia de las ciclohexanodionas (tepraloxydim, alloxydim, tralkoxydim y clethodim) (Figura 1) por cloro en forma de hipoclorito sódico. Los resultados preliminares fueron presentados en el Congreso de la Sociedad Española de Malherbologia (SANDÍN-ESPAÑA y col., 2003b).
Material y métodos
Patrones y disolventes
Los patrones analíticos de tepraloxidim (2-[(E)-1- [(E)-(3-cloroaliloxiimino]propil]-3-hidroxi-5-(4-tetrahidropiranil)- 2-ciclohexenona, 99,9 %) (Figura 1) fueron suministrados por BASF Ltd (Limburgerhof, Alemania). Los patrones de cletodim (2-[(E)- 1-[(E)-3-cloroalliloxiimino]propil]-5-(2-etilsulfanilpropil)- 3-hidroxi-2-ciclohexenona, 98 %) (Figura 1) fueron obtenidos de ChemService (West Chester, PA, USA). Los patrones de tralkoxidim (2- [(E)-1-(etoxiimino)propil]-3-hidroxi-5-(2,4,6-trimetilfenil)- 2-ciclohexenona, (99%)) y aloxidim (3- [(E)-1-(aliloxiimino)butil]-2-hidroxi-6,6-dimetil-4- oxo-3-ciclohexencarboxilato de metilo, 98 %) (Figura 1) fueron adquiridos de Dr. Ehrenstorfer (Augsburg, Alemania).
Todos los disolventes empleados para preparar las muestras en los estudios de degradación y durante el análisis cromatográfico fueron de grado HPLC. Como disolventes para la cromatografía líquida se emplearon acetonitrilo y agua de grado HPLC suministrados por Lab-Scan (Stillorgan, Co. Dublín, Irlanda). El ácido fórmico (grado analítico, 98%) fue obtenido de la casa comercial Panreac (Barcelona, España). Para los estudios de degradación se empleó agua de grado HPLC. Para reducir el cloro presente en las reacciones de degradación se adicionó tiosulfato sódico (Na2S2O3.5H2O), (Probus, España).
Se prepararon disoluciones patrón de 50 mg/L. Los patrones de tepraloxidim y cletodim se pesaron y se disolvieron en la mínima cantidad de acetonitrilo en un matraz aforado, enrasándose hasta el volumen deseado con agua. Las disoluciones estándar se almacenaron en la oscuridad a 4ºC y fueron usadas para preparar soluciones más diluidas para la calibración y para los estudios de degradación. Se comprobó que en estas condiciones, las disoluciones de E-tepraloxidim son estables durante 24 horas sin que tenga lugar isomerización o degradación.
Se comprobó que la estabilidad de las disoluciones estándar de cletodim en estas mismas condiciones era de al menos diez días. Los patrones de tralkoxidim se prepararon disolviéndolos en metanol debido a su baja solubilidad en agua y acetonitrilo. La preparación de soluciones más diluidas se realizó a partir de la solución de 50 mg/l añadiendo agua hasta el volumen deseado. Las disoluciones de tralkoxidim son estables al menos durante una semana a 4ºC en la oscuridad.
La disolución de aloxidim de 50 mg/l se pudo preparar directamente disolviéndolo en agua gracias a la alta solubilidad de este compuesto. Se comprobó que los patrones de aloxidim eran estables durante al menos dos meses a 4ºC en la oscuridad.
Equipos
El estudio cinético de la degradación de estos herbicidas se llevó a cabo mediante un cromatógrafo de líquidos con dos bombas (System Gold 126 Solvent Module) con detector ultravioleta de onda variable (200-290 nm) Beckman 166 e inyector automático (System Gold 508) con inyección de 50 ?L. Los datos cromatográficos fueron recogidos y analizados mediante el software Beckman System Gold. Los compuestos se separaron mediante una columna Nova-Pack C18 (150 x 3.9 mm, 4 ?m de partícula) suministrado por Waters (Milford, MA, USA).
Estudios de degradación en agua clorada
En este trabajo se ha estudiado la degradación que tiene lugar mediante el agente empleado en la desinfección del agua, hipoclorito sódico. Debido a que existen muchos factores que influyen en la degradación en un medio acuoso natural, como la presencia de los ácidos húmicos o complejos de sales metálicas (Fe+3, Cu+2...), que generalmente catalizan procesos de degradación, los experimentos se han realizado en agua de grado HPLC para estudiar el efecto aislado del cloro en estos herbicidas, de forma que otros factores no interfieran en los resultados.
Así, se realizaron una serie de ensayos previos que permitieron estimar el porcentaje de degradación de cada herbicida según el tiempo de contacto con el cloro, proporcionando la información necesaria para planificar la duración de los experimentos y los intervalos a los cuales debía detenerse la reacción. Se empleó una concentración inicial de herbicida de 10 ppm, que permite seguir directamente la cinética de degradación mediante la inyección directa de la muestra en el cromatógrafo de líquidos.
Las soluciones acuosas de hipoclorito sódico se prepararon de acuerdo con la concentración medida en Cl2, a partir de la solución madre y se valoraron por yodimetría. La proporción empleada desinfectante/herbicida fue tal que el exceso de desinfectante permitiera asegurar condiciones de cinética de pseudo-primer orden y se empleó un gran exceso del agente reductor tiosulfato sódico, para garantizar la reducción del cloro y, por lo tanto, la detención inmediata de la reacción. Las reacciones que tienen lugar entre los herbicidas y el hipoclorito sódico fueron estudiadas empleando una proporción herbicida:desinfectante 1:10 (mol/mol).
Para ello se dispusieron en viales independientes 500 ml de la disolución de herbicida a los que se les adicionaron alícuotas de 500 mL de desinfectante. Se adicionaron alícuotas de 100 ml (100 mM) de tiosulfato sódico, para detener la reacción a diferentes intervalos de tiempo, obteniéndose de esta manera diferentes viales con el herbicida degradado a diferentes tiempos. Dichos viales fueron encapsulados inmediatamente después de la detención la reacción para evitar pérdidas por evaporación. Como tiempo inicial de la reacción se tomó el momento en que se adicionó la alícuota de desinfectante y como tiempo final el momento en que se adicionó la alícuota del agente reductor.
En el caso del tepraloxidim y el tralkoxidim las soluciones se prepararon en el momento de realizar los experimentos ya sea para el calibrado o para la realización de los estudios cinéticos debido a su baja estabilidad. Una disolución de 1 ppm de tepraloxidim en CH3CN:H2O, 40:60 a 20ºC se degradó un 50% a las 7 horas.
En el caso del tralkoxidim, una disolución de 1 ppm en CH3OH se degradó un 5% después de 4 días a 4ºC en la oscuridad. Las soluciones acuosas de hipoclorito sódico fueron preparadas en términos de Cl2. Las soluciones de hipoclorito sódico (0,14 mM) utilizadas para los estudios de degradación se prepararon en el momento de realizar el ensayo. Las reacciones fueron llevadas a cabo bajo condiciones experimentales controladas; temperatura de 25 ± 2º y pH 9. En todos los experimentos se realizaron tres muestras blanco: - 500 ?l herbicida + 600 ?l agua de grado HPLC.
De esta forma se controla una posible degradación del herbicida por otros procesos que no sean debidos a la acción del cloro como fotodegradación o hidrólisis. Esta muestra control se analizó al principio y final del experimento cinético. - 500 ?l herbicida + 100 ?l tiosulfato sódico + 500 ?l agua de grado HPLC. Esta muestra control se realiza para comprobar que no existe efecto del agente reductor sobre el herbicida. - 100 ?l tiosulfato sódico +1 ml agua de grado HPLC. Esta muestra control se realiza para comprobar que el tiosulfato sódico no produce efectos de matriz interfiriendo con el herbicida ni con ningún producto de degradación.
Para el análisis cromatográfico se tomaron 50 ?L de muestra después de detener la reacción y se inyectaron por duplicado en el sistema cromatográfico. El flujo fue en todos los casos de 1 mL/min. La fase móvil fue acetonitrilo/agua con un 0,1% de ácido fórmico. Para los estudios cinéticos, la concentración de los herbicidas fue calculada por comparación del área de los picos con aquellas obtenidas de las soluciones estándar.
La calibración externa se realizó inyectando las soluciones estándar de concentración conocida en el cromatógrafo de líquidos en las mismas condiciones.
Ajuste a cinética de primer orden y cálculo de vidas medias
La degradación de los herbicidas se estudió asumiendo una cinética de pseudo-primer orden, descrita por la ecuación:
C = Co e ?k t [1]
donde Co es la concentración inicial del herbicida (mg/L), C es la concentración alcanzada (mg/L) a tiempo t (s, min o h) y k es la constante de degradación de pseudoprimer orden (s-1, min-1 o h-1).
Para cada experimento calcularon las constantes de degradación y los coeficientes de correlación (r2). Las vidas medias (t%) de los compuestos estudiados se calcularon a partir de la constante de degradación k según la ecuación:
t % = ln 2/k
Los parámetros k y Co se obtuvieron mediante regresión no lineal de las concentraciones medidas a diferentes tiempos con la ecuación [1]. Para ello, se empleó el paquete de software Statgraphics Plus.
Resultados y discusión
Las condiciones cromatográficas empleadas para el estudio cinético de degradación de cada herbicida así como el tiempo de retención obtenido se muestra en la Tabla 1. Para conocer la concentración de los herbicidas en cada momento del estudio cinético se calcularon las rectas de calibración entre 1 y 10 ppm (n = 5), (Tabla 2).
Estudio cinético de degradación de tepraloxidim
Se analizaron los blancos para comprobar que no existían interferencias en la elución. Se obtuvo una constante cinética k = de 0,31 ± 0,02 s-1, un tiempo de vida media t1/2 = 2,33 ± 0,3 s y un índice de correlación r2 = 0,94 (Figura 2). En ningún caso se detectaron productos de degradación, posiblemente debido al hecho de que todos los enlaces insaturados de la molécula de tepraloxidim desaparecen durante la degradación y los posibles productos de degradación oxidados o clorados son transparentes a la radiación ultravioleta.
Estudios cinéticos de degradación de tralkoxidim
Un primer estudio cinético de degradación con hipoclorito mostró una degradación muy rápida del tralkoxidim, ya que en 5 segundos se degradó el 97%. También se observó que la degradación de tralkoxidim da lugar a varios productos de degradación minoritarios que con el método cromatográfico existente no era posible discriminar. Para el estudio de la cinética se tomaron muestras entre 0 y 10 segundos. En la Figura 3 se muestra la cinética de degradación. La línea continua representa el mejor ajuste a la ecuación cinética de pseudoprimer orden.
Los blancos no mostraron interferencias con la elución del tralkoxidim ni los productos de degradación. A partir de los resultados obtenidos experimentalmente, y teniendo en cuenta las ecuaciones descritas se calculó una constante cinética de 0,71 ± 0,04 s-1 y un tiempo de vida media de 0,097 ± 0,11 s con un coeficiente de determinación r2 = 0,98. Se pone de manifiesto que los datos se ajustan bien a la ecuación cinética de pseudo-primer orden.
Estudio cinético de degradación de cletodim
La degradación con hipoclorito sódico se estudió tomando muestras entre 0 y 210 segundos. Las muestras se analizan según el procedimiento cromatográfico descrito en la Tabla 1. En un primer lugar se analizan los tres blancos.
Durante el desarrollo del experimento, en ausencia de oxidante no se observó degradación en el blanco del herbicida. La primera reacción que se analizó fue la detenida a los 0,7 segundos. Se observó que el cletodim se había degradado por completo, dando lugar a un único producto de degradación.
Estudio cinético de degradación de aloxidim
Se ha estudiado la reacción de aloxidim con hipoclorito sódico con sucesivas muestras. A pesar de que el aloxidim se degradaba de forma relativamente rápido (Figura 4), se observó la aparición de varios productos de degradación uno de ellos mayoritario que aparecía desde la etapa inicial de su degradación. En el análisis de las muestras blanco se observó que el aloxidim no se vió alterado por otros procesos de degradación durante el desarrollo del experimento y que el tiosulfato sódico no interfería en la detección del aloxidim ni sus productos de degradación.
En la Figura 4 se representa la cinética de degradación del aloxidim con hipoclorito sódico. La constante de degradación obtenida fue de 2,04 ± 0,05 min-1 y un tiempo de 0,35 ± 0,02 min, con un coeficiente de determinación, r2 = 0,99. A la vista de los resultados obtenidos de este estudio, se puede concluir que los herbicidas ciclohexanodionas estudiados se degradan de manera muy rápida en agua clorada con hipoclorito sódico por lo que prácticamente excluye cualquier posible contaminación de estos compuestos en el agua potable.
Sin embargo, en los productos generados a partir de su degradación y que son mayoritarios en el caso del cletodim y del aloxidim no se conoce su posible toxicidad cuando se emplea hipoclorito como método de desinfección. Actualmente, la identificación de estos productos de degradación se están estudiando en nuestro grupo. Paralelamente, de estos resultados se pueden extraer las siguientes conclusiones : - La disminución de eficacia de estos herbicidas cuando se emplean con agua clorada puede deberse a que se degradan en menos de dos minutos - Los residuos de cloro en agua destilada en ensayos de laboratorio con estas ciclohexanodionas pueden dar lugar a resultados erróneos debido a su degradación.
Agradecimientos. Este trabajo forma parte del proyecto de investigación RTA 01-034 del Instituto Nacional de Investigación y Tecnología Agraria. La doctora Pilar Sandín fue becaria predoctoral del INIA durante la realización de este estudio.
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