69 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 Luciana de Castro Nascimento Engenheira Ambiental, Universidade Federal do Tocantins (UFT) – Palmas (TO), Brasil. Liliana Pena Naval Professora coordenadora do Laboratório de Saneamento Ambiental, Universidade Federal do Tocantins (UFT) – Palmas (TO), Brasil. Endereço para correspondência: Liliana Pena Naval – Laboratório de Saneamento Ambiental, Universidade Federal do Tocantins – Avenida NS 15, 109 Norte Bloco 2, Sala 7 – CEP 77001-090 – Palmas (TO), Brasil – E-mail: liliana@mail.uft.edu.br Recebido em: 24/04/2019 Aceito em: 11/10/2019 RESUMO A expansão das fronteiras agrícolas tem promovido o aumento de áreas cultivadas e uso de agrotóxicos, e inquietações quanto ao destino destes tem sido manifestadas, sobretudo pela exposição a que são submetidos os corpos hídricos. Admitindo-se a preocupação, objetivou-se avaliar o grau de toxicidade, determinado pelo uso dos agrotóxicos glifosato, atrazina e imidacloprido, em organismos indicadores de qualidade da água. Para isso, realizaram-se testes de sensibilidade e definitivos empregando-se dafinídeos (Daphnia magna). Os testes de sensibilidade apresentaram concentração efetiva (CE 50 ) de 0,77 mg.L-1, atestando sua utilização e o preconizado pela ISO 6341. Para os testes definitivos e concentrações testadas, foi encontrada CE 50 para o glifosato de 27,4 mg.L-1, para a atrazina CE 50 de 8,1 mg.L-1 e para o imidacloprido 217,1 mg.L-1. Como efeito deletério, observou-se que, após os testes, os organismos imóveis apresentaram deformações nas carapaças e no tubo digestivo. Entre as propriedades mais agressivas dos agrotóxicos, destacou-se sua miscibilidade. Palavras-chave: herbicida; inseticida; bioindicadores; toxicologia. ABSTRACT The expansion of agricultural frontiers has promoted the increase of cultivated areas and the use of agrochemicals; concerns about their destination have been manifested, mainly by the exposure to which water bodies are submitted. Admitting the concern, the objective was to evaluate the degree of toxicity, determined by the use of pesticides glyphosate, atrazine and imidacloprid, in organisms that indicate water quality. For this, sensitivity and d/efinitive tests were carried out using dafinids (Daphnia magna). Sensitivity tests showed an EC50 of 0.77 mg.L-1, attesting to its use and that recommended by ISO 6341. For the final tests and concentrations tested, an EC50 was found for glyphosate of 27.4 mg.L-1, for atrazine an EC50 of 8.1 mg.L-1 and 217.1 mg.L-1 for imidacloprid. As a deleterious effect, it was observed that after the tests, the immobile organisms presented deformations in the carapaces and in the digestive tract. Among the properties of the most aggressive pesticides, their miscibility was highlighted. Keywords: herbicide; insecticide; environmental bioindicator; toxicology. DOI: 10.5327/Z2176-947820190466 TOXICIDADE DETERMINADA PELO USO DOS AGROTÓXICOS EM ORGANISMOS INDICADORES DE QUALIDADE DA ÁGUA TOXICITY DETERMINED BY THE USE OF AGROCHEMICALS IN ORGANISMS INDICATORS OF WATER QUALITY https://orcid.org/0000-0001-8426-1563 http://orcid.org/0000-0002-7790-3246 mailto:liliana@mail.uft.edu.br Nascimento, L.C.; Naval, L.P. 70 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 INTRODUÇÃO Ao longo das últimas décadas, o aumento de áreas cul- tivadas e do uso de agrotóxicos vem se tornando mo- tivo de inquietação e preocupação quanto ao destino destes no ambiente (RIBEIRO et al., 2007). Os manan- ciais, tanto superficiais quanto subterrâneos, estão ex- postos aos agrotóxicos aplicados. Quando se trata de produção agrícola, o Brasil ganha lugar de destaque, tendo em vista que o próprio modelo de agricultura adotado induz a um desenvolvimento voltado para ga- nhos de produtividade. Os impactos gerados afetam tanto o meio ambiente quanto a saúde humana, os quais têm sido desprezados, bem como a contamina- ção dos recursos ambientais (FERREIRA, 2014). O ambiente, ao receber material biológico ou substân- cias químicas por processos de despejo e/ou lixiviação, poderá sofrer ações de degradação, em alguns casos, de forma irrever sível (KHATRI; TYAGI, 2015). Muitos desses processos podem levar à morte da biota aquática, que- bras nas cadeias tróficas, a eutrofização dos corpos hí- dricos e ainda inviabilizar ou comprometer os diversos usos da água, além de ocasionar desequilíbrios ecoló- gicos e biológicos, como, por exemplo, a contaminação de aquíferos e lençóis freáticos. Caso a contaminação se dê por agrotóxicos, considerar o grau de persistência dos contaminantes é relevante. Em geral, os pesticidas podem persistir no ambiente por longos períodos, po- dendo ser bioacumuláveis, tóxicos e persistentes. A presença de glifosato em águas subterrâneas foi ve- rificada, principalmente em regiões produtoras de soja (MERCURIO et al., 2014). O glifosato (N- ( fosfonometil) glicina) é um herbicida de amplo espectro, sendo o mais utilizado (OSTEN; DZUL-CAAMAL, 2017). Cultivares ge- neticamente modificados, com resistência ao glifosato, como é o caso da soja, levam ao uso indiscriminado desse agrotóxico, porque a dependência transgênica de sementes-glifosato não pode ser separada. O gli- fosato apresenta como principais metabólitos o ácido aminometilfosfônico (AMPA) e o glioxilato. A presença do AMPA na atmosfera (BATTAGLIN et al., 2014), em águas superficiais (COUPE et al., 2012), se- dimentos (RONCO et al., 2016) e águas subterrâneas rasas (VAN STEMPVOORT et al., 2016) tem sido obser- vada. A exposição ao agrotóxico pode ter efeitos como irri- tação da pele, falta de ar, espasmos musculares e pro- blemas genéticos (USEPA, 2017). Estudos indicam uma correlação entre o glifosato e os riscos genotóxicos, hor- monais, enzimáticos (DARUICH et al., 2001; RICHARD et al., 2005), reprodutivos (MARC et al., 2002) e ainda apresenta associação positiva com a indução de tumo- res e, por isso, foram classificados como provavelmente carcinogênicos para seres humanos (IARC, 2015). Outros agrotóxicos cujo uso é comum são a atrazina e o imidacloprido. A atrazina possui moderada mobili- dade e elevada persistência no solo (os valores variam entre 100 a 124 Koc) (DORES; DE-LAMONICA-FREIRE, 2001), assim como o imidacloprido, também caracteri- zado com mobilidade moderada, entre 132 a 310 Koc (CDPR, 2016). Esses fatores contribuem para a acumu- lação a níveis contaminantes, tanto na superfície quan- to em profundidade nos solos, potencialmente atingin- do águas superficiais e subterrâneas (LIU et al., 2016; PROSEN, 2012). Destaca-se que o imidacloprido apresenta alta variabi- lidade no solo (KURWADKAR et al., 2013), a meia-vida está entre 28 e 1.250 dias, e a perda em áreas agrícolas, em geral, dá-se por meio da degradação ou lixiviação nas águas (GOULSON, 2013). Imediatamente após a aplicação, pode ocorrer a lixiviação dos neonicotinóides (classe de inseticidas a que pertence o imadacloprido), de modo que níveis significativos podem ser previstos nas águas subterrâneas, particularmente se houver chuvas fortes nesse momento (THUYET et al., 2012). Essas alterações podem ser verificadas por meio da determinação da concentração dos diferentes compos- tos presentes no ambiente, que normalmente se dá por análises físicas, químicas e microbiológicas, mas se pode ainda empregar bioindicadores (PARMAR et al., 2016; TSYGANKOV et al., 2017) na busca de repostas mais precisas e rápidas, os quais se mostram eficazes e são usados cada vez mais frequentemente (HOLT; MILLER, 2010; ARRAES; LONGHIN, 2012). A indicação dos fatores ambientais bióticos ou abióticos por meio de sistemas biológicos é o que se pode chamar de bioin- dicação, em que cada sistema biológico — organismo, população, comunidade — tem a capacidade de res- ponder, de maneira direta ou indireta, a efeitos sobre o meio, sejam eles naturais, antrópicos ou modificados antropicamente (BIANCHI et al., 2010). Em razão, prin- cipalmente, do seu ciclo de vida, da alta sensibilidade Toxicidade determinada pelo uso dos agrotóxicos em organismos indicadores de qualidade da água 71 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 apresentada nas primeiras fases de desenvolvimento e da moderada tolerância à variabilidade ambiental (HOLT; MILLER, 2010), o uso de invertebrados aquáti- cos em testes de toxicidade fornece um importante su- porte na determinação de impactos químicos no meio ambiente (GHERARDI-GOLDSTEIN et al., 1990). Os microcrustáceos de água doce, como a Daphnia magna (Cladocera, Crustacea), que, na fase adulta, atinge de 5 a 6 mm de tamanho, têm sido amplamen- te utilizados como indicador biológico em estudos de controle da qualidade da água (LE et al., 2016) e em testes de toxicidade na avaliação de efluentes, porque eles têm alta sensibilidade, disponibilidade e abundân- cia, tem ciclo de vida curto (cerca de 60 dias, a partir desse ponto a taxa reprodutiva diminui e a mortalidade aumenta), alta fecundidade, reproduzem-se por parte- nogênese (reprodução assexuada, da qual originam-se apenas fêmeas) e apresentam facilidade de cultivo em laboratório. São ainda considerados como padrão internacional para testes de toxicidade aguda (KNIE; LOPES, 2004). O presente estudo objetivou, em virtude da eficiência do microcrustáceo como indicador de qualidade am- biental, avaliar o grau de toxicidade aguda em dafiní- deos, determinada pelo uso de três agrotóxicos: o gli- fosato, a atrazina e o imidacloprido. MATERIAIS E MÉTODOS Para avaliar os efeitos dos agrotóxicos, foram adotados microcrustáceos da espécie Daphnia magna como in- dicadores biológicos, por serem mais apropriados para o monitoramento da realidade local. Os organismos fo- ram mantidos em condições controladas — câmaras de germinação com luminosidade difusa e fotoperíodo de 18 horas de luz e 6 horas de escuro, sendo a temperatu- ra de 20 ± 2°C, conforme a NBR 12713 da ABNT (2009). Cultivo dos organismos Os organismos foram cultivados em dois meios: o meio básico, contendo os sais essenciais, caracterís- ticos da água natural — cálcio (CaCl 2 .2H 2 O), magné- sio (MgSO 4 .7H 2 O), potássio (KCl), sódio (NaHCO 3 ) —, e o meio M4, contendo elementos-traço e vitaminas. Esses meios apresentam diferentes concentrações e tipos de nutrientes, proporcionando condições nu- tricionais adequadas, aumentando as chances de desenvolvimento dos organismos-teste (ELENDT; BIAS, 1990). As águas de cultivo (utilizadas para manutenção das culturas dos dafinídeos) e de diluição (usadas no pre- paro das soluções-estoque e soluções-teste) foram preparadas a partir de soluções feitas previamente com pH entre 7,6 e 8,0 e dureza total entre 175mg e 225mg CaCO 3 /L. Tais águas preparadas foram aeradas por um período de 12 a 24 horas — tempo suficiente para que o pH se estabilizasse e o oxigênio dissolvido atingisse saturação. As daphnias foram alimentadas com algas da espécie Scenedesmus subspicatus (ABNT, 2009). Estudo das alterações estruturais e comportamentais As alterações estruturais e comportamentais dos bioen- saios foram obtidas por meio da observação em estereo- microscópio com câmera acoplada (da marca Allition) e a olho nu, respectivamente. Foram considerados imóveis: organismos aparentemente mortos, incapazes de nadar na coluna d’água até 15 segundos após leve agitação do recipiente, e os que ficaram flutuando na superfície, ain- da que apresentando movimento (KNIE; LOPES, 2004). O percentual de imobilidade foi observado para cada concentração testada e, ao final, determinou-se a con- centração efetiva (CE 50 ), que é baseada na mortalidade de 50% dos indivíduos expostos (GHERARDI-GOLDS- TEIN et al., 1990). Empregou-se o software da Micro- soft Office Excel (2013) para a realização do cálculo da CE 50 . Testes de sensibilidade e definitivo Para realização dos testes, fêmeas adultas de D. magna foram separadas um dia antes da realização do teste utilizando-se peneiras de aço inox. No dia, foram utili- zados neonatos de 2 a 26 horas de vida (ABNT, 2009). Nascimento, L.C.; Naval, L.P. 72 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 Foram realizados dois tipos de testes: os testes de sensibilidade, com duração de 24 horas, a fim de verificar se o bioindicador apresentava ou não con- dições de serem empregados na realização do traba- lho, e os testes definitivos, de 48 horas, utilizando os agrotóxicos. Para o teste de sensibilidade, foi utilizado o dicroma- to de potássio, que é a substância de referência esta- belecida pela ISO 6341 (ISO, 2012). Essa norma indica valores limites de sensibilidade entre 0,6 e 1,7 mg.L-1 de CE 50 em 24 horas. Foram realizadas quadruplicatas de seis concentrações diferentes (0,3; 0,5; 0,75; 0,95; 1,1 e 1,35 mg.L-1), obtidas a partir da solução padrão de concentração igual a 100 mg.L-1. Para realização dos testes, utilizou-se para cada concentração dez neona- tos de daphnias. Nos testes definitivos, utilizaram-se os seguintes agro- tóxicos: o herbicida de nome comercial Atanor 48®, contendo o princípio ativo glifosato (glifosato a 48%); o herbicida Herbogex A500®, contendo a atrazina a 50% como princípio ativo e o inseticida de nome co- mercial Evidence 700 WG®, contendo o princípio ativo imidacloprido (imidacloprido a 70%). Esses agrotóxicos foram escolhidos com base em um levantamento dos mais importantes comercializados na área estudada, levando em consideração o potencial de contaminação e a classe toxicológica (SOUSA; NAVAL, 2013). Tais agrotóxicos foram adotados no estudo porque o glifosato apresenta alto potencial de transporte tanto dissolvido em água quanto associado ao sedimento, indicando potencial risco tanto para água subterrânea quanto superficial. A atrazina e o imidacloprido apre- sentam alto potencial de transporte em água e médio potencial em transporte em sedimento. Foram realizados dez testes, as concentrações utiliza- das foram obtidas por meio de testes prévios e aleató- rios, até que fosse obtido um intervalo de concentra- ções (Tabela 1), desde as que não fossem capazes de provocar reações nos bioensaios até as que causassem morte total ou quase total dos indivíduos utilizados nos testes. Os testes foram realizados em recipientes acrílicos de 200 mL, com 20 mL da solução-teste em cada um de- les. Com o auxílio de uma pipeta plástica, foram colo- cadas 10 daphnias em cada recipiente, os quais foram cobertos com papel-alumínio, a fim de evitar contami- nação por agentes químicos presentes no ar e, em se- guida, foram colocados em uma bandeja e encaminha- dos para a incubadora a 20°C. Essas permaneceram no Testes Concentrações (mg.L-1) com base na substância comercial Glifosato Atrazina Imidacloprido 1 9,6 0,5 80 2 16,8 1,5 110 3 19,2 3,0 150 4 21,6 5,5 190 5 24,0 7,0 220 6 26,4 8,5 250 7 31,2 10 270 8 33,6 11 300 9 38,4 12,5 325 10 48,0 15 350 Tabela 1 – Concentrações dos agrotóxicos empregados nos testes definitivos para determinar a toxicidade em indicadores da qualidade da água (Daphnia magna). Toxicidade determinada pelo uso dos agrotóxicos em organismos indicadores de qualidade da água 73 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 escuro e sem alimentação por um período de 48 horas (ABNT, 2009; KNIE; LOPES, 2004). Os testes de sensibilidade utilizando o dicromato de potássio (K 2 CrO 4 ) obtiveram uma CE 50 de 0,77 mg L-1 após exposição de 24 horas, mostrando que os orga- nismos-teste utilizados se encontravam em condições adequadas para a execução dos ensaios definitivos com os agrotóxicos (Figura 1), uma vez que a ISO 6341 (ISO, 2012) indica valores limites de sensibilidade entre 0,6 mg L-1 e 1,7 mg.L-1 de CE 50 em 24 horas. A determinação da classe de toxicidade dos agrotóxicos foi feita baseada na tabela proposta por Zucker (1985). Com base nela, foi possível saber em qual classe esta- vam adotando o valor da CE 50 encontrado (Tabela 2). Tabela 2 – Classe de toxicidade aguda de agrotóxicos para organismos aquáticos, segundo Zucker (1985). Classe de Toxicidade CE 50 (mg L-1) Extremamente tóxico < 0,1 Altamente tóxico 0,1 a 1,0 Moderadamente tóxico > 1,0 e < 10 Ligeiramente tóxico > 10 e < 100 Praticamente não tóxico > 100 Figura 1 – Imobilidade da Daphnia magna, exposta a diferentes concentrações de dicromato de potássio, e (CE 50 ) . In di ví du os im óv ei s (% ) 100 90 80 70 60 50 40 30 0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4 1,6 20 10 0 Concentração de dicromato de potássio (mg.L-1) CE 50 = 0,77 mg.L-1 y = 73,051x – 6,5174 R2 = 0,9471 Nascimento, L.C.; Naval, L.P. 74 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 RESULTADOS E DISCUSSÃO Nos ensaios definitivos utilizando os agrotóxicos, pri- meiramente foram observadas alterações comporta- mentais e estruturais. Os que sobreviveram aos testes não apresentaram alterações na estrutura física e nem na forma de natação. Os imóveis permaneciam no fun- do dos recipientes e paralisados. Estes apresentaram modificações na morfologia (Figura 2), com deforma- ções nas carapaças (distorção do formato original, apa- rência espalhada causando impressão de aumento de tamanho) e também no tubo digestivo, que se encon- trava interrompido (Figura 2). Fuzinatto (2009), utili- zando o mesmo microcrustáceo, observou o encurta- mento da espinha caudal como alteração na estrutura física. Quanto às CE50 encontradas, notou-se que, com o au- mento das concentrações dos agrotóxicos, se tinha proporcionalmente o aumento na imobilidade dos or- ganismos. Os resultados para os valores de CE 50 encon- trados estão expostos na Figura 3. Observa-se, na Figura 3A, que, para a concentração de 9,6 mg.L-1 do herbicida glifosato, não houve ne- nhum registro de morte. Para concentrações acima de 38,4 mg.L-1, tem-se um valor percentual alto de imobilidade das daphnias (83,3%) e, para os organis- mos testados com a concentração 48,0 mg L-1, o efeito é deletério. A CE 50 encontrada foi de 27,4 mg L-1. Pode-se dizer que esse é um herbicida ligeiramente tóxico, conforme a classificação proposta por Zucker (1985). Estudos an- teriores sobre a toxicidade aguda do glifosato, para o mesmo microcrustáceo de água doce, encontraram valores de CE 50 de 32 μg L-1 (BASTOS, 2013) e CE 50 de 12 μg L-1 utilizando o herbicida glifosato Roundup®, cuja formulação é mais tóxica (SARIGUL; BEKCAN, 2009), ou seja, valores abaixo do encontrado, podendo-se supor que o glifosato Atanor 48® apresenta formulação me- nos tóxica do que os utilizados pelos outros autores, necessitando assim de uma maior concentração até que provoque perturbação que acarrete a morte dos indivíduos-teste. Para a concentração mínima testada de 0,5 mg L-1 ( Figura 3B), observou-se que a concentração exami- nada provoca leve efeito nos organismos, enquanto a concentração máxima de 15 mg L-1 causa 96% de imobi- lidade, quase que a totalidade dos neonatos utilizados nos testes com o herbicida Herbogex A500®, cujo prin- Figura 2 – Alterações estruturais em Daphnia magna com base em bioensaios que foram submetidos aos testes definitivos, em que se utilizou o herbicida contendo o princípio ativo glifosato, o herbicida atrazina e o inseticida imidacloprido. Antes Depois Toxicidade determinada pelo uso dos agrotóxicos em organismos indicadores de qualidade da água 75 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 Figura 3 – Imobilidade da Daphnia magna, exposta a diferentes concentrações de glifosato (A), atrazina (B), imidacloprido (C); e concentração efetiva (CE 50 ) . 100 90 80 70 60 50 40 30 0 10 20 30 40 50 60 20 10 0 In di ví du os im óv ei s (% ) Concentração de glifosato (mg.L-1) A y = 2,6906x - 23,674 R2 = 0,965 CE 50 = 27,4 mg.L-1 0 2 4 6 8 10 12 14 16 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 In di ví du os im óv ei s (% ) Concentração de atrazina (mg.L-1) B y = 6,5325x - 3,0673 R2 = 0,9897 CE 50 = 8,1 mg.L-1 50 100 150 200 250 300 350 400 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 In di ví du os im óv ei s (% ) Concentração de imidacloprido (mg.L-1) C y = 0,3687x - 30,066 R2 = 0,9861 CE 50 = 217,1 mg.L-1 Nascimento, L.C.; Naval, L.P. 76 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 cípio ativo é a atrazina. A CE 50 obtida foi de 8,1 mg L-1, podendo-se afirmar que é moderadamente tóxico, conforme classificação de toxicidade aguda de agroquí- micos para organismos aquáticos proposta por segun- do Zucker (1985). Em estudos conduzidos por Moreira et al. (2014), foi obtido o valor de 50,4 mg L-1 para o mesmo princípio ativo, porém a marca comercial uti- lizada foi o herbicida atrazina Atanor SC®. Utilizando o mesmo microcrustáceo, encontrou-se também na lite- ratura uma CE 50 para a atrazina de 26,9 mg L-1 (FREITAS; ROCHA, 2012). Para o inseticida imidacloprido, a concentração de 80 mg L-1, mesmo sendo a mais baixa, apresenta efei- to de mortalidade sobre as daphnias, enquanto a de 350 mg L-1 é causadora da mortandade de 100% da população exposta ao agente químico (Figura 3C). Encontrou-se CE 50 de 217,1 mg L-1, apontando ser prati- camente não tóxico (ZUCKER, 1985). De modo geral, para Daphnia magna, a concentração efetiva média (CE 50 ) — baseada na mortalidade de 50% dos indivíduos expostos — obtida neste estudo para os três agrotóxicos difere dos resultados encontrados em outros estudos (MOREIRA et al., 2014; BASTOS, 2013; IEROMINA et al., 2014; FREITAS; ROCHA, 2012; SARI- GUL; BEKCAN, 2009). Isso corrobora o fato de que a uti- lização de agrotóxicos de marcas comerciais distintas proporciona diferentes resultados. Especificamente no caso da atrazina (FOLT et al., 1999; MAYASICH et al., 1987), os efeitos tóxicos po- dem aumentar com o aumento da temperatura, sen- do assim, as diferenças de CE50 devem ser tratadas com cuidado, pois podem sofrer variações. Outro fa- tor que pode ser levado em consideração é a even- tual utilização de indivíduos com sensibilidades dife- rentes, ou ainda a condições de cultura e de ensaios distintas no que diz respeito ao fotoperíodo, tempe- ratura, dureza, tempo de exposição e a composição do meio de cultura. O glifosato e o imidacloprido são toxicologicamen- te classificados como pouco e moderadamente tó- xico (ANVISA, 2019), no entanto destaca-se que, tratando-se de efeitos ambientais, são perigosos e representam riscos (EVIDENCE, 2011). Apesar de o glifosato ser pouco tóxico, ele é utilizado em gran- de escala, o que se torna um agravante. O glifosato é o ingrediente ativo mais comercializado no Brasil ( REBELO et al., 2010). A propriedade física que se pode salientar é a sua miscibilidade. Esse agrotóxico é totalmente miscível em água, quando se encontra em condições ambientais de temperatura e pressão adequadas, e apresenta alto transporte tanto em água (altamente hidrossolúvel) quanto em sedimen- to. Essa capacidade de misturar-se na água permi- te-lhe ser apontado como potencial poluidor am- biental. Isso implica dizer que é necessária atenção e cuidado quanto à sua aplicação e uso excessivo, por apresentar potencial risco de contaminação às águas superficiais e subterrâneas. A atrazina apresenta uma hidrólise ácida ou alcalina que produz um de seus mais abundantes produtos de degradação, a hidroxiatrazina (ESSER et al., 1985). É pouco miscível em água e a solubilidade se vê au- mentada em soluções cujo pH é menor que 2,0. Quanto ao imidacloprido, sua solubilidade é conside- rada dispersível em água. No entanto, trata-se de um princípio ativo bastante comercializado (SOUSA; NA- VAL, 2013). Os riscos são evidenciados em estudos realizados pela Agência de Proteção Ambiental (EPA, 1994), os quais mostram que o imidacloprido pode apresentar tempo de meia-vida em solos superior a um ano e elevado potencial de contaminação de águas superficiais e subsuperficiais. Considerando os evidentes riscos à biota causados pela presença de agrotóxicos, os Estados Unidos e a Europa estabeleceram regulamentos (USEPA, 2007; EUROPEAN UNION, 2009) para o seu registro, exigindo que o destino ambiental e os dados de ecotoxicidade sejam fornecidos para os metabólitos. A avaliação do risco ecológico é necessária, usando os dados de des- tino e ecotoxicidade do ambiente para cada compos- to, tomando-se em conta as orientações de risco dos agrotóxicos para organismos aquáticos (EFSA, 2013; USEPA, 2004). A avaliação do risco sobre um microrganismo aquáti- co, por meio da presença de um metabólito, deve ser realizada quando o metabólito: contiver um toxicóforo, for formado rapidamente de um composto original no ambiente e/ou ser mais hidrofóbico que o composto original (IWAFUNE, 2018). A avaliação de risco para os metabólitos é recomendada quando a toxicidade para organismos aquáticos for semelhante ou superior à do composto original (IWAFUNE, 2018). Toxicidade determinada pelo uso dos agrotóxicos em organismos indicadores de qualidade da água 77 RBCIAMB | n.53 | set 2019 | 69-80 - ISSN 2176-9478 CONCLUSÕES Com base em bioensaios submetidos aos testes defi- nitivos para o herbicida glifosato (Atanor 48®), no que tange às CE 50 , à medida que a concentração desse agro- tóxico foi aumentada, houve aumento na imobilidade dos organismos, evoluindo para o efeito deletério. O glifosato (Atanor 48®) foi categorizado como ligeira- mente tóxico em função da CE 50 encontrada, associan- do-se à formulação menos tóxica. Nos testes com o herbicida Herbogex A500®, cujo princípio ativo é a atra- zina, a CE 50 indicou que esse princípio ativo é modera- damente tóxico. Para o inseticida imidacloprido, a con- centração empregada, mesmo sendo baixa, apresenta efeito de mortalidade sobre as daphnias, causando a mortandade de 100% da população exposta ao agente químico. No entanto, encontrou-se CE 50 indicando ser praticamente não tóxico, de acordo com a classificação proposta por Zucker (1985). Para o glifosato, observou-se a miscibilidade, o que ca- racteriza esse princípio ativo como altamente hidros- solúvel, o que o torna um potencial poluidor para as águas superficiais e subterrâneas. Quanto às alterações estruturais, como a deformação nas carapaças e a interrupção do tubo digestivo, elas fo- ram observadas nos dafinídeos quando submetidos aos testes, o que pode afetar a diversidade da biota aquática. REFERÊNCIAS AGÊNCIA NACIONAL DE VIGILÂNCIA SANITÁRIA (ANVISA). Publicada reclassificação toxicológica de agrotóxicos. ANVISA, 2019. Disponível em: . Acesso em: 3 set. 2019. ARRAES, A.I.O.M.; LONGHIN, S.R. Otimização de ensaio de toxicidade utilizando o bioindicador Allium cepa como organismo teste. Enciclopédia Biosfera, Goiânia, v. 8, n. 14, p. 1959, 2012. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). 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