ΤΜΗΜΑ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΚΑΙ ΦΥΣΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ

Transcript

1 ΤΜΗΜΑ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΚΑΙ ΦΥΣΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ ΜΕΛΕΤΗ ΑΝΘΕΚΤΙΚΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΜΕΤΑΦΟΡΑΣ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΤΟ ΣΥΣΤΗΜΑ ΕΔΑΦΟΣ-ΝΕΡΟ ΣΕ ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΕΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΕΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΩΝ ΦΥΤΩΝ ΜΑΝΤΖΟΣ ΝΙΚΟΛΑΟΣ Τεχνολόγος Γεωπονίας M.Sc. ΑΓΡΙΝΙΟ 2015

2 ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΚΑΙ ΦΥΣΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ ΜΑΝΤΖΟΣ ΝΙΚΟΛΑΟΣ Τεχνολόγος Γεωπονίας M.Sc. ΜΕΛΕΤΗ ΑΝΘΕΚΤΙΚΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΜΕΤΑΦΟΡΑΣ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΤΟ ΣΥΣΤΗΜΑ ΕΔΑΦΟΣ-ΝΕΡΟ ΣΕ ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΕΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΕΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΩΝ ΦΥΤΩΝ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ ΑΓΡΙΝΙΟ 2015

3 ΜΕΛΕΤΗ ΑΝΘΕΚΤΙΚΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΜΕΤΑΦΟΡΑΣ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΤΟ ΣΥΣΤΗΜΑ ΕΔΑΦΟΣ-ΝΕΡΟ ΣΕ ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΕΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΕΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΩΝ ΦΥΤΩΝ Διδακτορική διατριβή υποβληθείσα στο Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων του Πανεπιστημίου Πατρών Υπό ΜΑΝΤΖΟ ΝΙΚΟΛΑΟ για την Απόκτηση του Τίτλου του Διδάκτορα του Πανεπιστημίου Πατρών ΑΓΡΙΝΙΟ, ΜΑΡΤΙΟΣ 2015 i

4 ΜΕΛΕΤΗ ΑΝΘΕΚΤΙΚΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΜΕΤΑΦΟΡΑΣ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΤΟ ΣΥΣΤΗΜΑ ΕΔΑΦΟΣ-ΝΕΡΟ ΣΕ ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΕΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΕΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΩΝ ΦΥΤΩΝ Υπό ΜΑΝΤΖΟ ΝΙΚΟΛΑΟ Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων Πανεπιστήμιο Πατρών ΤΡΙΜΕΛΗΣ ΣΥΜΒΟΥΛΕΥΤΙΚΗ ΕΠΙΤΡΟΠΗ Κωνσταντίνου Ιωάννης (Επιβέπων) Αναπληρωτής Καθηγητής, Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων, Πανεπιστήμιο Πατρών Καλαβρουζιώτης Ιωάννης Αναπληρωτής Καθηγητής, Ελληνικό Ανοικτό Πανεπιστήμιο Μάνος Γεώργιος Καθηγητής, Τμήμα Τεχνολόγων Γεωπόνων, Τ.Ε.Ι. Ηπείρου ii

5 ΕΠΤΑΜΕΛΗΣ ΕΞΕΤΑΣΤΙΚΗ ΕΠΙΤΡΟΠΗ Κωνσταντίνου Ιωάννης (Επιβέπων) Αναπληρωτής Καθηγητής, Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων, Πανεπιστήμιο Πατρών Καλαβρουζιώτης Ιωάννης Αναπληρωτής Καθηγητής, Ελληνικό Ανοικτό Πανεπιστήμιο Μάνος Γεώργιος Καθηγητής, Τμήμα Τεχνολόγων Γεωπόνων, Τ.Ε.Ι. Ηπείρου Παπαδάκη Μαρία Χελά Δήμητρα Καθηγήτρια, Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων, Πανεπιστήμιο Πατρών Αναπληρώτρια Καθηγήτρια, Τμήμα Διοίκησης Επιχειρήσεων Αγροτικών Προϊόντων και Τρογίμων, Πανεπιστήμιο Πατρών Βλαστός Δημήτριος Επίκουρος Καθηγητής, Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων, Πανεπιστήμιο Πατρών Τσιάμης Γεώργιος Επίκουρος Καθηγητής, Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων, Πανεπιστήμιο Πατρών iii

6 ΠΡΟΛΟΓΟΣ Η παρούσα διατριβή με τίτλο «Μελέτη της ανθεκτικότητας και μεταφοράς επιλεγμένων παρασιτοκτόνων στο σύστημα έδαφος-νερό σε πειραματικές καλλιέργειες ενεργειακών φυτών» εκπονήθηκε στο Εργαστήριο Ρύπανσης και Τεχνολογιών Προστασίας Περιβάλλοντος του Πανεπιστημίου Πατρών, καθώς και στο Αγρόκτημα και το Εργαστήριο Φαρμακολογίας του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου. Σκοπός της διατριβής ήταν η μελέτη της συμπεριφοράς στο περιβάλλον (της παραμονής στο έδαφος, της επιφανειακής μεταφοράς μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος, της κατακόρυφης μεταφοράς σε πραγματικές συνθήκες στο πεδίο μέχρι βάθους 20 cm και της παραμονής υπολειμμάτων στα φυτά) παρασιτοκτόνων που έχουν λάβει έγκριση από το ΥΠΑΑΤ για χρήση στις καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Τα παρασιτοκτόνα που επιλέχθηκαν ήταν τα oxyfluorfen, quizalofopp-ethyl (ζιζανιοκτόνα για την καλλιέργεια ηλίανθου), metazachlor και quinmerac (ζιζανιοκτόνα για την καλλιέργεια ελαιοκράμβης), καθώς και το εντομοκτόνο cypermethrin. Επιπλέον ως στόχος της παρούσας διατριβής τέθηκε και η ανάπτυξη μιας αξιόπιστης μεθοδολογίας προσδιορισμού (εκχύλισης και χρωματογραφικής ανάλυσης) των παρασιτοκτόνων αυτών σε δείγματα εδάφους, απορρέοντος νερού και φυτικών ιστών ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Η διατριβή χρηματοδοτήθηκε κατά το μεγαλύτερο μέρος από την Πράξη «ΑΡΧΙΜΗΔΗΣ ΙΙΙ: Ενίσχυση ερευνητικών ομάδων στο ΤΕΙ Ηπείρου» με τίτλο «Μελέτη της παραµονής, της µεταφοράς επιλεγµένων παρασιτοκτόνων στο σύστηµα έδαφος-νερό, της αποτελεσµατικότητας τους και των επιδράσεων τους σε µικροοργανισµούς του εδάφους και την αυτοφυή χλωρίδα σε πειραµατικές καλλιέργειες ενεργειακών φυτών», που υλοποιήθηκε μέσω του Επιχειρησιακού Προγράμματος «Εκπαίδευση και Δια Βίου Μάθηση (Ε.Π.Εκ.Δι.Βι.Μ) », με συγχρηματοδότηση από την Ευρωπαϊκή Ένωση (Ευρωπαϊκό Κοινωνικό Ταμείο) και Εθνικούς πόρους μέσω του Προγράμματος Δημοσίων Επενδύσεων. Το θέμα της διατριβής υποδείχθηκε από τον Αναπληρωτή Καθηγητή του Πανεπιστημίου Πατρών κ. Κωνσταντίνου Ιωάννη, ο οποίος είχε και την επίβλεψή της. Θα ήθελα να του εκφράσω τις θερμές μου ευχαριστίες για τη συνεχή καθοδήγηση και παρακολούθηση του θέματος, την επιστημονική βοήθεια και τις iv

7 υποδείξεις που μου παρείχε, καθώς και για το γενικότερο ενδιαφέρον του, την ηθική συμπαράσταση, όποτε χρειάστηκε, και την υπομονή του. Επίσης οφείλω να ευχαριστήσω τον Καθηγητή του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου κ. Μάνο Γεώργιο που ως μέλος της Συμβουλευτικής επιτροπής συνέβαλε σε μεγάλο βαθμό στην πραγματοποίηση της διατριβής τόσο μέσω των υποδείξεων και συμβουλών του, όσο και μέσω της γενικότερης στήριξης που παρείχε στο όλο εγχείρημα. Ευχαριστώ τον κ. Καλαβρουζιώτη Ιωάννη Αναπληρωτή Καθηγητή του Ε.Α.Π. μέλος της Συμβουλευτικής επιτροπής για τις εύστοχες παρατηρήσεις του κατά την εκπόνηση της διατριβής. Θέλω επίσης να εκφράσω τις ευχαριστίες μου και στα μέλη της Εξεταστικής επιτροπής κ. Παπαδάκη Μαρία, Καθηγήτρια του Πανεπιστημίου Πατρών, κ. Χελά Δήμητρα, Αναπληρώτρια Καθηγήτρια του Πανεπιστημίου Πατρών, κ. Βλαστό Δημήτριο, Επίκουρο Καθηγητή του Πανεπιστημίου Πατρών και κ. Τσιάμη Γεώργιο, Επίκουρο Καθηγητή του Πανεπιστημίου Πατρών. Επιπλέον θα ήθελα να ευχαριστήσω θερμά όλους όσους, με διάφορους τρόπους βοήθησαν για την εκπόνηση της αυτής διατριβής. Πρώτα από όλους τη Δρ. Καρακίτσου Αναστασία για την ουσιαστική συμβολή της στην ανάλυση των δειγμάτων εδάφους, νερού απορροής, ιζήματος και φυτικών ιστών. Την υποψήφια διδάκτορα Νικολάκη Σοφία για τη βοήθειά της στις δειγματοληψίες και τη συμπαράστασή της και τον Δρ. Ζιώρη Ιωάννη για τη βοήθειά του στην ανάλυση ορισμένου αριθμού δειγμάτων. Επίσης τον κ. Πατακιούτα Γεώργιο Αναπληρωτή Καθηγητή του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου για τη φιλοξενία στο χώρο του Εργαστηρίου Φαρμακολογίας και την κ. Χελά Δήμητρα Αναπληρώτρια Καθηγήτρια του Πανεπιστημίου Πατρών για τη φιλοξενία στο χώρο του Εργαστηρίου Φυτικής Παραγωγής. Ακόμη την Δρ. Αντωνοπούλου Μαρία μέλος του Εργαστηρίου Ρύπανσης και Τεχνολογιών Προστασίας Περιβάλλοντος του Πανεπιστημίου Πατρών, την υποψήφια διδάκτορα Κέφη Κατερίνα μέλος του Εργαστηρίου Φαρμακολογίας του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου για τη βοήθεια που μου προσέφεραν όποτε τη χρειάστηκα, τον κ. Ζήση Κωνσταντίνο μέλος Ε.Τ.Ε.Π. του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου για τη βοήθειά του στον αγρό και τους συναδέλφους Κύρκα Δημήτριο και Υφαντή Παρασκευή μέλη Ε.Τ.Ε.Π. του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου για την βοήθεια και τον επιπλέον φόρτο εργασίας που επωμίσθηκαν κατά τη διάρκεια της ενασχόλησής μου με την εκπόνηση της διατριβής καθώς και για τη συμπαράσταση τους. v

8 Τέλος, αλλά όχι τελευταίο, θα ήθελα να ευχαριστήσω ιδιαίτερα την οικογένειά μου, τη σύζυγό μου Βίκυ και το γιο μου Ιάσονα, για την πολλών ετών υπομονή τους, καθώς και για τη συμπαράσταση και την ψυχολογική υποστήριξη που μου παρείχαν. Χωρίς την ανοχή και τις θυσίες τους η πραγματοποίηση της παρούσας εργασίας θα ήταν μάλλον αδύνατη. Αγρίνιο, Φεβρουάριος 2015 Μάντζος Νικόλαος vi

9 vii

10 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ A. ΘΕΩΡΗΤΙΚΟ ΜΕΡΟΣ... 1 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 1. ΒΙΟΚΑΥΣΙΜΑ ΚΑΙ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΕΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΕΣ Η παγκόσμια ενεργειακή κατάσταση και οι περιβαλλοντικές ανησυχίες Βιοκαύσιμα Γενικά Βιοκαύσιμα πρώτης γενιάς ή συμβατικά βιοκαύσιμα Βιοντίζελ πρώτης γενιάς (FAME) Βιοαιθανόλη πρώτης γενιάς Βιοαέριο Βιοκαύσιμα δεύτερης γενιάς Βιοκαύσιμα τρίτης γενιάς Ενεργειακές καλλιέργειες Γενικά Τύποι ενεργειακών καλλιεργειών Περιβαλλοντικές επιπτώσεις των ενεργειακών καλλιεργειών Ενεργειακές καλλιέργειες και οι ανάγκες σε αρόσιμες γαίες Ενεργειακές καλλιέργειες και χρήση αγροχημικών Ενεργειακές καλλιέργειες και παραγωγή βιοκαυσίμων στη Ελλάδα Το νομικό πλαίσιο Η παραγωγή και η διακίνηση βιοκαυσίμων στην Ελλάδα Οι ενεργειακές καλλιέργειες στην Ελλάδα. 26 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 2. ΦΥΤΟΠΡΑΣΤΑΤΕΥΤΙΚΑ ΠΡΟΪΟΝΤΑ Ορισμοί Παρασιτοκτόνα Προβλήματα από τη χρήση παρασιτοκτόνων Η κατανάλωση των παρασιτοκτόνων στον κόσμο και στην Ελλάδα Ζιζανιοκτόνα Ταξινόμηση των ζιζανιοκτόνων Ιδιότητες των ομάδων των επιλεγμένων ζιζανιοκτόνων Εντομοκτόνα Ταξινόμηση εντομοκτόνων Ιδιότητες των ομάδων των επιλεγμένων εντομοκτόνων Μυκητοκτόνα Ταξινόμηση μυκητοκτόνων Η συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Παράγοντες που επηρεάζουν τη συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Οι φυσικοχημικές ιδιότητες των παρασιτοκτόνων Άλλοι παράγοντες που επιδρούν στη συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον viii

11 2.6.2 Ρόφηση Μηχανισμοί προσρόφησης Μοντέλα και ισόθερμες προσρόφησης Διεργασίες μεταφοράς των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Εξάχνωση Επιφανειακή απορροή Έκπλυση Πρόσληψη από τα φυτά Διεργασίες διάσπασης των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Διάσπαση/Μετασχηματισμός μέσω χημικών αντιδράσεων Φωτοδιάσπαση Μικροβιακή αποδόμηση Μοντέλα κινητικής απομείωσης των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Διεκθετικό κινητικό μοντέλο (DFOP) Κινητικό μοντέλο των Gustafson and Holden (FOMC) Κινητικό μοντέλο Hockey-stick (HS) Μοντέλο κινητικής απομείωσης και μεταφοράς των παρασιτοκτόνων σε διαδοχικά στρώματα εδάφους βασισμένο στο μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων. 66 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 3. ΜΕΘΟΔΟΙ ΠΡΟΣΔΙΟΡΙΣΜΟΥ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΕ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΙΚΑ ΔΕΙΓΜΑΤΑ Εκχύλιση υδατικών δειγμάτων Υγρή-υγρή εκχύλιση Υγρή-υγρή μικροεκχύλιση Υγρή-στερεή εκχύλιση Υγρή-στερεή μικροεκχύλιση Εκχύλιση στερεών δειγμάτων Εκχύλιση με ανακίνηση Εκχύλιση Soxhlet Εκχύλιση με υποβοήθηση μικροκυμάτων Υγρή εκχύλιση μέσω πεπιεσμένου υγρού Εκχύλιση μέσω υπερκρίσιμου ρευστού Μέθοδος QuEChERS Χρωματογραφικές μέθοδοι ανάλυσης Αέρια χρωματογραφία Υγρή χρωματογραφία Φασματομετρία μάζας Συστήματα συζευγμένης ή δίδυμης ή διαδοχικής φασματομετρίας μαζών (tandem mass spectrometry, MS/MS) Β. ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΟ ΜΕΡΟΣ ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4. ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΟΣ ΣΧΕΔΙΑΣΜΟΣ ΔΕΙΓΜΑΤΟΛΗΨΙΕΣ Επιλογή των καλλιεργειών Επιλογή των παρασιτοκτόνων Η διαμόρφωση του πειραματικού αγρού. 105 ix

12 4.4 Εφαρμογή των παρασιτοκτόνων και δειγματοληψίες Η καλλιέργεια του ηλίανθου: πειραματικός σχεδιασμός και δειγματοληψίες Η καλλιέργεια της ελαιοκράμβης: πειραματικός σχεδιασμός και δειγματοληψίες ΚΕΦΑΛΑΙΟ 5. ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ Όργανα Υλικά Αντιδραστήρια Πρότυπες ουσίες και εμπορικά σκευάσματα των παρασιτοκτόνων Διαλύτες Αντιδραστήρια Αέρια Υλικά και σκεύη Συσκευές Όργανα χρωματογραφίας Μέθοδοι Μέθοδοι προσδιορισμού χαρακτηριστικών εδάφους Μηχανική ανάλυση εδάφους (μέθοδος Bouyocos) Προσδιορισμός του ολικού ανθρακικού ασβεστίου (μέθοδος ασβεστομέτρου Bernard) Προσδιορισμός της οργανικής ουσίας του εδάφους (κατά Walkley Black) Προσδιορισμός του εδαφικού ph και της ηλεκτρικής αγωγιμότητας Μέθοδοι ανάλυσης υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων από το νερό, 125 το έδαφος, το ίζημα και τους φυτικούς ιστούς Επεξεργασία δειγμάτων Μέθοδοι εκχύλισης υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων από το νερό, το έδαφος, το ίζημα και τους φυτικούς ιστούς Χρωματογραφικές μέθοδοι ανάλυσης Επικύρωση των μεθόδων ανάλυσης και στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων Γραμμικότητα καμπύλης αναφοράς Ποσοστά ανάκτησης και επαναληψιμότητα Όρια ανίχνευσης και ποσοτικού προσδιορισμού Έλεγχος της επίδρασης του υποστρώματος Στατιστική ανάλυση και επιλογή του κατάλληλου μοντέλου της κινητικής απομείωσης των παρασιτοκτόνων ΣΚΟΠΟΣ, ΑΝΤΙΚΕΙΜΕΝΟ ΚΑΙ ΠΡΩΤΟΤΥΠΙΑ ΤΗΣ ΕΡΕΥΝΑΣ 139 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 6. ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΚΑΙ ΕΠΙΚΥΡΩΣΗ ΤΗΣ ΜΕΘΟΔΟΛΟΓΙΑΣ AΝΑΛΥΣΗΣ ΤΩΝ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΕ ΥΠΟΣΤΡΩΜΑΤΑ ΝΕΡΟΥ ΑΠΟΡΡΟΗΣ, ΕΔΑΦΟΥΣ ΚΑΙ ΦΥΤΙΚΩΝ ΙΣΤΩΝ Μεθοδολογία προσδιορισμού των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε δείγματα νερού απορροής με υγρή-στερεή εκχύλιση και χρήση χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας Μεθοδολογία προσδιορισμού των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε δείγματα εδάφους με εκχύλιση QuEChERS και χρήση x

13 χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας Μεθοδολογία προσδιορισμού των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε δείγματα εδάφους με εκχύλιση QuEChERS και χρήση χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας 154 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 7. ΑΠΟΜΕΙΩΣΗ-ΠΑΡΑΜΟΝΗ ΤΩΝ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΤΟ ΕΔΑΦΟΣ ΤΗΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΑΣ ΗΛΙΑΝΘΟΥ, Η ΜΕΤΑΦΟΡΑ ΤΟΥΣ ΑΠΟ ΤΟ ΝΕΡΟ ΑΠΟΡΡΟΗΣ ΚΑΙ ΤΟ ΙΖΗΜΑ ΚΑΙ Η ΠΡΟΣΛΗΨΗ- ΥΠΟΛΕΙΜΜΑΤΙΚΟΤΗΤΑ ΤΟΥΣ ΣΤΑ ΦΥΤΑ Oxyfluorfen Απομείωση-παραμονή του oxyfluorfen στο έδαφος Απομείωση-παραμονή του oxyfluorfen στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm Μετακίνηση του oxyfluorfen στο έδαφος σε βάθος cm Μεταφορά του oxyfluorfen μέσω του νερού απορροής Μεταφορά του oxyfluorfen μέσω του ιζήματος Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του oxyfluorfen στα φυτά Quizalofop-p-ethyl Απομείωση-παραμονή του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος Μεταφορά του quizalofop-p-ethyl μέσω του νερού απορροής Μεταφορά του quizalofop-p-ethyl μέσω του ιζήματος Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του quizalofop-p-ethyl στα φυτά Cypermethrin Απομείωση-παραμονή της cypermethrin στο έδαφος Μετακίνηση και παραμονή της cypermethrin στο έδαφος σε βάθος cm Μεταφορά της cypermethrin μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος Πρόσληψη και υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά 229 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 8. ΑΠΟΜΕΙΩΣΗ-ΠΑΡΑΜΟΝΗ ΤΩΝ ΕΠΙΛΕΓΜΕΝΩΝ ΠΑΡΑΣΙΤΟΚΤΟΝΩΝ ΣΤΟ ΕΔΑΦΟΣ ΤΗΣ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΑΣ ΕΛΑΙΟΚΡΑΜΒΗΣ, Η ΜΕΤΑΦΟΡΑ ΤΟΥΣ ΑΠΟ ΤΟ ΝΕΡΟ ΑΠΟΡΡΟΗΣ ΚΑΙ ΤΟ ΙΖΗΜΑ ΚΑΙ Η ΠΡΟΣΛΗΨΗ- ΥΠΟΛΕΙΜΜΑΤΙΚΟΤΗΤΑ ΤΟΥΣ ΣΤΑ ΦΥΤΑ Metazachlor Απομείωση-παραμονή του metazachlor στο έδαφος Απομείωση-παραμονή του metazachlor στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm Μετακίνηση του metazachlor στο έδαφος σε βάθος cm Μεταφορά του metazachlor μέσω του νερού απορροής Μεταφορά του metazachlor μέσω του ιζήματος Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του metazachlor στα φυτά Quinmerac Απομείωση-παραμονή του quinmerac στο έδαφος Απομείωση-παραμονή του quinmerac στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm Μετακίνηση του quinmerac στο έδαφος σε βάθος cm Μεταφορά του quinmerac μέσω του νερού απορροής xi

14 8.2.3 Μεταφορά του quinmerac μέσω του ιζήματος Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του quinmerac στα φυτά Cypermethrin Απομείωση-παραμονή της cypermethrin στο έδαφος Μεταφορά της cypertmethrin μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος Πρόσληψη και υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά 301 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 9. ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ 306 ΑΓΓΛΙΚΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ ΕΛΛΗΝΙΚΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ ΠΕΡΙΛΗΨΗ SUMMARY ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ Ι Φυσικοχημικές ιδιότητες των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων Δραστικότητα και χρήση. 355 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ Τα καλλιεργούμενα φυτά 371 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙΙ Φάσματα μάζας των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων 379 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ IV Ο πειραματικός αγρός και οι καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης xii

15 Α.ΘΕΩΡΗΤΙΚΟ ΜΕΡΟΣ 1

16 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 1 Βιοκαύσιμα και ενεργειακές καλλιέργειες 1.1 Η παγκόσμια ενεργειακή κατάσταση και οι περιβαλλοντικές ανησυχίες Σύμφωνα με την Διακυβερνητική Επιτροπή για την Αλλαγή του Κλίματος του ΟΗΕ (Intergovernmental Panel on Climate Change, IPCC), η μέση θερμοκρασία του πλανήτη έχει αυξηθεί 0,6 ± 0,2 C τα τελευταία 100 χρόνια και αναμένεται να αυξηθεί κατά 1,4 5,8 C τα επόμενα 100. Μια τέτοια αύξηση θα επέφερε δραματικές αλλαγές στην παγκόσμια περιβαλλοντική ισορροπία και κατά συνέπεια στην ανθρωπότητα. Η παγκόσμια θέρμανση (global warming) θεωρείται ότι οφείλεται στην ανθρώπινη δραστηριότητα και ειδικότερα στον εμπλουτισμό της ατμόσφαιρας με τα αέρια του θερμοκηπίου (κυρίως CO 2, CH 4, N 2 O και HFC). Η Διεθνής Επιτροπή Ενέργειας (International Energy Agency, IEA) εκτιμά ότι οι εκπομπές του CO 2 έχουν διπλασιαστεί τα τελευταία 40 χρόνια (Σχήμα 1.1). Τα αέρια του θερμοκηπίου εκτός από την καύση ορυκτών καυσίμων για την παραγωγή ενέργειας, προέρχονται και από την αποδάσωση, καθώς και διάφορες βιομηχανικές διεργασίες και γεωργικές πρακτικές. Σχήμα 1.1 Παγκόσμιες εκπομπές CO 2 από ορυκτά καύσιμα κατά την περίοδο από το 1971 έως το 2011 σε εκατομμύρια τόνους (Mt). (IEA, 2013) 2

17 Σύμφωνα πάλι με την IEA περισσότερο από το 80% των παγκόσμιων αναγκών σε ενέργεια καλύπτονται από τα ορυκτά καύσιμα, ενώ εκτιμάται ότι η ετήσια αύξηση της παγκόσμιας κατανάλωσης ενέργειας είναι 2,3% (Σχήμα 1.2). Ειδικά το πετρέλαιο αποτελεί το κυριότερο καύσιμο στον τομέα των μεταφορών (94% της συνολικής κατανάλωσης καυσίμων κατά το 2011), και συμβάλει ιδιαίτερα στην εκπομπή CO 2 (20% των παγκόσμιων εκπομπών) (Menten et al., 2013). Ανεξάρτητα από την επίδραση της καύσης των ορυκτών καυσίμων στην παγκόσμια θέρμανση, τα παραπάνω δεδομένα έχουν εγείρει διεθνείς ανησυχίες και ως προς την επάρκεια αυτών για την κάλυψη των ενεργειακών αναγκών μακροπρόθεσμα. Σχήμα 1.2 Παγκόσμια κατανάλωση ενέργειας κατά την περίοδο από το 1971 έως το 2011 σε εκατομμύρια τόνους ισοδύναμου πετρελαίου (Mtoe). (IEA, 2013a) * Περιλαμβάνει τη γεωθερμική, την ηλιακή, την αιολική κ.α. Με βάση τα παραπάνω έχει ξεκινήσει, σε παγκόσμιο επίπεδο, μια προσπάθεια περιορισμού της κατανάλωσης των ορυκτών καυσίμων και αντικατάστασή τους, στα πλαίσια του δυνατού, από εναλλακτικές μορφές ενέργειας, οι οποίες είναι φιλικότερες προς το περιβάλλον με τελικό σκοπό τη μείωση της έκλυσης στην ατμόσφαιρα των αερίων του θερμοκηπίου. Η σημαντικότερη διεθνής προσπάθεια που έχει αναληφθεί είναι το Πρωτόκολλο του Κιότο που θεσπίστηκε το 1997 στην ομώνυμη πόλη της Ιαπωνίας και τέθηκε σε ισχύ τον Φεβρουάριο του Το Πρωτόκολλο του Κιότο διαδέχτηκε τη σύμβαση-πλαίσιο των Ηνωμένων Εθνών για τις κλιματικές μεταβολές (Ρίο ντε Τζανέιρο, 1992) και περιλαμβάνει τις δεσμεύσεις που έχουν αναλάβει οι 3

18 εκβιομηχανισμένες χώρες για τον περιορισμό των εκπομπών ορισμένων αερίων που συμβάλλουν στο φαινόμενο του θερμοκηπίου. Σύμφωνα με αυτό, τα κράτη που το έχουν συνυπογράψει δεσμεύονται να ελαττώσουν τις εκπομπές αερίων του θερμοκηπίου την πρώτη περίοδο δέσμευσης ( ) κατά ένα συγκεκριμένο στόχο σε σχέση με τις εκπομπές του 1990 (ή του 1995 για ορισμένα αέρια). Το Δεκέμβριο του 2012 στο Κατάρ, οι εκβιομηχανισμένες χώρες συμφώνησαν σε μία δεύτερη περίοδο μείωσης των εκπομπών αερίων του θερμοκηπίου από την 1/1/2013 έως την 31/12/2020. Στην Ευρωπαϊκή Ένωση (Ε.Ε.) η κατανάλωση ενέργειας αγγίζει, τα τελευταία χρόνια, τα εκατομμύρια τόνους ισοδύναμου πετρελαίου (Mtoe), από τα οποία τα 500 σχεδόν αφορούν στην κατανάλωση παραγώγων πετρελαίου, ενώ το 30% της συνολικής κατανάλωσης πραγματοποιείται από τον τομέα των μεταφορών (Σχήμα 1.3) (Eurostat, 2013). Έτσι, στα πλαίσια του Πρωτοκόλλου του Κιότο, αλλά και γενικότερα στην προσπάθειά της Ε.Ε. να περιορίσει τις εκπομπές των αερίων του θερμοκηπίου έχει δεσμευτεί το μερίδιο της ενέργειας από ανανεώσιμες πηγές, στην ακαθάριστη τελική κατανάλωση ενέργειας της Κοινότητας, να ανέρχεται το 2020 στο 20 % τουλάχιστον (Οδηγία 2009/28/ΕΚ). Η Ε.Ε. φιλοδοξεί να μειώσει τις εκπομπές των αερίων του θερμοκηπίου το 2050 κατά 80 έως και 95% των επιπέδων του 1990 (Ε.Ε.Ε.Ε., 2013). Ειδικότερα για τον κλάδο των μεταφορών η ίδια Οδηγία αναφέρει: «κάθε κράτος μεριμνά ώστε το μερίδιο της ενέργειας από ανανεώσιμες πηγές σε όλες τις μορφές μεταφορών να αντιπροσωπεύει, το 2020, ποσοστό τουλάχιστον 10% της τελικής κατανάλωσης ενέργειας στις μεταφορές στο εν λόγω κράτος μέλος». Γενικά ως «ενέργεια από ανανεώσιμες πηγές» θεωρείται η ενέργεια από ανανεώσιμες μη ορυκτές πηγές ήτοι αιολική, ηλιακή, αεροθερμική, γεωθερμική, υδροθερμική, υδροηλεκτρική, η ενέργεια των ωκεανών, καθώς και η ενέργεια από την καύση των εκλυόμενων στους χώρους υγειονομικής ταφής και σε μονάδες επεξεργασίας λυμάτων αερίων και της βιομάζας. Στον τομέα των μεταφορών ενέργεια από ανανεώσιμες πηγές ουσιαστικά θεωρούνται τα βιοκαύσιμα που παράγονται από βιομάζα. Στη χώρα μας η κατανάλωση ενέργειας έφτασε το 2007 τα 22 Mtoe, ενώ παρουσιάσε μείωση τα επόμενα χρόνια. Περισσότερο από το 60% της συνολικής κατανάλωσης ενέργειας αφορά στα παράγωγα πετρελαίου και το 40% πραγματοποιείται από τον τομέα των μεταφορών (Eurostat, 2013) (Σχήμα 1.4). Η Ελλάδα, ως μέλος της Ε.Ε., έχει αναλάβει την υποχρέωση να αντικαταστήσει μέχρι το 4

19 Mtoe Mtoe 2020 το 20% της ενέργειας που καταναλώνει με ενέργεια προερχόμενη από ανανεώσιμες πηγές και το 10% της τελικής κατανάλωσης ενέργειας στις μεταφορές με βιοκαύσιμα , ,00 Ευρωπαϊκή Ένωση των ,00 800,00 600,00 400,00 200,00 ΣΚΕ ΣΚΠΠ ΚΕΤΜ 0, Σχήμα 1.3 Συνολική κατανάλωση ενέργειας (ΣΚΕ), συνολική κατανάλωση παραγώγων πετρελαίου (ΣΚΠΠ) και κατανάλωση ενέργειας στον τομέα μεταφορών (ΚΕΤΜ) στην Ευρωπαϊκή Ένωση των 27 κατά τα έτη σε εκατομμύρια τόνους ισοδύναμου πετρελαίου (Mtoe) Ελλάδα ΣΚΕ ΣΚΠΠ ΚΕΤΜ Σχήμα 1.4 Συνολική κατανάλωση ενέργειας (ΣΚΕ), συνολική κατανάλωση παραγώγων πετρελαίου (ΣΚΠΠ) και κατανάλωση ενέργειας στον τομέα μεταφορών (ΚΕΤΜ) στην Ελλάδα κατά τα έτη σε εκατομμύρια τόνους ισοδύναμου πετρελαίου (Mtoe). 5

20 1.2 Βιοκαύσιμα Γενικά Σύμφωνα με την Οδηγία 2009/28/ΕΚ της Ε.Ε. ως «βιοκαύσιμα» ορίζονται τα υγρά ή αέρια καύσιμα κίνησης τα οποία παράγονται από βιομάζα. Ως «βιομάζα» ορίζεται το βιοαποικοδομήσιμο κλάσμα των προϊόντων, αποβλήτων και καταλοίπων βιολογικής προέλευσης από τη γεωργία (συμπεριλαμβανομένων των φυτικών και των ζωικών ουσιών), τη δασοκομία και τους συναφείς κλάδους, συμπεριλαμβανομένης της αλιείας και της υδατοκαλλιέργειας, καθώς και το βιοαποικοδομήσιμο κλάσμα των βιομηχανικών αποβλήτων και των οικιακών απορριμάτων. Στην Ευρώπη τα δύο τρίτα της ενέργειας από ανανεώσιμες πηγές παράγονται από βιομάζα (Bunzel et al., 2014). Τα βιοκαύσιμα γενικά κατηγοριοποιούνται ως πρωτογενή και δευτερογενή. Πρωτογενή χαρακτηρίζονται αυτά που χρησιμοποιούνται χωρίς ιδιαίτερη επεξεργασία, κυρίως για θέρμανση και μαγείρεμα και περιλαμβάνουν τα κομμένα ξύλα, τα τεμαχίδια ξύλου, τα πέλετς κ.α.. Ως δευτερογενή χαρακτηρίζονται αυτά που παράγονται μετά από επεξεργασία της πρώτης ύλης (βιομάζας) και περιλαμβάνουν καύσιμα όπως η βιοαιθανόλη και το βιοντίζελ και χρησιμοποιούνται κυρίως σε μηχανές εσωτερικής καύσης. Τα δευτερογενή βιοκαύσιμα βάσει της πρώτης ύλης που χρησιμοποιείται για την παραγωγή τους και τις μεθόδους παραγωγής κατατάσσονται σε βιοκαύσιμα πρώτης γενιάς ή συμβατικά βιοκαύσιμα και σε βιοκαύσιμα δεύτερης και τρίτης γενιάς (Singh et al., 2011). Στη συνέχεια ο όρος «βιοκαύσιμα» θα αναφέρεται πάντα στα δευτερογενή βιοκαύσιμα. Αν και τις τελευταίες δύο δεκαετίες γίνεται πολύς λόγος για τα βιοκαύσιμα, η ιστορία τους ξεκίνησε σχεδόν ταυτόχρονα με την ιστορία των κινητήρων εσωτερικής καύσης, όταν ο Rudolf Diesel εξέλιξε τον ομώνυμο κινητήρα το Στην αρχική του μορφή ο κινητήρας αυτός είχε κατασκευαστεί για να λειτουργεί με μη ραφιναρισμένο βιοντίζελ και η επίδειξη λειτουργίας του στην Παγκόσμια Έκθεση του Παρισιού το 1900 έγινε με καύσιμο το αραχιδαίλεο (Hassan and Kalam, 2013). Με την ανακάλυψη κοιτασμάτων πετρελαίου στις Η.Π.Α., τη μείωση της τιμής του και τη δημιουργία των διαφόρων παραγώγων του για διαφορετικές χρήσεις, το ενδιαφέρον για τα βιοκαύσιμα μειώθηκε και μόνο στις δεκαετίες του 1930 και 1940, και ιδιαίτερα στη Γερμανία τον καιρό του πολέμου, φυτικά έλαια χρησιμοποιήθηκαν 6

21 ως καύσιμα. Μετά τον πόλεμο το ενδιαφέρον και η έρευνα για τα βιοκαύσιμα αναζωπυρώθηκε στις αρχές της δεκαετίας του 1970 με την πρώτη πετρελαϊκή κρίση (Ma and Hanna, 1999). Πρόσφατα, με την αλλαγή του αιώνα, λόγω της αύξησης της τιμής του αργού πετρελαίου, τον περιορισμό των κοιτασμάτων και κυρίως λόγω των περιβαλλοντικών ανησυχιών για την παγκόσμια αύξηση της θερμοκρασίας, το παγκόσμιο ενδιαφέρον για τα βιοκαύσιμα, άρχισε να εντείνεται, για να κορυφωθεί τα τελευταία χρόνια. Είναι χαρακτηριστικό ότι το 2001 δημοσιεύτηκαν, παγκοσμίως, 96 εργασίες που αφορούσαν στα βιοκαύσιμα, το 2006 έφτασαν στις 759, ενώ έχουν ξεπεράσει τις το 2012 (Πηγή: scopus). Στο ίδιο χρονικό διάστημα η παγκόσμια παραγωγή βιοκαυσίμων σχεδόν εξαπλασιάστηκε (Σχήμα 1.5) (IEA, 2011a). Σχήμα 1.5 Παγκόσμια παραγωγή βιοκαυσίμων κατά το χρονικό διάστημα σε εκατομμύρια τόνους (Mt) (1Mt βιοντίζελ = 0,86 Mtoe και 1Mt βιοαιθανόλης = 0,64 Mtoe. (IEA, 2011a) Οι κύριοι λόγοι για τους οποίους έχει αναπτυχθεί το ιδιαίτερο ενδιαφέρον για τα βιοκαύσιμα είναι ότι θεωρούνται ανανεώσιμη πηγή ενέργειας, καθώς παράγονται από βιομάζα, και ως προς το CO 2 ουδέτερα (carbon neutral), αφού κατά την καύση τους απελευθερώνουν στην ατμόσφαιρα το CO 2 που απορροφήθηκε από τα φυτά κατά τη διάρκεια της ανάπτυξής τους. H μείωση της εκπομπής CO 2 από τη χρήση βιοκαυσίμων, σε σχέση με την καύση παραγώγων του πετρελαίου, εξαρτάται τόσο από το είδος όσο και από τον τρόπο παραγωγής του κάθε βιοκαυσίμου. Έτσι σε κάποιες περιπτώσεις (π.χ. αιθανόλη παραγόμενη από ζαχαροκάλαμο) μπορεί να επιτευχθεί μείωση της εκπομπής CO 2, σε σχέση με τη βενζίνη, έως και 100% (υπολογίζεται και η χρήση των παραπροϊόντων της παραγωγής), ενώ αντίθετα σε άλλες περιπτώσεις (π.χ. αιθανόλη από καλαμπόκι) 7

22 οι εκπομπές CO 2, σε σχέση με τη βενζίνη μπορεί ακόμη και να αυξηθούν έως και 20% (Σχήμα 1.6) (IEA, 2011a). Επιπλέον, η παραγωγή των βιοκαυσίμων μπορεί να γίνεται σε τοπικό επίπεδο από εγχώριες πρώτες ύλες, γεγονός που συνεπάγεται τη μείωση της εξάρτησης από εισαγωγές καυσίμων από τρίτες χώρες, που πολλές φορές είναι πολιτικά ασταθείς, καθώς και την τόνωση της τοπικής οικονομίας (ενίσχυση της αγροτικής οικονομίας, δημιουργία νέων θέσεων εργασίας, κ.λ.π.) (Naik et al., 2010). Τέλος καθώς τα βιοκαύσιμα περιέχουν θείο σε πολύ χαμηλά επίπεδα, οι εκπομπές SO x κατά την καύση τους είναι μηδαμινές, ενώ η υψηλή περιεκτικότητά τους σε οξυγόνο (της τάξης του 10 έως 45%) συντελεί στην πλήρη οξείδωση του καυσίμου κατά την καύση του με συνέπεια πιο καθαρή καύση στον κινητήρα και τελικά μειωμένες εκπομπές CO και μικροσωματιδίων στη ατμόσφαιρα (Russo et al., 2012). Σχήμα 1.6 Εκπομπές αερίων του θερμοκηπίου των συμβατικών βιοκαυσίμων σε σχέση με τα ορυκτά καύσιμα (ΙΕΑ, 2011a). Με βάση τα παραπάνω και τις εκτιμήσεις της ΙΕΑ, αναμένεται ότι τις προσεχείς δεκαετίες οι απαιτήσεις για βιοκαύσιμα θα αυξηθούν (Σχήμα 1.7). Ο συνδυασμός της αύξησης της κατανάλωσης βιοκαυσίμων με τη χρήση άλλων εναλλακτικών καυσίμων 8

23 (π.χ. υδρογόνο) και τη βελτίωση των μηχανών εσωτερικής καύσης εκτιμάται ότι θα μπορούσαν ακόμη και να μειώσουν, κατά ένα μικρό ποσοστό της τάξης του 5%, τις παγκόσμιες εκπομπές CO 2 στον τομέα των μεταφορών το 2050, σε σχέση με το 2005 (IEA, 2011a). Σχήμα 1.7 Οι εκτιμώμενες παγκόσμιες ανάγκες σε βιοκαύσιμα κατά τα έτη από το 2010 έως το 2050 σε exajoules (EJ, 1EJ = 2,39 Mtoe) (ΙΕΑ, 2011a) Βιοκαύσιμα πρώτης γενιάς ή συμβατικά βιοκαύσιμα Ως βιοκαύσιμα πρώτης γενιάς θεωρούνται αυτά που η παραγωγή τους βασίζεται σε φυτικά έλαια που προέρχονται από φυτά, τα οποία παραδοσιακά καλλιεργούνταν για την παραγωγή εδώδιμων προϊόντων ή για ζωοτροφή. Στα φυτά αυτά περιλαμβάνονται το σιτάρι, το καλαμπόκι, η σόγια, το ζαχαροκάλαμο, το ζαχαρότευτλο, ο ηλίανθος, η ελαιοκράμβη, η πατάτα κ.α.. Επιπλέον μπορούν να παραχθούν από σπόρους φυτών που καλλιεργούνται για την παραγωγή υφαντικών ινών (π.χ. βαμβάκι, λινάρι), καθώς και από χρησιμοποιημένα έλαια (τηγανέλαια) και ζωικά λίπη. Συμβατικά βιοκαύσιμα σε αέρια μορφή παράγονται από απόβλητα κτηνοτροφικών μονάδων, λάσπη βιολογικού καθαρισμού και άλλες μορφές βιομάζας. (Russo et al., 2012) 9

24 Τα βιοκαύσιμα αυτού του τύπου αποτελούν το 3% περίπου της παγκόσμιας κατανάλωσης καυσίμων στον τομέα των μεταφορών, χρησιμοποιούνται σε μίγματα με τα ορυκτά καύσιμα και διανέμονται από τα υπάρχοντα δίκτυα διακίνησης καυσίμων. Παράγονται σε βιομηχανικό επίπεδο και η τεχνολογία που απαιτείται για την παραγωγή τους θεωρείται «ώριμη» (ΙΕΑ, 2011a). Παρ όλα αυτά, τα τελευταία χρόνια δέχονται αρκετή κριτική για λόγους που έχουν να κάνουν με την επάρκεια της καλλιεργήσιμης γης, τις τιμές των αγροτικών προϊόντων, αλλά και την ίδια τη συμβολή τους στη μείωση των εκπομπών CO 2 (Menten et al., 2013). Η αναμενόμενη αύξηση της ζήτησης βιοκαυσίμων, σε συνδυασμό με το γεγονός ότι η παραγωγή των συμβατικών βιοκαυσίμων βασίζεται κυρίως σε καλλιεργούμενα φυτά, οδηγεί στην απαίτηση για εξεύρεση επιπλέον καλλιεργήσιμης γης, απαίτηση που μπορεί να οδηγήσει στην αποψίλωση μέρους των εναπομείναντων δασών ή στην αλλαγή χρήσης της ήδη καλλιεργούμενης γης. Η τελευταία μπορεί, με τη σειρά της, να οδηγήσει στη μείωση της παραγωγής των εδώδιμων αγροτικών προϊόντων και στην αύξηση της τιμής τους. Ως προς τη δυνατότητά τους να μειώσουν τις εκπομπές CO 2 οι κριτικές αναφέρονται κυρίως σε συγκεκριμένα βιοκαύσιμα και στον τρόπο παραγωγής τους (Παράγραφος 1.2.1). Οι παραπάνω σκέψεις οδήγησαν την Ευρωπαϊκή Επιτροπή να προτείνει ότι «το μερίδιο των βιοκαυσίμων που προέρχεται από δημητριακά και άλλες καλλιέργειες πλούσιες σε σάκχαρα, άμυλο και φυτικά έλαια δεν πρέπει να ξεπερνά το 5% της τελικής καταναλισκόμενης ενέργειας στον τομέα των μεταφορών το 2020» (EC, 2012). Τα κύρια υγρά και αέρια βιοκαύσιμα αυτής της κατηγορίας είναι το βιοντίζελ, η βιοαιθανόλη και το βιομεθάνιο Βιοντίζελ πρώτης γενιάς (FAME) Το βιοντίζελ (πετρέλαιο που παράγεται από βιομάζα) είναι οι μεθυλεστέρες λιπαρών οξέων (Fatty Acid Methyl Ester FAME) που παράγονται από φυτικά έλαια ή ζωικά λίπη μέσω της εστεροποίησης των μακρομοριακών τριγλυκεριδίων των ελαίων ή λιπών σύμφωνα με την Αντίδραση 1.1 (Hassan and Kalam, 2013). Η αντίδραση που καλείται μετεστεροποίηση, είναι αντιστρέψιμη και λαμβάνει χώρα με μίξη των τριγλυκεριδίων των φυτικών ελαίων ή των ζωικών λιπών με μία αλκοόλη (συνήθως μεθανόλη) παρουσία καταλύτη. Ως καταλύτες χρησιμοποιούνται ισχυρά οξέα (π.χ. H 2 SO 4 ) ή βάσεις (π.χ. NaOH) (Gerpen, 2005). 10

25 (1.1) Αν και η τεχνολογία για την παραγωγή βιοντίζελ πρώτης γενιάς θεωρείται ώριμη, το κόστος παραγωγής εξαρτάται σε μεγάλο βαθμό από το κόστος των πρώτων υλών και είναι σαφώς υψηλότερο του κόστους παραγωγής του πετρελαίου. Εμπορεύσιμα παραπροϊόντα όπως η συμπυκνωμένη πρωτεΐνη (παραπροϊόν της εξαγωγής των ελαίων που χρησιμοποιείται ως ζωοτροφή) και η γλυκερίνη (χρησιμοποιείται στη χημική βιομηχανία) βελτιώνουν την οικονομική απόδοση της όλης διαδικασίας παραγωγής (ΙΕΑ, 2011a). Τελικά όμως, η παραγωγή βιοντίζελ, καθίσταται οικονομικά συμφέρουσα χάρη των κινήτρων που έχουν δοθεί σε πολλές χώρες με τη μορφή επιδοτήσεων ή/και φορολογικών ελαφρύνσεων. Μετά το 2006 πολλές νέες μονάδες παραγωγής έχουν εγκατασταθεί τόσο στην Ε.Ε. όσο και στον υπόλοιπο κόσμο (Ινδία, Μαλαισία, Βραζιλία, Νότιο Αφρική κ.α.), αν και στη Γερμανία παρατηρήθηκε μια αλλαγή πολιτικής με κατάργηση των φορολογικών ελαφρύνσεων και αποτέλεσμα τη μείωση της παραγωγής μετά το 2006 (ΙΕΑ, 2008). Σήμερα το 94% περίπου της παγκόσμιας παραγωγής βιοντίζελ είναι αυτού του τύπου, παράγεται κυρίως από ελαιοκράμβη, ηλίανθο (Ε.Ε.), σόγια (Η.Π.Α.) και φοινικέλαιο (Νοτιοανατολική Ασία) και χρησιμοποιείται αναμεμιγμένο με συμβατικό ντίζελ, συνήθως, μέχρι ποσοστού 20% (Naik et al., 2010). Οι μεγαλύτεροι παραγωγοί βιοντίζελ είναι η Ε.Ε και οι Η.Π.Α. (ΕΙΑ, 2013) (Σχήμα 1.8) Βιοαιθανόλη πρώτης γενιάς Η βιοαιθανόλη αυτού του τύπου παράγεται είτε από φυτά με υψηλές συγκεντρώσεις σακχάρων (ζαχαροκάλαμο, ζαχαρότευτλο, κ.λ.π.), είτε από φυτά με υψηλές συγκεντρώσεις αμύλου (σιτάρι, ρύζι, καλαμπόκι, γλυκό σόργο, πατάτες κ.λ.π.). Στην πρώτη περίπτωση η φυτική μάζα θερμαίνεται και αλέθεται. Ακολουθεί η ζύμωση της περιεχόμενης στη βιομάζα σουκρόζης κάτω από αναερόβιες συνθήκες με τη δράση ζυμομυκήτων του γένους Saccharomyces. Στη δεύτερη περίπτωση η βιομάζα αλέθεται και το άμυλο υδρολύεται παρουσία ενζύμων (αμυλασών) σε 11

26 Mtoe γλυκόζη, ενώ ακολουθεί η ζύμωση. Τελικά η παραγόμενη αιθανόλη διαχωρίζεται μέσω απόσταξης (McKendry, 2002) Παραγωγή βιοντίζελ 1ης γενιάς Παγκόσμια Ε.Ε Η.Π.Α. Σχήμα 1.8 Η παραγωγή βιοντίζελ σε παγκόσμιο επίπεδο, στην Ευρωπαϊκή Ένωση των 27 και στις Η.Π.Α. κατά τα έτη 2007 έως 2011 σε εκατομμύρια τόνους ισοδύναμου πετρελαίου (Mtoe). Η βιοαιθανόλη έχει υψηλότερο αριθμό οκτανίων, αλλά παράγει 70% λιγότερη ενέργεια από τη βενζίνη και μπορεί να χρησιμοποιηθεί είτε ως αμιγής βιοαιθανόλη σε τροποποιημένους κινητήρες αυτοκινήτων είτε, συνηθέστερα, να αναμιχθεί με βενζίνη για χρήση σε συμβατικούς κινητήρες (Timilsina and Shrestha, 2011). Για την ευκολότερη ανάμιξή της με τη βενζίνη μπορεί να μετατραπεί σε αιθυλο-τριτοταγήβουτυλαιθέρα (ΕΤΒΕ) (Naik et al., 2010). Είναι παγκοσμίως και με μεγάλη διαφορά, το πρώτο σε παραγωγή βιοκαύσιμο. Παράγεται κυρίως από ζαχαροκάλαμο (Βραζιλία), αραβόσιτο (ΗΠΑ), ζαχαρότευτλα και σιτηρά (Ε.Ε.). Όπως και στην περίπτωση του βιοντίζελ, το κόστος παραγωγής εξαρτάται πρωτίστως από την τιμή των πρώτων υλών (Kocar and Civas, 2013). Με εξαίρεση τη Βραζιλία η οποία, ακολουθώντας μια πολιτική προώθησης της βιοαιθανόλης από τη δεκαετία του 1970, έχει καταφέρει να παράγει βιοαιθανόλη σε τιμές μικρότερες από αυτές της βενζίνης, στις υπόλοιπες χώρες το κόστος παραγωγής είναι σαφώς υψηλότερο και η παραγωγή γίνεται οικονομικά συμφέρουσα μόνο χάρη σε διάφορες πολιτικές ενίσχυσης (ΙΕΑ, 2008, Timilsina and Shrestha, 2011). Οι μεγαλύτεροι παραγωγοί είναι οι Η.Π.Α., η Βραζιλία και η Ε.Ε (Σχήμα 1.9) (ΕΙΑ, 2013). 12

27 Mtoe Παραγωγή βιοαιθανόλης 1ης γενιάς Παγκόσμια Η.Π.Α. Βραζιλία Ε.Ε Σχήμα 1.9 Η παραγωγή βιοαιθανόλης σε παγκόσμιο επίπεδο, στις Η.Π.Α., στη Βραζιλία και στην Ευρωπαϊκή Ένωση των 27 και κατά τα έτη 2007 έως 2011 σε εκατομμύρια τόνους ισοδύναμου πετρελαίου (Mtoe) Βιοαέριο Παράγεται με την αναερόβια χώνευση (anaerobic digestion) οργανικών υπολειμμάτων με μεγάλη περιεκτικότητα νερού (80 90%). Τέτοιου είδους οργανικά υπολείμματα είναι τα ζωικά απόβλητα (κοπριές), τα οικιακά απορρίμματα, καθώς και η λάσπη από μονάδες βιολογικού καθαρισμού (ΙΕΑ 2011a). Η αναερόβια χώνευση αναφέρεται στη μετατροπή οργανικών υλικών σε αέριο με τη δράση βακτηρίων και απουσία οξυγόνου. Το παραγόμενο αέριο αποτελείται κυρίως από μεθάνιο και διοξείδιο του άνθρακα με μικρότερες ποσότητες άλλων αερίων όπως το υδρόθειο (H 2 S) (McKendry, 2002). Χρησιμοποιείται κυρίως για την παραγωγή θερμότητας και ηλεκτρισμού, αλλά με τη μετατροπή του σε βιομεθάνιο (απομακρύνοντας το CO 2 και το H 2 S) μπορεί να χρησιμοποιηθεί ως αέριο καύσιμο κίνησης. Η μέθοδος παραγωγής του θεωρείται τεχνολογικά ώριμη και οικονομικά βιώσιμη τόσο σε μικρής κλίμακας παραγωγικές μονάδες (Κίνα, Ινδία), όσο και σε μονάδες βιομηχανικής παραγωγής (Δανία, Γερμανία) (ΙΕΑ, 2008). 13

28 1.2.3 Βιοκαύσιμα δεύτερης γενιάς Ο όρος «βιοκαύσιμα δεύτερης γενιάς» αναφέρεται στα βιοκαύσιμα που παράγονται από λιγνοκυτταρινικά υλικά (lingo-cellulosic material) και όχι από φυτικά υλικά που χρησιμοποιούνται για διατροφικούς σκοπούς. Ο όρος «λιγνοκυτταρινικά υλικά» αναφέρεται σε βιομάζα που προέρχεται από ξυλώδη ή ινώδη φυτικά υλικά και συντίθεται από ένα μίγμα των πολυμέρων της λιγνίνης, της κυτταρίνης και της ημικυτταρίνης (ΙΕΑ, 2008). Η βιομάζα αυτού του τύπου μπορεί να προέρχεται από αγροτικά και δασικά υπολείμματα ή ακόμη και από καλλιεργούμενα για αυτό το σκοπό φυτά (πολυετή ποώδη ή δέντρα). Τα τελευταία μπορούν να αναπτυχθούν και σε υποβαθμισμένα ή άγονα σχετικά εδάφη τα οποία δεν χρησιμοποιούνται για την καλλιέργεια εδώδιμων ή κτηνοτροφικών φυτών. Φυτά που χρησιμοποιούνται για την παραγωγή λιγνοκυτταρινικής βιομάζας είναι ο μίσχανθος, η αγριαγκινάρα, το καλάμι κ.ά., καθώς και δασικά είδη όπως η λεύκη, ο ευκάλυπτος κ.ά. (Naik et al.,2010). Η λιγνοκυτταρινική βιομάζα είναι μια πραγματικά ανανεώσιμη πηγή ενέργειας. Εκτιμάται ότι κάθε χρόνο παράγονται, παγκοσμίως, δισεκατομμύρια τόνοι ξηρής βιομάζας. Σε αυτή περιλαμβάνονται το άχυρο των δημητριακών, η ήρα του σιταριού, οι φλοιοί του ρυζιού, τα στελέχη και οι σπάδικες του καλαμποκιού, τα υπολείμματα του ζαχαροκάλαμου, τα κελύφη διάφορων καρπών, τα υπολείμματα της υλοτομίας και της επεξεργασίας του ξύλου κ.ά. (ΙΕΑ, 2008). Συνεπώς, για την παραγωγή βιοκαυσίμων δεύτερης γενιάς, δεν υφίσταται ο ανταγωνισμός για καλλιεργήσιμη γη με τα παραγόμενα για διατροφικούς σκοπούς φυτά και δεν αναμένεται να υπάρξουν επιπτώσεις στις τιμές των αγροτικών προϊόντων. Εύλογα, λοιπόν, η παραγωγή βιοκαυσίμων δεύτερης γενιάς θεωρείται, μακροπρόθεσμα, περισσότερο βιώσιμη σε σχέση με την παραγωγή βιοκαυσίμων πρώτης γενιάς (Naik et al.,2010). Μέχρι τώρα έχουν αναπτυχθεί δύο κύριες μέθοδοι για την παραγωγή υγρών και αερίων βιοκαυσίμων δεύτερης γενιάς που, γενικά, χαρακτηρίζονται ως βιοχημικές ή θερμοχημικές (Πίνακας 1.1). Οι βιοχημικές αναφέρονται στην παραγωγή βιοαιθανόλης από λιγνοκυτταρινικά υλικά (cellulosic ethanol) μέσω ενζυματικής υδρόλυσης και ζύμωσης, με τον ίδιο ουσιαστικά τρόπο που παράγεται και η συμβατική βιοαιθανόλη (Sims et al., 2010). Στην περίπτωση των λιγνοκυτταρινικών υλικών όμως, οι ισχυροί χημικοί δεσμοί μεταξύ των μορίων των βιοπολυμερών που 14

29 συνθέτουν την πρώτη ύλη (λιγνίνη, κυτταρίνη, ημικυτταρίνη) απαιτούν μια σειρά διεργασιών ώστε να καταστεί δυνατή η υδρόλυσή τους. Οι διεργασίες αυτές, που ανεβάζουν ιδιαίτερα το κόστος της όλης διαδικασίας, μπορεί να είναι βιολογικές (με τη χρήση μυκήτων που αποδομούν το ξύλο), φυσικές (σύνθλιψη και άλεση), χημικές (με τη χρήση ισχυρών οξέων και βάσεων) ή συνηθέστερα συνδυασμοί των παραπάνω (Chiaramomti et al., 2012). Πίνακας 1.1 Ταξινόμηση των βιοκαυσίμων δεύτερης γενιάς σύμφωνα με τη μέθοδο παραγωγής τους (ΙΕΑ, 2008). Είδος βιοκαυσίμου Ονομασία βιοκαυσίμου Πρώτη ύλη Βιοαιθανόλη Κυτταρινική αιθανόλη Λιγνοκυτταρινικά υλικά Συνθετικά βιοκαύσιμα Υβριδικό βιοντίζελ (1 ης και 2 ης γενιάς) Biomass-to-liquids (BTL) Fischer-Tropsch diesel (FT) Συνθετικό ντίζελ Βιομεθανόλη Βουτανόλη Διμεθυλεθέρες (DME) NExBTL H-Bio Βιοντίζελ πυρόλυσης Λιγνοκυτταρινικά υλικά Φυτικά έλαια και ζωικά λίπη Λιγνοκυτταρινικά υλικά Λιγνοκυτταρινικά Μεθάνιο Συνθετικό φυσικό αέριο (SNG) υλικά Βιο-υδρογόνο Υδρογόνο Λιγνοκυτταρινικά υλικά Διαδικασία παραγωγής Προηγμένη ενζυματική υδρόλυση και ζύμωση Αεριοποίηση και σύνθεση Πυρόλυση, Υδρογόνωση και διύλιση Αεριοποίηση και σύνθεση Αεριοποίηση και σύνθεση Επιπλέον, η κυτταρίνη, αντίθετα από το άμυλο, δεν υδρολύεται από συμβατικά ένζυμα, αλλά απαιτείται η εφαρμογή εξειδικευμένων, ιδιαίτερα ακριβών, ενζύμων κυτταράσης. Τα ένζυμα αυτά αποδομούν τα λιγνοκυτταρινικά πολυμερή σε απλούστερα και τελικά σε απλά σάκχαρα όπως η γλυκόζη και η ξυλόζη. Τέλος, απαιτείται η εισαγωγή νέων μικροοργανισμών ώστε να επιτευχθεί η ζύμωση των σακχάρων ξυλόζης, καθώς οι συνηθισμένοι μικροοργανισμοί ζύμωσης δεν φέρουν αποτέλεσμα (IEA, 2008, Naik et al.,2010). Με θερμοχημικές μεθόδους παράγεται ένα ευρύ φάσμα συνθετικών βιοκαυσίμων (synthetic biofuels), τα οποία ανάλογα με τη μέθοδο παραγωγής φέρουν διάφορα 15

30 ονόματα: Biomass-to-liquids (BTL), Fischer-Tropsch diesel (FT), Συνθετικό ντίζελ, Βιομεθανόλη, Βουτανόλη, Διμεθυλεθέρες (DME), Υβριδικό βιοντίζελ (με μεθόδους 1ης και 2ης γενιάς), Μεθάνιο και Βιοϋδρογόνο. Γενικά οι μέθοδοι αυτοί βασίζονται είτε στην πυρόλυση είτε στη αεριοποίηση της βιομάζας. Με την πυρόλυση (θέρμανση σε υψηλές θερμοκρασίες, πάνω από 500 C, απουσία οξυγόνου) μπορούν να παραχθούν βιοελαιοανθράκωμα, βιοελαία και διάφορα συμπυκνωμένα αέρια, ενώ με αεριοποίηση (θέρμανση σε θερμοκρασίες, πάνω από 900 C, παρουσία οξυγόνου και, συνήθως, καταλύτη) παράγεται ένα μίγμα αερίων. Το μίγμα αυτό συντίθεται κυρίως από CO και Η 2 και σε μικρότερες ποσότητες από CO 2, NH 4 και N 2, είναι δε γνωστό ως αέριο σύνθεσης (synthesis gas ή syngas). Στη συνέχεια, με διάφορες μεθόδους, το αέριο χρησιμοποιείται για την παραγωγή υγρών (μεθανόλη, FT, DME) ή αερίων (μεθάνιο, υδρογόνο) καυσίμων (Sims et al., 2010, Cheng and Timilsima, 2011). Παρότι έχουν αναπτυχθεί διάφορες τεχνολογικές εφαρμογές για τη μετατροπή των λυγνοκυτταρινικών υλικών σε βιοκαύσιμα, καμία από αυτές δεν έχει καταστεί ακόμη οικονομικά συμφέρουσα ώστε να αναπτυχθεί σε βιομηχανικό επίπεδο (Naik et al.,2010). Έτσι, παρά τη λειτουργία πιλοτικών εγκαταστάσεων παραγωγής και τη συνεχιζόμενη, με εντατικούς ρυθμούς έρευνα, τα βιοκαύσιμα αυτά δεν αναμένεται να καταστούν οικονομικώς αποδοτικά πριν το τέλος της τρέχουσας δεκαετίας. Το 2012 λιγότερο του 10% της παγκόσμιας παραγωγής βιοκαυσίμων (μόλις το 0,1% της βιαιθανόλης) θεωρούνταν βιοκαύσιμα δεύτερης γενιάς (Menten et al., 2013). Στα πλαίσια των προσπαθειών για την οικονομικά βιώσιμη παραγωγή βιοκαυσίμων δεύτερης γενιάς έχει αναπτυχθεί τελευταία η ιδέα του βιο-διυλιστηρίου (bio-refinery concept). Σε μία τέτοια βιομηχανική μονάδα, τα βιοκαύσιμα, θα παράγονται με θερμοχημικές ή βιοχημικές μεθόδους, από μία ή περισσότερες πρώτες ύλες μαζί με υψηλής αξίας παραπροϊόντα και με ταυτόχρονη παραγωγή ενέργειας βελτιώνοντας έτσι την οικονομική απόδοση της διαδικασίας μετατροπής (ΙΕΑ, 2008) Βιοκαύσιμα τρίτης γενιάς Ενώ οι όροι βιοκαύσιμα πρώτης και δεύτερης γενιάς χρησιμοποιούνται εδώ και αρκετά χρόνια για τα βιοκαύσιμα που παράγονται από φυτικά έλαια και από λιγνοκυτταρινικά υλικά αντίστοιχα, τελευταία έχει εισαχθεί και ο όρος «βιοκαύσιμα τρίτης γενιάς» ο οποίος αναφέρεται στα βιοκαύσιμα που παράγονται από βιομάζα που 16

31 προέρχεται από μικροοργανισμούς και ιδιαίτερα μικροπλαγκτονικούς οργανισμούς (άλγη) (Goh and Lee, 2010, Singh et al., 2011, Menten et al., 2013). Τα μικροάλγη είναι μονοκύτταροι, υδρόβιοι οργανισμοί που έχουν περιγραφεί ως «φωτοσυνθετικά κυτταρικά εργοστάσια που, δυνητικά, μετατρέπουν το CO 2 σε βιοκαύσιμα, διατροφικά προϊόντα, ζωοτροφή και υψηλής αξίας βιοαντιδραστήρια» (Chisti, 2007). Τα τελευταία χρόνια έχει αναπτυχθεί μεγάλο ενδιαφέρον για την παραγωγή βιοκασίμων από μικροάλγη, μια και το περιεχόμενο σε αυτά έλαιο μπορεί να φτάσει το 80% επί της ξηρής βιομάζας, αν και τα συνήθη επίπεδα κυμαίνονται από 20 έως 50% (Spolaroe et al., 2006). Επιπλέον τα μικροάλγη, υπό τις κατάλληλες συνθήκες, αναπτύσσονται πολύ γρήγορα και μπορούν να διπλασιάζουν τη μάζα τους κάθε 24 h, ενώ μπορούν να παράγουν, ανάλογα με το είδος και τον τρόπο καλλιέργειας, από έως L βιοκαυσίμου το χρόνο ανά στρέμμα. Ενδεικτικά αναφέρεται ότι η αντίστοιχη ποσότητα βιοκαυσίμου που παράγεται από τις καλλιέργειες της ελαιοκράμβης και του ηλίανθου είναι γύρω στα 100 L ανά στρέμμα (Chisti, 2007). Βιοκαύσιμα που μπορούν να παραχθούν από τα μικροάλγη είναι το μεθάνιο (με αναερόβια χώνευση της βιομάζας), το βιοντίζελ (με μετεστεροποίηση των τριγλυκεριδίων της βιομάζας) και το υδρογόνο (Gavrilescu and Chisti, 2005, Kapdan and Kargi, 2006). Παρά τα πλεονεκτήματα που παρουσιάζουν τα μικροάλγη ως πηγή βιομάζας, η παράγωγή βιοντίζελ από αυτά δεν είναι ακόμη οικονομικά βιώσιμη (Davis et al., 2011). 1.3 Ενεργειακές καλλιέργειες Γενικά Σύμφωνα με το Κέντρο Ανανεώσιμων Πηγών Ενέργειας (ΚΑΠΕ) ως ενεργειακές καλλιέργειες χαρακτηρίζονται καλλιεργούμενα ή αυτοφυή είδη, τα οποία παράγουν, ως κύριο προϊόν, βιομάζα που μπορεί να χρησιμοποιηθεί για διάφορους ενεργειακούς σκοπούς όπως παραγωγή θερμότητας και ηλεκτρικής ενέργειας, παραγωγή υγρών βιοκαυσίμων κ.ά.. Βάσει του παραγόμενου τύπου βιομάζας οι ενεργειακές καλλιέργειες μπορούν να κατηγοριοποιηθούν σε ελαιοδοτικές, σε καλλιέργειες 17

32 παραγωγής σακχάρων και αμύλου, σε καλλιέργειες παραγωγής λιγνοκυτταρινικών υλικών και σε καλλιέργειες παραγωγής στερεών βιοκαυσίμων, αν και πολλά από τα καλλιεργούμενα για ενεργειακούς σκοπούς φυτά μπορούν να παράγουν περισσότερα από ένα είδη βιοκαυσίμων (Sims et al., 2006). Στη συνέχεια και για τις ανάγκες της παρούσας διατριβής θα γίνει αναφορά σε αυτά που χρησιμοποιούνται κυρίως για την παραγωγή υγρών βιοκαυσίμων Τύποι ενεργειακών καλλιεργειών Ελαιοδοτικές καλλιέργειες Παραδοσιακά καλλιεργούνται για την παραγωγή εδώδιμων ελαίων ή/και ελαίων που χρησιμοποιούνται στη χημική βιομηχανία και στη βιομηχανία τροφίμων, καθώς και για την παραγωγή ζωοτροφών. Ως ενεργειακές καλλιέργειες χρησιμοποιούνται κυρίως για την παραγωγή βιοντίζελ. Ουσιαστικά από όλα τα ελαιοδοτικά φυτά (ηλίανθος, ελαιοκράμβη, σόγια, αραβόσιτο, ατρακτυλίδα, ρετσινολαδιά, ελιά, κοκοφοίνικα, φοινικόδεντρο κ.ά.) μπορεί να παραχθεί βιοντίζελ (Sims et al., 2006). Στον Πίνακα 1.2 παρουσιάζονται μερικά από τα περισσότερο καλλιεργούμενα για την παραγωγή βιοντίζελ φυτά και η απόδοσή τους σε λίτρα ανά εκτάριο. Καλλιέργειες για την παραγωγή σακχάρων και αμύλου Καλλιεργούνται σε όλον τον κόσμο για την παραγωγή βασικών ειδών διατροφής και για ζωοτροφές. Σε αυτές περιλαμβάνονται τα σιτηρά, ο αραβόσιτος, το ρύζι, το ζαχαροκάλαμο, τα ζαχαρότευτλα κ.ά.. Ως ενεργειακά φυτά παράγουν κυρίως βιοαιθανόλη (Naik et al., 2010). Στον Πίνακα 1.2 παρουσιάζονται οι κυριότερες από αυτές τις καλλιέργειες και η απόδοσή τους σε βιοαιθανόλη σε λίτρα ανά εκτάριο. Καλλιέργειες για την παραγωγή λιγνοκυτταρινικών υλικών Μέχρι πρόσφατα καλλιεργούνταν ελάχιστα κυρίως για την παραγωγή ζωοτροφών και στερεών βιοκαυσίμων (π.χ. πέλλετς). Σε αυτές τις καλλιέργειες εκτός από πολυετή ποώδη, όπως ο μίσχανθος, το καλάμι, το κυτταρινούχο σόργο, η αγριαγκινάρα, το switchgrass κ.ά., περιλαμβάνονται και δασικές καλλιέργειες που καλλιεργούνται σε υψηλή πυκνότητα και συγκομίζονται σε χρονικά διαστήματα μικρότερα των 12 ετών, όπως η λεύκη, ο ευκάλυπτος και η ψευδακακία. 18

33 Πίνακας 1.2 Φυτά που καλλιεργούνται για ενεργειακούς σκοπούς, το παραγόμενο από αυτά βιοκαύσιμο και η απόδοσή τους σε λίτρα ανά εκτάριο (L/ha). Κοινή ονομασία Βοτανική ονομασία Παραγόμενο βιοκαύσιμο Ελαιοδοτικές καλλιέργειες 2 Απόδοση σε βιοκαύσιμο (L/ha) 1 Αραβόσιτος Zea mays Βιοντίζελ 172 Κενάφ Hibiscus cannabinus 273 Βαμβάκι 5 Gossypium spp. 325 Σόγια Glycine max 446 Λινάρι 5 Linum usitatissimum 478 Mustard seed Brassica nigra 572 Σουσάμι Sesamum indicum 696 Ατρακτυλίδα Carthamus tinctorius 779 Ηλίανθος Helianthus annus 952 Ελαιοκράμβη Brassica napus 1190 Ρετσινολαδιά Ricinus communis 1413 Jatropha Jatropha curcas 1892 Κοκοφοίνικας Cocos nucifera 2689 Φοινικόδεντρο Elaeis guineensis 5950 Καλλιέργειες για την παραγωγή σακχάρων και αμύλου 3 Σόργο γλυκό Sorghum bicolor Βιοαιθανόλη 494 Σιτάρι Triticum spp. 952 Ρύζι Oryza sativa 1806 Αραβόσιτος Zea mays 3000 Ζαχαροκάλαμο Saccharum afficinarum 4550 Ζαχαρότευτλο Beta vulgaris 5060 Καλλιέργειες για την παραγωγή λιγνοκυτταρινικών υλικών 4 Αραβόσιτος (στελέχη) Zea mays Βιοαιθανόλη 2ης γενιάς 1544 Switchgrass Panicum virgatum 2009 Μίσχανθος Miscanthus sinensis Οι αποδόσεις των φυτών σε βιοκαύσιμο είναι ενδεικτικές, αφού εξαρτώνται τόσο από τις καλλιεργητικές συνθήκες όσο και από τη μέθοδο παραγωγής. 2 Kurki et al., FAO, Nelson, Το βαμβάκι και το λινάρι καλλιεργούνται κυρίως για τις ίνες τους. Επιπλέον, οι σπόροι τους μπορούν να χρησιμοποιηθούν για την παραγωγή ελαίου. Γενικά χαρακτηρίζονται ως φυτά υψηλών αποδόσεων και χαμηλών εισροών, έχοντας μικρότερες απαιτήσεις, σε σχέση με τα ετήσια καλλιεργούμενα φυτά, σε νερό, λιπάσματα και παρασιτοκτόνα (Heaton et al., 2004). Για την κάλυψη 19

34 ενεργειακών αναγκών μπορούν να παράγουν, εκτός από στερεά βιοκαύσιμα, τόσο βιοαιθανόλη, όσο και βιοντίζελ (Sims et al., 2006). Με την ανάπτυξη της τεχνολογίας παραγωγής βιοκαυσίμων δεύτερης γενιάς αναμένεται να αυξηθεί η καλλιέργειά τους και να αποτελέσουν τις κυριότερες καλλιέργειες για την παραγωγή αυτού του τύπου βιοκαυσίμων (IEA, 2011a). Στον Πίνακα 1.2 παρουσιάζονται ενδεικτικά τέτοιου είδους καλλιέργειες και η απόδοσή τους σε βιοαιθανόλη σε λίτρα ανά εκτάριο. 1.4 Περιβαλλοντικές επιπτώσεις των ενεργειακών καλλιεργειών Όπως αναφέρθηκε προηγουμένως (Παράγραφος 1.2.1) οι απαιτήσεις για υγρά βιοκαύσιμα έχουν αυξηθεί τις τελευταίες δεκαετίες και αναμένεται να αυξηθούν περεταίρω τις επόμενες γεγονός που έχει οδηγήσει σε αντίστοιχη αύξηση της καλλιέργειας ενεργειακών φυτών. Το παραπάνω έχει εγείρει ανησυχίες ως προς τη χρήση της καλλιεργήσιμης γης και την αύξηση των τιμών των τροφίμων (Παράγραφοι και 1.2.3) από τη μια πλευρά και ως προς πιθανές δυσμενείς επιπτώσεις στο περιβάλλον λόγω, μεταξύ άλλων, μείωσης της βιοποικιλότητας και ρύπανσης των εδαφών και των επιφανειακών και υπογείων υδάτων από τη χρήση αγροχημικών (EEA 2007, Fernado et al., 2010, Bunzel et al., 2014) Ενεργειακές καλλιέργειες και οι ανάγκες σε αρόσιμες γαίες Βάσει των στοιχείων του Παγκόσμιου Οργανισμού Τροφίμων (FAO, 2013) και της Διεθνούς Επιτροπής Ενέργειας (ΙΕΑ, 2011a), το 2010 μόλις το 2%, περίπου, των παγκόσμιων αρόσιμων γαιών χρησιμοποιήθηκε για την καλλιέργεια ενεργειακών φυτών (30 Mha σε σύνολο αρόσιμων γαιών 1,383 bha). Σύμφωνα με τις εκτιμήσεις της ΙΕΑ οι απαιτήσεις για καλλιεργήσιμη γη για την παραγωγή ενεργειακών φυτών, το 2050, αναμένεται να υπερτριπλασιαστούν (Σχήμα 1.10). Η στροφή όμως, προς τα βιοκαύσιμα δεύτερης γενιάς που μπορούν να παραχθούν από πολυετή φυτά που αναπτύσσονται και σε μη αρόσιμες γαίες (Παράγραφος 1.3.2) δεν αναμένεται να μεταβάλει σημαντικά τις απαιτήσεις για αρόσιμα εδάφη. Από την άλλη πλευρά η επέκταση των καλλιεργειών για την παραγωγή βιοκαυσίμων σε φυσικά οικοσυστήματα και εδάφη οριακής απόδοσης μπορεί να έχει ως αποτέλεσμα, μεταξύ 20

35 άλλων, την υποβάθμιση των οικοσυστημάτων αυτών, τη μείωση της βιοποικιλότητας και την αύξηση της διάβρωσης του εδάφους (Landis et al., 2008) Ενεργειακές καλλιέργειες και χρήση αγροχημικών Είναι γνωστό ότι η γενικά η γεωργία αποτελεί πηγή ρύπανσης για διάφορα περιβαλλοντικά συστήματα λόγω της χρήσης των αγροχημικών. Η καλλιέργεια ετήσιων, παραδοσιακών φυτικών ειδών για την παραγωγή βιοκαυσίμων πρώτης γενιάς (αραβόσιτος, σόγια, ηλίανθος, ελαιοκράμβη κ.ά.) μπορεί να είναι ιδιαίτερα απαιτητική ως προς τη χρήση τόσο θρεπτικών ουσιών (λιπασμάτων), όσο και παρασιτοκτόνων, αυξάνοντας τον κίνδυνο ρύπανσης των εδαφών αλλά και των επιφανειακών και υπογείων υδάτων. Ο κίνδυνος ρύπανσης εξαρτάται, τόσο στις καλλιέργειες για διατροφικούς σκοπούς όσο και για την παραγωγή βιοκαυσίμων, από το είδος της καλλιέργειας (ανάγκες σε θρεπτικά στοιχεία, ανθεκτικότητα σε προσβολές παρασίτων, βάθος ριζικού συστήματος, κ.λ.π.), τα χαρακτηριστικά του εδάφους (κλίση, μηχανική σύσταση, περιεκτικότητα σε οργανική ουσία, ικανότητα ανταλλαγής κατιόντων, κ.λ.π.), τη γεωργική πρακτική (χρήση βαρέων μηχανημάτων, περίοδος καλλιέργειας και συγκομιδής, καλλιεργητικό σύστημα, τρόπος άρδευσης, ο χρόνος εφαρμογής και το είδος των αγροχημικών, κ.λ.π.), καθώς και τις κλιματολογικές συνθήκες (θερμοκρασίες εδάφους και αέρα, ύψος και ένταση βροχοπτόσεων, κ.λ.π.). Ιδιαίτερα για τα παρασιτοκτόνα η ένταση της χρήσης τους μπορεί να διαφέρει μεταξύ καλλιεργειών του ίδιου φυτικού είδους όταν αυτές χρησιμοποιούνται για διαφορετικούς σκοπούς: παραγωγή βιοκαυσίμων ή κάλυψη διατροφικών αναγκών (Fitt, 2011). Στην πρώτη περίπτωση η παρουσία παρασίτων ή συμπτωμάτων στα φυτά δεν μειώνει ουσιαστικά την αξία του παραγόμενου προϊόντος με αποτέλεσμα οι ανάγκες για φυτοπροστατευτικές επεμβάσεις να είναι λιγότερες. Από την άλλη πλευρά όμως η αδιαφορία για την παρουσία υπολειμμάτων παρασιτοκτόνων στα προϊόντα σε συνδυασμό με την προσπάθεια μεγιστοποίησης της παραγωγής μπορεί να έχει το αντίθετο αποτέλεσμα και την υπέρμετρη χρήση παρασιτοκτόνων. Στην Ελλάδα π.χ. έχει δειχθεί στο παρελθόν ότι σε βιομηχανικά φυτά, όπως το βαμβάκι, η χρήση παρασιτοκτόνων ήταν αλόγιστη, με συνέπεια οι καλλιέργειες αυτές να αποτελούν σημαντικές πηγές ρύπανσης των εδαφών, καθώς και των επιφανειακών και υπογείων υδάτων (Konstantinou et al., 2006). 21

36 Για τις νέες, πολυετείς καλλιέργειες για την παραγωγή λιγνοκυτταρικών υλικών, υποστηρίζεται ότι είναι λιγότερο απαιτητικές σε αγροχημικά τόσο λόγω του βαθύτερου ριζικού τους συστήματος, που εκμεταλλεύεται μεγαλύτερο όγκο εδάφους, όσο και της μεγαλύτερης ανθεκτικότητας που παρουσιάζουν σε προσβολές παρασίτων (ΕΕΑ, 2007). Σύμφωνα όμως με κάποιους συγγραφείς αυτό δεν είναι ακριβές. Η Fernando (2013) υποστηρίζει ότι οι ανάγκες σε άζωτο πολυετών φυτών που καλλιεργούνται για την παραγωγή βιοκαυσίμων, όπως του μίσχανθου (Miscanthus sinensis) και του καλαμιού (Arundo donax) και οι συνεπαγώμενες απώλειες δεν διαφέρουν ουσιαστικά από αυτές ετήσιων καλλιεργειών όπως το λινάρι (Linum usitatissimum) και ο ηλίανθος (Helianthus annus), αν και είναι αρκετά μικρότερες αυτών του ζαχαρότευτλου (Beta vulgaris) και της ελαιοκράμβης (Brassica napus). Επιπλέον σύμφωνα με τον Jorgensen (2011) αν και στην καλλιέργεια του μίσχανθου στην Ευρώπη δεν έχουν παρουσιαστεί, μέχρι τώρα, σημαντικοί εχθροί και ασθένειες, στις Η.Π.Α. έχουν παρατηρηθεί έντονες προσβολές ενός είδους αφίδας (Sipha flava). Τέλος οι Thomson και Hoffmann (2011) σημειώνουν ότι τα πιθανά προβλήματα που μπορούν να δημιουργήσουν τα διάφορα παράσιτα, σε τέτοιου τύπου φυτά στο μέλλον, όταν η καλλιεργειά τους επεκταθεί σημαντικά, δεν μπορούν να προβλεφτούν και ότι τα προβλήματα αυτά μπορεί να διαφέρουν από τα αντίστοιχα που παρατηρούνται στις συμβατικές καλλιέργειες. 1.5 Ενεργειακές καλλιέργειες και παραγωγή βιοκαυσίμων στη Ελλάδα Το νομικό πλαίσιο Όπως έχει αναφερθεί (Παράγραφος 1.1) η Ελλάδα οφείλει, ως χώρα μέλος της Ε.Ε., το 2020 να καλύπτει το 20% του συνόλου των ενεργειακών της αναγκών και το 10% των αναγκών της σε καύσιμα στον τομέα των μεταφορών, από ανανεώσιμες πηγές ενέργειας. Στα πλαίσια αυτών των υποχρεώσεων έχουν θεσμοθετηθεί μία σειρά νομών και έχουν εκδοθεί διάφορες Υπουργικές αποφάσεις. 22

37 Σχήμα 1.10 Οι εκτιμώμενες παγκόσμιες απαιτήσεις σε καλλιεργήσιμη γη για την παραγωγή ενεργειακών φυτών κατά τα έτη από το 2010 έως το 2050 σε εκατομμύρια εκτάρια (Mha) (ΙΕΑ, 2011a). Με το Νόμο 3423/2005 έγινε η εναρμόνιση της εθνικής νομοθεσίας με την Οδηγία ΕΚ και ανελήφθει η μη δεσμευτική υποχρέωση, εκκινώντας από συμμετοχή βιοκαυσίμων 2% επί του συνόλου των καυσίμων στον τομέα των μεταφορών το 2005, να αυξηθεί το ποσοστό αυτό στο 5,75% στις 31/12/2010. Με τον ίδιο νόμο ορίστηκαν οι τύποι των βιοκαυσίμων, έγινε εισαγωγή του θεσμού της άδειας διάθεσης βιοκαυσίμων και καταρτίστηκε πρόγραμμα κατανομής αυτούσιου βιοντίζελ σε δικαιούχους. Επιπλέον δόθηκαν φορολογικά κίνητρα (καθεστώς αποφορολόγησης στην εμπορία του βιοντίζελ) και ιδιαίτερη έμφαση στην αξιοποίηση εγχώριων ενεργειακών καλλιεργειών. Με το Νόμο 3653/2008 καταργήθηκε το καθεστώς αποφορολόγησης και έκτοτε το βιοντίζελ διακινείται με τον ίδιο συντελεστή Ειδικού Φόρου Κατανάλωσης με το πετρέλαιο κίνησης. Με το Νόμο 3769/2009 ρυθμίστηκαν εκ νέου διάφορα θέματα εμπορίας των βιοκαυσίμων και με το Νόμο 4062/2012 έγινε η εναρμόνιση της εθνικής νομοθεσίας με την Οδηγία ΕΚ. Στον τελευταίο νόμο υπήρξε δέσμευση για την αύξηση του ποσοστού των βιοκαυσίμων, στο 10% επί του συνόλου των καυσίμων στον τομέα των μεταφορών, το Επιπλέον των παραπάνω, κατά το χρονικό διάστημα από το 2005 μέχρι σήμερα, εκδόθηκαν μια σειρά Υπουργικών Αποφάσεων με τις οποίες καθορίζονται, για κάθε 23

38 έτος, διάφορα θέματα που αφορούν στα βιοκαύσιμα ή τροποποιούνται προηγούμενες διατάξεις. Κυριότερα θέματα που ρυθμίζονται ανά έτος είναι, μεταξύ άλλων, η ποσότητα αυτούσιου βιοντίζελ που θα διατεθεί στην ελληνική αγορά και η κατανομή της στους δικαιούχους, το ποσοστό του αυτούσιου βιοντίζελ που προέρχεται από εισαγωγές, από εγχώριες ενεργειακές καλλιέργειες και από τηγανέλαιο, καθώς και το ποσοστό του βιοντίζελ που μπορεί να αναμιχθεί με το πετρέλαιο κίνησης Η παραγωγή και η διακίνηση βιοκαυσίμων στην Ελλάδα Με την ψήφιση και εφαρμογή του Νόμου 3423/2005 ξεκίνησε η παραγωγή και η διάθεση βιοκαυσίμων στην ελληνική αγορά. Έκτοτε μια σειρά εταιρειών δραστηριοποιούνται στο χώρο, ενώ 13 μονάδες παραγωγής βιοντίζελ συνολικής ετήσιας δυναμικότητας m 3 έχουν κατασκευαστεί σε διάφορα σημεία της χώρας (ΙΟΒΕ, 2010). Σημειώνεται ότι, μέχρι και σήμερα το βιοντίζελ πρώτης γενιάς είναι το μόνο βιοκαύσιμο που διακινείται στην ελληνική αγορά. Βάσει των Νόμων 3423/2005 και 4062/2012 το ΥΠΕΚΑ εκδίδει κάθε χρόνο πρόσκληση κατανομής για αυτούσιο βιοντίζελ προς τους ενδιαφερόμενους. Από τις αιτήσεις (στις οποίες μετά το 2009 αναγράφεται η πρώτη ύλη για την παραγωγή και η προέλευσή της) γίνεται η τελική κατανομή των ποσοτήτων βιοντίζελ στους δικαιούχους. Η ποσότητα αυτούσιου βιοντίζελ που διατίθεται κάθε έτος, από το 2006 μέχρι και σήμερα στην αγορά καθορίζεται, με Κοινές Υπουργικές Αποφάσεις (ΚΥΑ), ως ποσοστό της εκτιμώμενης κατανάλωσης πετρελαίου για το συγκεκριμένο έτος. Με τις ίδιες αποφάσεις καθορίζεται και το ύψος του ποσοστού το οποίο, όπως έχει αναφερθεί, μεταβάλλεται από 2% το 2005 έως 10% το Για το 2013 το ποσοστό του αυτούσιου βιοντίζελ επί της συνολικής κατανάλωσης πετρελαίου κίνησης ανέρχεται στο 7%. Το μεγαλύτερο μέρος του διακινούμενου βιοντίζελ παράγεται στην Ελλάδα από νωπά και χρησιμοποιημένα φυτικά έλαια και ζωικά λίπη, ενώ ένα μικρό μέρος του (<15%) εισάγεται από χώρες της Ε.Ε. Τα νωπά φυτικά έλαια προέρχονται τόσο από εγχώριες ενεργειακές καλλιέργειες (ηλίανθο, ελαιοκράμβη, σόγια και βαμβακόσπορο), όσο και από εισαγωγές (Πίνακας 1.3) (ΥΠΕΚΑ, 2012). 24

39 Πίνακας 1.3 Οι απαιτήσεις σε αυτούσιο βιοντίζελ, οι εισαγόμενες ποσότητες και οι ποσότητες που παράγονταν από εγχώριες πρώτες ύλες και εισαγόμενα φυτικά έλαια κατά τα έτη από το 2006 έως το 2013 σε m 3. Σε παρένθεση τα ποσοστά επί του συνόλου των απαιτήσεων σε βιοντίζελ. ( ΚΥΑ για την κατανομή του αυτούσιου βιοντίζελ κατά τα έτη ). Έτος 1 Απαιτήσεις Εισαγωγές Εγχώριες πρώτες ύλες Εισαγώμενα σε βιοντίζελ φυτικά έλαια 2 Ενεργειακές Βαμβακέλαιο 2,3 Τηγανέλαια/ καλλιέργ. 2 Ζωικά λίπη (4,94%) (6,14%) (9,17%) (11,18%) (14,54%) (38,42%) (7,47%) (7,92%) (31,63%) (13,56%) (57,99%) (5,68%) (11,42%) (11,35%) (8,39%) (53,25%) (15,71%) (33,94%) 1 Κατά τα έτη από το 2006 έως το 2008 και το 2013 η κατανομή γίνονταν ανά ημερολογιακό έτος. Τα έτη από 2009 έως 2012 η κατανομή γίνονταν από τον Ιούλιο του ενός έτους μέχρι τον Ιούνιο του επόμενου. 2 Μέχρι το 2009 δεν καθορίζονταν η προέλευση των πρώτων υλών για την παραγωγή του βιοντίζελ. Ο μόνος περιορισμός που υπήρχε επέβαλλε το 25% των φυτικών ελαίων να προέρχονται από εγχώριες ενεργειακές καλλιέργειες. 3 Το βαμβάκι καλλιεργείται για την παραγωγή φυτικών ινών, βιοντίζελ παράγεται από τους σπόρους οι οποίοι θεωρούνται παραπροϊόν της επεξεργασίας του. Μέχρι τώρα, κυρίως εξαιτίας της μη διακίνησης βιοαιθανόλης στην ελληνική αγορά, και παρά τις όποιες δεσμεύσεις έχει αναλάβει η χώρα, οι στόχοι που έχουν τεθεί για την κάλυψη συγκεκριμένου ποσοστού επί του συνόλου των καυσίμων στον τομέα των μεταφορών με βιοκαύσιμα δεν έχουν επιτευχθεί. Το 2009, τελευταία επίσημα στοιχεία, το ποσοστό κάλυψης που επιτεύχθηκε ήταν μόλις 1,2%, έναντι στόχου 5% (ΥΠΕΚΑ, 2010). Με τα υπάρχοντα δεδομένα οι τρόποι με τους οποίους μπορεί να επιτευχθεί ο υποχρεωτικός στόχος της αντικατάστασης των καυσίμων κίνησης με βιοκαύσιμα κατά 10% το 2020 είναι η ανάπτυξη των εγχώριων ενεργειακών καλλιεργειών και η εισαγωγή βιοαιθανόλης (ΙΕΑ, 2011b). 25

40 1.5.3 Οι ενεργειακές καλλιέργειες στην Ελλάδα Με την εφαρμογή, από το 2006, της Νέας Κοινής Αγροτικής Πολιτικής και της ενιαίας αποδεσμευμένης (από την παραγωγή) ενίσχυσης, παραδοσιακές καλλιέργειες όπως ο καπνός, το καλαμπόκι και το μαλακό σιτάρι παύουν να επιδοτούνται, ενώ άλλες (τα ζαχαρότευτλα, το σκληρό σιτάρι και το βαμβάκι) χάνουν σημαντικό μέρος της επιδότησης (Κανονισμός 1782/2003/ΕΚ). Με βάση τα υπάρχοντα δεδομένα (αποδόσεις, κόστος παραγωγής, ποιότητα προϊόντος) οι παραπάνω καλλιέργειες κρίνονται, σε πολλές περιπτώσεις, οικονομικά ασύμφορες (Βακάκης, 2007). Από την άλλη πλευρά οι ενεργειακές καλλιέργειες, σύμφωνα με τη νέα ΚΑΠ, θεωρούνται επιλέξιμες και ενισχύονται ανεξαρτήτως του ύψους της παραγωγής με 45 ευρώ/ha (Κανονισμός 1782/2003/ΕΚ). Στις ελληνικές συνθήκες και από αγρολογική άποψη είναι δυνατή η αντικατάσταση των παραδοσιακών καλλιεργειών με ενεργειακές (Βακάκης, 2007). Από την άλλη πλευρά η οικονομική τους βιωσιμότητα εξαρτάται από τις αποδόσεις, το μέγεθος του γεωργικού κλήρου και, συνεπώς, του κόστους παραγωγής, την τιμή του προϊόντος (όπως διαμορφώνεται στις διεθνείς αγορές) καθώς και από τη γεωργική πρακτική (π.χ. κρίνεται απαραίτητη η ένταξη των ενεργειακών καλλιεργειών σε σύστημα αμειψισποράς) (Οικονομίδης, 2010). Πίνακας 1.4 Οι καλλιεργήσιμες εκτάσεις με ενεργειακά φυτά στην Ελλάδα κατά τα έτη από το 2005 έως το (FAOSTAT, 2013) Είδος Καλλιεργήσιμη έκταση (ha) Έτος Ηλίανθος Ελαιοκράμβη Σόγια Στην Ελλάδα, μετά το 2005, για ενεργειακούς σκοπούς καλλιεργούνται τρία φυτικά είδη: ο ηλίανθος, η ελαιοκράμβη και η σόγια (ΚΥΑ, 2013). Οι καλλιέργειες αυτές θεωρούνται οικονομικά συμφέρουσες όταν οι αποδόσεις ξεπερνούν τους 3 tn ha 1, το κόστος παραγωγής είναι μικρότερο των 600 ha 1 και η τιμή των προϊόντων μεγαλύτερη των 300 tn 1 (Οικονομίδης, 2010). Σημειώνεται ότι τα τελευταία τρία 26

41 χρόνια οι τιμές των παραπάνω αγροτικών προϊόντων ξεπερνούν τα 350 tn 1, ενώ για το 2013 τα 400 tn 1. Σύμφωνα με στοιχεία του FAOSTAT (Πίνακας 1.4) το 2005 καλλιεργήθηκαν συνολικά ha με ενεργειακές καλλιέργειες (5.200 ha ηλίανθος και ha σόγια), ενώ το ha ( ha ηλίανθος, ha ελαιοκράμβη και ha σόγια). Από τα παραπάνω στοιχεία γίνεται φανερό ότι οι ενεργειακές καλλιέργειες έχουν κινήσει το ενδιαφέρον του Έλληνα αγρότη και σε συνδυασμό με την αύξηση της ζήτησης των βιοκαυσίμων (τουλάχιστον μέχρι το 2012), οι καλλιέργειες αυτές θα μπορούσαν να αποτελούν μια εναλλακτική λύση για την ελληνική αγροτική οικονομία. Πίνακας 1.5 «Νέες» ενεργειακές καλλιέργειες που έχουν δοκιμασθεί στις ελληνικές κλιματολογικές συνθήκες και έχουν προταθεί για καλλιέργεια. (Χρήστου κ.ά., ΚΑΠΕ, 2006) Κοινή ονομασία Βοτανική ονομασία Απόδοση 1 (tn ξηρής ουσίας/ha) Αγριαγκινάρα Cynara cardunculus Καλάμι Arundo donax Κενάφ Hibiscus cannabinus 15 Μίσχανθος Miscanthus sinensis Σόργο ινώδες Sorghum scoparion Switchgrass Panicum virgatum Ευκάλυπτος Eucalyptus globules <35 Ψευδακακία Robinia pseudoacacia Οι αποδόσεις αναφέρονται σε μικρές (5 30 στρέμματα), αρδευόμενες καλλιέργειες. Μέχρι τώρα άλλου τύπου ενεργειακές καλλιέργειες δεν έχουν εγκατασταθεί σε μεγάλη κλίμακα στην Ελλάδα. Το Κέντρο Ανανεώσιμων Πηγών Ενέργειας (ΚΑΠΕ) έχει διεξάγει πειράματα σε μικρές σχετικά εκτάσεις, σε διάφορες περιοχές της χώρας, με «νέες» ενεργειακές καλλιέργειες (κυρίως πολυετών ποωδών φυτών για την παραγωγή λιγνοκυτταρινικών υλικών) που αναπτύσσονται πολύ καλά στις ελληνικές κλιματολογικές συνθήκες. Οι πειραματικές καλλιέργειες έδειξαν ικανοποιητικές αποδόσεις (Πίνακας 1.5) και σε συνδυασμό με τα γενικότερα πλεονεκτήματα που παρουσιάζουν (Παράγραφος 1.3.2), θα μπορούσαν, και αυτές, να αποτελέσουν εναλλακτική λύση για την ελληνική 27

42 αγροτική οικονομία. Προς το παρόν παρατηρείται έλλειψη ενδιαφέροντος για την καλλιέργεια των φυτών αυτών από τους Έλληνες αγρότες μια και δεν υπάρχει ζήτηση από την ελληνική μεταποιητική βιομηχανία. 28

43 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 2 Φυτοπροστατευτικά προϊόντα 2.1 Ορισμοί Σύμφωνα με την Οδηγία 1107/09 της ΕΕ, ως φυτοπροστατευτικά προϊόντα ορίζονται «τα προϊόντα, με τη μορφή με την οποία παραδίδονται στον χρήστη, που αποτελούνται από δραστικές ουσίες, αντιοφυτοτοξικά ή συνεργιστικά ή περιέχουν τέτοιες ουσίες, και προορίζονται για μία από τις ακόλουθες χρήσεις: α) να προστατεύουν τα φυτά ή τα φυτικά προϊόντα από κάθε είδους επιβλαβείς οργανισμούς ή να προλαμβάνουν τη δράση των οργανισμών αυτών, εκτός αν τα προϊόντα αυτά θεωρείται ότι χρησιμοποιούνται για λόγους υγιεινής και όχι για την προστασία των φυτών ή των φυτικών προϊόντων β) να επηρεάζουν τις φυσιολογικές διεργασίες των φυτών, όπως τις ουσίες που επηρεάζουν την ανάπτυξή τους, εκτός αν πρόκειται για θρεπτικά στοιχεία γ) να διατηρούν τα φυτικά προϊόντα, εκτός εάν πρόκειται για ουσίες ή προϊόντα που υπόκεινται σε ειδικές κοινοτικές διατάξεις σχετικά με τα συντηρητικά δ) να καταστρέφουν ανεπιθύμητα φυτά ή μέρη φυτών, εκτός από τα φύκη, εκτός αν τα προϊόντα χρησιμοποιούνται στο έδαφος ή το νερό για να προστατεύουν τα φυτά ε) να επιβραδύνουν ή να προλαμβάνουν την ανεπιθύμητη ανάπτυξη φυτών, εκτός από τα φύκη, εκτός αν τα προϊόντα χρησιμοποιούνται στο έδαφος ή το νερό για να προστατεύουν τα φυτά». Τα φυτοπροστατευτικά προϊόντα ανάλογα με τη χρήση τους μπορούν να καταταγούν στις παρακάτω κατηγορίες (Δημόπουλος, 2010): Παρασιτοκτόνα: χαρακτηρίζονται οι χημικές ουσίες ή μίγματα ουσιών που απαντώνται στη φύση ή συντίθενται τεχνητά και έχουν την ιδιότητα να επιδρούν σε συγκεκριμένα βιολογικά υποστρώματα (φυτικά ή ζωικά) μεταβάλλοντας τη βιολογική 29

44 τους συμπεριφορά. Αποτέλεσμα της δράσης τους μπορεί να είναι ο θάνατος ή η αναστολή της ανάπτυξης ή η παρεμπόδιση της αναπαραγωγής του οργανισμού στόχου. Ανάλογα με τον οργανισμό τον οποίο καταπολεμούν τα παρασιτοκτόνα χαρακτηρίζονται ως ζιζανιοκτόνα, εντομοκτόνα (περιλαμβάνονται και τα εντομοελκυστικά και οι ρυθμιστές ανάπτυξης εντόμων), μυκητοκτόνα, νηματοδωκτόνα, ακαρεοκτόνα, βακτηριοκτόνα, κοχλιολειματοκτόνα, τρωκτικοκτόνα. Φυτορρυθμιστικές ουσίες: είναι οι φυσικές ή συνθετικές οργανικές ενώσεις που τροποποιούν (προάγουν ή παρεμποδίζουν) την αύξηση και την ανάπτυξη των φυτών. Βιολογικά σκευάσματα: είναι σκευάσματα που περιέχουν σε λανθάνουσα κατάσταση οργανισμούς (μύκητες, βακτήρια, ιούς, έντομα, ακάρεα), οι οποίοι μετά την εφαρμογή τους μπορούν να δράσουν εναντίον άλλων επιβλαβών για τα φυτά οργανισμών. 2.2 Παρασιτοκτόνα Η δεύτερη γεωργική επανάσταση των νεότερων χρόνων ξεκίνησε στα τέλη του 19ου και τις αρχές του 20ου αιώνα και εξαπλώθηκε μετά τον 2ο Παγκόσμιο Πόλεμο (2ο ΠΠ) σε όλες τις ανεπτυγμένες χώρες. Χάρη σε αυτή έχει επιτευχθεί η διατροφή του όλου και αυξανόμενου παγκόσμιου πληθυσμού. Η επιτυχία της βασίστηκε στη μηχανοποίηση, στην επιλογή νέων ποικιλιών και στη χρήση χημικών σκευασμάτων (λιπάσματα και φυτοπροστατευτικά προϊόντα) (Μαζουαγιέ και Ρουντάρ, 2005). Χημικές ουσίες, αρχικά ανόργανες (θείο, αρσενικό, υδράργυρος, μόλυβδος κ.ά.), χρησιμοποιούνταν για την προστασία της φυτικής παραγωγής από τα αρχαία χρόνια. Με την ανακάλυψη του διχλωροδιφαινυλτριχλωροαιθανίου (DDT) το 1939, η καταπολέμηση των παρασίτων και η φυτοπροστασία πέρασε σε μια νέα εποχή με τα φυτοπροστατευτικά προϊόντα και ιδιαίτερα τα παρασιτοκτόνα, να παίζουν έναν πολύ σημαντικό ρόλο στη σύγχρονη γεωργία. Σήμερα, παρόλο που έχει σημειωθεί κάποια πρόοδος στο βιολογικό έλεγχο των παρασίτων, τα παρασιτοκτόνα εξακολουθούν να είναι αναντικατάστατα στην προσπάθεια για την ικανοποιητική διατροφή του παγκόσμιου πληθυσμού. Εκτιμάται ότι τουλάχιστον το ένα τρίτο της παγκόσμιας γεωργικής παραγωγής θα μπορούσε να χάνεται χωρίς την εφαρμογή παρασιτοκτόνων (Tadeo et al., 2008). 30

45 2.2.1 Προβλήματα από τη χρήση των παρασιτοκτόνων Παρά τα οφέλη που προσπόρισαν τα παρασιτοκτόνα στη φυτική παραγωγή, η εκτεταμένη χρήση και συχνά κατάχρησή τους είχε ως αποτέλεσμα τη δημιουργία αρκετών σοβαρών προβλημάτων τόσο στην ίδια τη φυτική παραγωγή (π.χ. ανάπτυξη ανθεκτικότητας από διάφορα παράσιτα, θανάτωση ωφέλιμων οργανισμών), όσο και γενικότερα στο περιβάλλον (Pedigo, 2002). Η δράση των παρασιτοκτόνων δεν περιορίζεται στους οργανισμούς στόχους, αλλά επεκτείνεται σε όλους τους ζωντανούς οργανισμούς και στον άνθρωπο. Έτσι η εισαγωγή στο περιβάλλον των τοξικών αυτών ουσιών έχει προκαλέσει τη ρύπανση των επιφανειακών και υπογείων υδάτων, τη μείωση της βιοποικιλότητας σε περιοχές που η χρήση τους είναι εκτεταμένη, καθώς και την αύξηση του κινδύνου για την ανθρώπινη υγεία είτε λόγω της απευθείας έκθεσης στα παρασιτοκτόνα, είτε λόγω της έμμεσης λήψης των υπολειμμάτων τους κυρίως μέσω της τροφής και του νερού. Οι χημικές αυτές ενώσεις μπορούν να μεταφερθούν σε μεγάλες αποστάσεις από το σημείο εφαρμογής και έχουν ανιχνευθεί σχεδόν παντού στον πλανήτη: στην ατμόσφαιρα (Shen et al., 2005, Coscollà et al., 2010), στις θάλασσες (Scheringer, 2008) στα επιφανειακά και υπόγεια ύδατα (Konstantinou et al., 2006, Guzzella et al., 2006), στο πόσιμο νερό (Bartram, 2002), στα εδάφη (Gu et al., 2008), στα εκτρεφόμενα (MacLachlan and Bhula, 2008) και στα άγρια ζώα (Grove et al., 2009, Christensen et al., 2013), στον άνθρωπο (Vukanic et al., 2013), ακόμη και στους πάγους και στα ζώα των πόλων (Scheringer, 2008). Ως αποτέλεσμα των παραπάνω και σε μια προσπάθεια να γίνει όσο το δυνατό πιο ασφαλής η χρήση των παρασιτοκτόνων και να περιοριστούν οι επιπτώσεις της χρήσης τους στο περιβάλλον και στην ανθρώπινη υγεία, οι ανεπτυγμένες, κυρίως, χώρες έχουν πάρει μια σειρά νομοθετικών μέτρων που αφορούν στην παραγωγή, την εμπορία και τη χρήση των παρασιτοκτόνων. Στα μέτρα αυτά περιλαμβάνονται η απαγόρευση κυκλοφορίας συγκεκριμένων παρασιτοκτόνων (π.χ. των οργανοχλωριωμένων), η θέσπιση αυστηρών κανόνων που διέπουν τα φυτοπροστατευτικά προϊόντα και τις δραστικές ουσίες που αυτά περιέχουν και η θέσπιση ανώτατων ορίων υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων (Maximum Residue Levels, MRLs) στα τρόφιμα και στα νερά. Στην Ευρωπαϊκή Ένωση και στην Ελλάδα η κυκλοφορία των παρασιτοκτόνων διέπεται από την Οδηγία 1107/2009, η 31

46 επικινδυνότητα των δραστικών ουσιών έχει καθοριστεί με τον Κανονισμό 1272/2008/ΕΚ και τα MRLs έχουν οριστεί με τον Κανονισμό 396/2005/ΕΚ Η κατανάλωση των παρασιτοκτόνων στον κόσμο και στην Ελλάδα Μετά τον 2ο ΠΠ και μέχρι τη δεκαετία του 1980, η παγκόσμια κατανάλωση των παρασιτοκτόνων αυξήθηκε θεαματικά, παρουσιάζοντας έκτοτε μια τάση σταθεροποίησης ή ακόμη και ελαφριάς μείωσης σε ορισμένες χώρες (WHO, 2008). Το 2007 η παγκόσμια κατανάλωση παρασιτοκτόνων έφτασε τα 2,37 εκατομμύρια τόνους αντιπροσωπεύοντας μία αγορά της τάξης των 40 δισεκατομμυρίων δολαρίων. Κατά κατηγορία το 40% της κατανάλωσης αφορά στα ζιζανιοκτόνα, το 17% στα εντομοκτόνα, το 10% στα μυκητοκτόνα και βακτηριοκτόνα, ενώ το υπόλοιπο 33% σε άλλου είδους παρασιτοκτόνα (Πίνακας 2.1) (Grube et al., 2011). Πίνακας 2.1 Παγκόσμια κατανάλωση παρασιτοκτόνων κατά τα έτη 1995, 2001, 2007 σε εκατομμύρια τόνους (M tn) M tn % M tn % M tn % Ζιζανιοκτόνα 1, , ,95 40 Εντομοκτόνα 0, , ,40 17 Μυκητοκτόνα και Βακτηριοκτόνα 0, , ,24 10 Άλλα 0, , ,77 33 Σύνολο 2, , , Στην Ελλάδα, σύμφωνα με στοιχεία του FAOSTAT (2013) η κατανάλωση των παρασιτοκτόνων, κατά τη χρονική περίοδο από το 2000 έως το 2006, κυμάνθηκε γύρω στους τόνους ετησίως, με τη μεγαλύτερη κατανάλωση να αφορά στα μυκητοκτόνα και βακτηριοκτόνα, τα οποία και αποτελούν το 40 49% επί του συνόλου (Σχήμα 2.1). 32

47 Σχήμα 2.1 Η κατανάλωση παρασιτοκτόνων στην Ελλάδα κατά τα έτη σε τόνους. 2.3 Ζιζανιοκτόνα Με τον όρο «ζιζάνια» νοούνται τα φυτά της αυτοφυούς χλωρίδας που βλαστάνουν και αναπτύσσονται ανάμεσα στα φυτά μιας καλλιέργειας. Τα φυτά αυτά έχουν συνήθως υψηλότερους ρυθμούς πολλαπλασιασμού και ανάπτυξης από τα καλλιεργούμενα, καθώς και μεγάλη προσαρμοστικότητα σε διάφορες περιβαλλοντικές συνθήκες. Αποτέλεσμα των παραπάνω είναι να ανταγωνίζονται ισχυρά τα καλλιεργούμενα φυτά για πόρους (θρεπτικά, νερό, φως) και ζωτικό χώρο και να περιορίζουν έτσι τις αποδόσεις των τελευταίων (Δημόπουλος, 2010). Για τον έλεγχο των ζιζανίων στα καλλιεργούμενα εδάφη χρησιμοποιούνται καλλιεργητικές τεχνικές, βιολογικές μέθοδοι και η εφαρμογή χημικών ουσιών που είναι γνωστές ως ζιζανιοκτόνα. Τα ζιζανιοκτόνα περιλαμβάνουν ένα μεγάλο αριθμό χημικών ουσιών, ένα μεγαλύτερο αριθμό δραστικών ουσιών και όπως αναφέρθηκε στην προηγούμενη παράγραφο αποτελούν το 40% της παγκόσμιας κατανάλωσης παρασιτοκτόνων, με αποτέλεσμα το ενδιαφέρον για τη συμπεριφορά τους στο περιβάλλον να είναι αυξημένο. Στην Ελλάδα το 2010 είχαν αποκτήσει έγκριση κυκλοφορίας 93 δραστικές ουσίες σε περισσότερα από 350 σκευάσματα (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010) και το 33

48 2006 αποτελούσαν σχεδόν το 24% της συνολικής κατανάλωσης παρασιτοκτόνων (FAOSTAT 2013) Ταξινόμηση των ζιζανιοκτόνων Τα ζιζανιοκτόνα μπορεί να διακριθούν και να ταξινομηθούν σε διάφορες κατηγορίες (Δημόπουλος, 2010 Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010): α) Με βάση τον τρόπο και το χρόνο εφαρμογής, όπου διακρίνονται σε: εδάφους (εφαρμόζονται ή/και ενσωματώνονται στο έδαφος), φυλλώματος (εφαρμόζονται στο φύλλωμα), προσπαρτικά ή προφυτευτικά (εφαρμόζονται πριν τη σπορά ή τη φύτευση της καλλιέργειας) και προφυτρωτικά ή μεταφυτρωτικά (εφαρμόζονται πριν ή μετά τη βλάστηση της καλλιέργειας). β) Με βάση τον τρόπο πρόσληψης και μετακίνησής τους στα φυτά μπορούν να χαρακτηριστούν ως: επαφής (εφαρμόζονται στο φύλλωμα και ασκούν τοπική δράση) και διασυστηματικά (εφαρμόζονται στο φύλλωμα ή στο έδαφος, απορροφώνται από τους ιστούς των φυτών και μετακινούνται εντός των φυτών συμπλαστικά και/ή αποπλασματικά). γ) Με βάση το εύρος των φυτών στα οποία δρουν διακρίνονται σε: καθολικά (είναι εξίσου τοξικά σε όλα τα φυτά, καλλιεργούμενα ή αυτοφυή) και εκλεκτικά (είναι τοξικά σε ορισμένες κατηγορίες φυτών π.χ. των αγρωστωδών). δ) Ανάλογα με τον τρόπο δράσης τα ζιζανιοκτόνα μπορούν να κατηγοριοποιηθούν: σε παρεμποδιστές της φωτοσύνθεσης και σχετικών με τη φωτοσύνθεση λειτουργιών, σε παρεμποδιστές της βιοσύνθεσης αμινοξέων, λιπαρών οξέων, συστατικών του κυτταρικού τοιχώματος και βιταμινών, σε ζιζανιοκτόνα που δρουν στο φυτοορμονικό σύστημα και σε αυτά που επηρεάζουν τη διαίρεση και την αύξηση των κυττάρων. ε) Ανάλογα με τη χημική ομάδα που ανήκει η δραστική ουσία. Οι κυριότερες χημικές ομάδες είναι τα αμίδια, τα βενζοϊκά οξέα, τα νιτρίλια, οι νιτρο-ανιλίνες, τα φαινοξυοξέα, οι πυριδίνες, οι τριαζίνες και οι υποκατεστημένες ουρίες Ιδιότητες των ομάδων των επιλεγμένων ζιζανιοκτόνων Διφαινυλικοί αιθέρες Ο βασικός συντακτικός τύπος των διφαινυλικών αιθέρων περιλαμβάνει δύο φαινυλικούς δακτύλιους ενωμένους με αιθερικό δεσμό. Οι πλευρικές, χημικά ενεργές, 34

49 ομάδες μπορεί να είναι F 3 C, NO 2, Cl, COONa ή αλκύλιο. Τα ζιζανιοκτόνα της ομάδας αυτής δρουν ως παρεμποδιστές της δράσης της οξειδάσης του πρωτοπορφυρινογόνου (PPO). Το PPO αποτελεί το ένζυμο κλειδί για τη βιοσύνθεση της πρωτοπορφυρίνης, η οποία με τη σειρά της χρησιμοποιείται στη βιοσύνθεση της χλωροφύλλης και των κυτοχρωμάτων. Η δράση τους εξαρτάται από την ένταση του φωτός (Scrano et al., 1999). Είναι μη πτητικά, λιπόφιλα και τα περισσότερα δεν ιονίζονται σε συνηθισμένα επίπεδα του ph. Απορροφώνται εύκολα από τις ρίζες και τα φύλλα των νεαρών φυτών, αλλά μετακινούνται ελάχιστα εντός των φυτών. Προσροφώνται ισχυρά από τα κολλοειδή του εδάφους και δεν εκπλύονται. Βιοδιασπώνται σχετικά εύκολα, ενώ είναι σταθερά στην υδρόλυση. Εφαρμόζονται προ- ή μεταφυτρωτικά για την καταπολέμηση τόσο αγρωστωδών όσο και πλατύφυλλων ζιζανίων. Θεωρούνται μέσης έως μεγάλης υπολειμματικότητας στο έδαφος, με χρόνο παραμονής που μπορεί να ξεπερνά τους 12 μήνες (Roberts, 1998). Χαρακτηριστικές ουσίες της ομάδας αυτής είναι οι acifluorfen, oxyfluorfen, bifenox, fluorodifen. lactofen κ.ά.. Αρυλοξυφαινοξυαλκανοϊκά οξέα Η βασική μονάδα δομής των αρυλοξυφαινοξυαλκανοϊκών οξέων περιλαμβάνει δύο δακτυλίους, ο ένας εκ των οποίων είναι φαινοξυ-δακτύλιος, ενωμένους με αιθερικό δεσμό. Πρόκειται για παρεμποδιστές της καρβοξυλάσης του ακέτυλουσυνενζύμου Α, που παίζει βασικό ρόλο στη βιοσύνθεση των λιπαρών οξέων. Προκαλούν ανάσχεση της αύξησης των φυτών, που ακολουθείται από νέκρωση δύο με τρεις εβδομάδες μετά την εφαρμογή. Απορροφώνται κυρίως από τα φύλλα και μετακινούνται εύκολα συμπλασματικά και αποπλασματικά εντός των φυτών (Roberts, 1998). Στο έδαφος συμπεριφέρονται ως ασθενή οξέα με συνέπεια να προσροφώνται ελάχιστα στα εδαφικά κολλοειδή και ο βαθμός έκπλυσής τους να είναι μεγάλος. Υπόκεινται σε έντονη μικροβιακή αποδόμηση. Εφαρμόζονται μεταφυτρωτικά για την καταπολέμηση ετησίων και πολυετών αγρωστωδών ζιζανίων σε καλλιέργειες πλατύφυλλων. Έχουν σχετικά μικρή υπολειμματικότητα στο έδαφος με χρόνο παραμονής έως τρεις μήνες (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010). Χαρακτηριστικές ουσίες της ομάδας είναι οι clodinafop, cyhalofop, fluazifop, quizalofop, propaquizafop, κ.ά.. 35

50 Χλωροακεταμίδια Αποτελούν υποομάδα των αμιδίων, τα οποία δρουν παρεμποδίζοντας την κυτταρική διαίρεση και την αύξηση των κυττάρων με αποτέλεσμα την αναστολή της αύξησης των νεαρών φυτών και ειδικότερα της επιμήκυνσης των ριζών. Η δράση τους θεωρείται ότι οφείλεται στην παρεμπόδιση της πρωτεϊνοσύνθεσης ή της βιοσύνθεσης των μεγάλου μήκους λιπαρών οξέων (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010). Απορροφώνται κυρίως από τις ρίζες των νεαρών φυτών και μεταφέρονται στο υπέργειο μέρος αποπλασματικά. Στο έδαφος συμπεριφέρονται ως μη ιονιζόμενα μόρια με συνέπεια η προσρόφησή τους στα εδαφικά κολλοειδή να εξαρτάται από την οργανική ουσία και την υγρασία του εδάφους. Εκπλένονται σε μικρό βαθμό προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα (Ελευθεροχωρινός, 2002). Εφαρμόζονται κυρίως προφυτρωτικά για τον έλεγχο ετήσιων αγρωστωδών ζιζανίων και κάποιων πλατύφυλλων. Θεωρούνται μικρής έως μέσης υπολειμματικότητας στο έδαφος καθώς διασπώνται σχετικά γρήγορα από τους μικροοργανισμούς του εδάφους. Χαρακτηριστικές ουσίες της ομάδας είναι οι metazachlor, metolachlor, propachlor, alachlor, propanil κ.ά.. Κινολινοκαρβοξυλικά οξέα Στην ομάδα αυτή ανήκουν οι δραστικές ουσίες quinclorac, quinmerac και benazolin που έχουν δράση παρόμοια με αυτή της φυσικής αυξίνης (ινδολ-3-οξικό οξύ, ΙΑΑ). Ο τρόπος δράσης τους δεν έχει καθοριστεί ακριβώς. Θεωρείται ότι υποκαθιστούν τη σύνθεση και τη δράση των αυξινών προκαλώντας ανεξέλεγκτη παραγωγή πρωτεϊνών και διαταραχές στην αύξηση των κυττάρων (Roberts, 1998). Επιπλέον επάγουν το σχηματισμό αιθυλενίου και αμπσισικού οξέος με αποτέλεσμα την πρόκληση επιναστίας και διαταραχές στο ισοζύγιο του νερού (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010). Προσλαμβάνονται κυρίως από τις ρίζες, μετακινούνται εύκολα εντός των φυτών με συμπλασματική και αποπλασματική κίνηση και μεταβολίζονται με αργό ρυθμό. Η δράση τους είναι ταχύτερη σε συνθήκες υψηλής υγρασίας. Η υπολειμματικότητά τους στο έδαφος, ανάλογα με το ζιζανιοκτόνο μπορεί να διαρκεί από μία έως δύο εβδομάδες (quinmerac) έως και περισσότερο από 12 μήνες (quinclorac). 36

51 2.4 Εντομοκτόνα Τα έντομα αποτελούν την πολυπληθέστερη κλάση ζωικών ειδών στον πλανήτη με πάνω από είδη. Από αυτά περίπου είναι φυτοφάγα και μπορούν να προκαλέσουν σοβαρές ζημιές στη φυτική παραγωγή. Στη γεωργική πρακτική η αντιμετώπισή τους πραγματοποιείται με καλλιεργητικές τεχνικές, μηχανικά και φυσικά μέσα, βιολογικές μεθόδους και κυρίως με τη χρήση χημικών ουσιών, φυσικών ή συνθετικών, που καλούνται εντομοκτόνα. Τα τελευταία αποτελούν το 17% της παγκόσμιας κατανάλωσης των παρασιτοκτόνων (Πίνακας 2.1). Στην Ελλάδα το 2010 είχαν αποκτήσει έγκριση κυκλοφορίας 81 δραστικές ουσίες σε περισσότερα από 300 σκευάσματα (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010) και το 2006 αποτελούσαν σχεδόν το 27% της συνολικής κατανάλωσης παρασιτοκτόνων (FAOSTAT 2013) Ταξινόμηση των εντομοκτόνων Τα εντομοκτόνα μπορούν να διακριθούν σε διάφορες κατηγορίες ανάλογα με (Van Emden, 1997, Pedigo, 2002): α) τον τρόπο εισόδου τους στον οργανισμό των εντόμων όπου χαρακτηρίζονται ως: επαφής (εισέρχονται κυρίως μέσω του χιτίνινου εξωσκελετού), στομάχου (εισέρχονται μέσω της στοματικής οδού και καταλήγουν στο στόμαχο), ασφυκτικά ή καπνογόνου δράσης (εισέρχονται μέσω των αναπνευστικών οδών προσβάλλοντας το αναπνευστικό σύστημα) και πολλαπλής δράσης (εισέρχονται με δύο ή και τους τρεις παραπάνω τρόπους). β) τον τρόπο δράσης στον οργανισμό των εντόμων: στο νευρικό σύστημα, στα συστήματα παραγωγής ενέργειας, στη βιοσύνθεση των λιπιδίων, στη βιοσύνθεση της χιτίνης, στη λειτουργία του ενδοκρινικού και του μυικού συστήματος. γ) τη χημική δομή και προέλευση, με βάση τις οποίες διακρίνονται σε: ανόργανα εντομοκτόνα (μεταλλικές ενώσεις, μη μεταλλικές ενώσεις και ορυκτές ενώσεις) και οργανικά εντομοκτόνα (συνθετικά οργανικά και φυσικής προέλευσης) δ) τη χημική ομάδα που ανήκει η δραστική ουσία. Σε αυτές συμπεριλαμβάνονται τα οργανοχλωριωμένα, τα οργανοφωσφορικά, τα καρβαμιδικά, τα πυρεθρινοειδή, τα νεονικοτινοειδή, οι βενζιλουρίες κ.ά.. 37

52 2.4.2 Ιδιότητες των ομάδων των επιλεγμένων εντομοκτόνων Πυρεθρινοειδή Είναι ενώσεις παράγωγα των φυσικών πυρεθρινών που προέρχονται από τις ταξιανθίες του φυτού Chrysanthemum cineriaefolium (πύρεθρο). Πρόκειται για εστέρες του χρυσανθεμικού οξέος ή παραγώγων του με διάφορες αλκοόλες. Περιέχουν ένα έως τρία ασύμμετρα άτομα άνθρακα με διπλούς δεσμούς με αποτέλεσμα να προκύπτουν δύο έως οκτώ ισομερή. Δρουν ως παρεμποδιστές της μετάδοσης των νευρικών σημάτων προκαλώντας παρατεταμένο άνοιγμα των διαύλων νατρίου και απώλεια ιόντων με τελική κατάληξη τη μυική παράλυση και το θάνατο των εντόμων (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010). Τα πυρεθρινοειδή είναι συνθετικές πυρεθρίνες και αποτελούν την ταχύτερα εξελισσόμενη ομάδα των σύγχρονων εντομοκτόνων. Σήμερα κυκλοφορεί η τέταρτη γενιά πυρεθρινοειδών, τα οποία θεωρούνται κατά δέκα φορές περισσότερο αποτελεσματικά από την τρίτη γενιά (Pedigo, 2002). Είναι εντομοκτόνα επαφής και στομάχου με μεγάλη έως πολύ μεγάλη εντομοτοξικότητα, ευρύ φάσμα δράσης και υπολειμματική διάρκεια που ποικίλλει. Λόγω της μεγάλης εντομοτοξικότητάς τους χρησιμοποιούνται σε μικρές δόσεις εφαρμογής και με λιγότερες επεμβάσεις σε σχέση με άλλα εντομοκτόνα, αποτελούν όμως κίνδυνο και για τα ωφέλιμα έντομα (π.χ. μέλισσες) και τα άλλα αρθρόποδα. Θεωρούνται ιδιαίτερα τοξικά για τους υδρόβιους οργανισμούς. Παρουσιάζουν μικρή τοξικότητα στα θηλαστικά και στα πουλιά, στα οποία μεταβολίζονται γρήγορα (με διάσπαση του εστερικού δεσμού) προς μη τοξικά προϊόντα. Έχουν πολύ μικρή πτητικότητα, μεγάλη λιποδιαλυτότητα, είναι σχεδόν αδιάλυτα στο νερό, αλλά δεν βιοσυσσωρεύονται (Τζανακάκης, 1995). Βιοαποδομούνται σχετικά γρήγορα στο έδαφος (σε λίγες εβδομάδες), χωρίς να παρουσιάζουν επιπτώσεις στη μικροχλωρίδα, δεσμεύονται από τα κολλοειδή του εδάφους και συνεπώς μετακινούνται ελάχιστα (Tadeo et al., 2008). Εντομοκτόνα που ανήκουν στην ομάδα των πυρεθρινοειδών είναι τα cypermethrin, lambda-cyhalothrin, deltamethrin, cyfluthrin, esfenvalerate κ.ά.. 38

53 2.5 Μυκητοκτόνα Οι μύκητες είναι ευκαρυωτικοί, ετερότροφοι μικροοργανισμοί που αναπαράγονται συνήθως με σπόρια. Παγκοσμίως έχουν καταγραφεί περίπου είδη από τα οποία τα προκαλούν περισσότερες από ασθένειες σε φυτά οικονομικού ενδιαφέροντος (Lucas et al., 1992). Οι μύκητες μπορούν να προκαλέσουν τεράστιες ζημιές στα καλλιεργούμενα φυτά, τόσο με την καταστροφή των καλλιεργειών και των προϊόντων, όσο και με την υποβάθμιση της παραγωγής. Κάποιοι φυτοπαρασιτικοί μύκητες παράγουν τοξίνες (μυκοτοξίνες) οι οποίες είναι δηλητηριώδεις για τα ζώα και τον άνθρωπο. Η αντιμετώπιση τους πραγματοποιείται με την εφαρμογή καλλιεργητικών τεχνικών, την καλλιέργεια ανθεκτικών ποικιλιών, τη χρήση βιολογικών παραγόντων και τη χρήση χημικών ενώσεων που γενικά ονομάζονται μυκητοκτόνα. Σε παγκόσμιο επίπεδο ένας μεγάλος αριθμός χημικών ενώσεων χρησιμοποιείται για τον έλεγχο των μυκήτων οι οποίες, μαζί με τα βακτηριοκτόνα, αποτελούν το 10% της συνολικής κατανάλωσης παρασιτοκτόνων (Πίνακας 2.1). Στην Ελλάδα το 2010 είχαν αποκτήσει έγκριση κυκλοφορίας 87 δραστικές ουσίες σε περισσότερα από 350 σκευάσματα (Ζιώγας και Μαρκόγλου, 2010) και το 2006 αποτελούσαν σχεδόν το 49% της συνολικής κατανάλωσης παρασιτοκτόνων (FAOSTAT 2013) Ταξινόμηση των μυκητοκτόνων Η ταξινόμηση των μυκητοκτόνων μπορεί να γίνει ανάλογα με (Parry, 1990, Lucas et al., 1992): α) με τη χημική δομή, με βάση την οποία τα μυκητοκτόνα κατατάσσονται σε ανόργανα, οργανικά, οργανομεταλλικά, φυσικά ή συνθετικά. β) την ικανότητα εισόδου και μετακίνησής τους εντός των φυτών. Αν η δραστική ουσία παραμένει στην επιφάνεια των φυτών ασκώντας κυρίως προστατευτική δράση χαρακτηρίζονται ως προστατευτικά. Αν έχουν την ικανότητα να εισέρχονται και να μετακινούνται εντός των φυτών χαρακτηρίζονται ως διασυστηματικά. γ) τον τρόπο δράσης τους στους οργανισμούς στόχους. Η δράση των μυκητοκτόνων στα φυτοπαθογόνα γίνεται σε κυτταρικό/ υποκυτταρικό επίπεδο και μπορεί να επηρεάζουν/παρεμποδίζουν τον πολλαπλασιασμό των κυττάρων, τη λειτουργία των 39

54 κυτταρικών μεμβρανών, τη λειτουργία των μιτοχονδρίων, τη βιοσύνθεση των λιπαρών οξέων ή των πρωτεϊνών. δ) τη χημική ομάδα στην οποία ανήκουν οι δραστικές ουσίες, με βάση την οποία διακρίνονται σε πολλές κατηγορίες μεταξύ των οποίων τα διθειοκαρβαμιδικά, τα οργανοφωσφορικά, τα καρβαμιδικά, τα φαινιλαμίδια, τα βενζιμιδαζολικά, οι κινόνες κ.ά Η συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Η παρουσία των παρασιτοκτόνων στα αέρια, υδατικά και εδαφικά συστήματα, ακόμα και σε περιοχές μακριά από το πεδίο εφαρμογής οφείλεται τόσο στην απευθείας εναπόθεσή τους σε αυτά κατά τη διάρκεια εφαρμογών καταπολέμησης, όσο και στη μεταφορά τους από τα σημεία εφαρμογής ή ακόμη και από τα σημεία παραγωγής και αποθήκευσης, μέσω διεργασιών μεταφοράς αλλά και ατυχημάτων. Η συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων μετά την απελευθέρωσή τους στο περιβάλλον επηρεάζεται από διάφορους παράγοντες, ενώ τα ίδια τα παρασιτοκτόνα υπόκεινται στις διεργασίες της μεταφοράς στην αέρια φάση, της προσρόφησης στα κολλοειδή του εδάφους και του ιζήματος, της μεταφοράς τους μέσω του νερού και του εδάφους, της διάσπασής, της βιοσυσσώρευσης και της βιομεταφοράς, που αργά ή γρήγορα οδηγούν στην πλήρη αποδόμησή και στην εξάλειψή τους από το περιβάλλον (Σχήμα 2.2) Παράγοντες που επηρεάζουν τη συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Η συμπεριφορά και η τύχη των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον καθορίζεται κυρίως από τις φυσικοχημικές ιδιότητες του μορίου της οργανικής ουσίας, καθώς και από μια σειρά άλλους παράγοντες που περιλαμβάνουν τον τύπο του σκευάσματος που εφαρμόζεται, τις καλλιεργητικές τεχνικές που ακολουθούνται και τον τρόπο εφαρμογής, τις κλιματολογικές συνθήκες της περιοχής απελευθέρωσης καθώς και τα φυσικοχημικά και βιολογικά χαρακτηριστικά του μέσου στο οποίο βρίσκεται το παρασιτοκτόνο (Kudsk and Streibig, 2003) 40

55 Σχήμα 2.2 Τύχη και μεταφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον (Κωνσταντίνου, 2000) Οι φυσικοχημικές ιδιότητες των παρασιτοκτόνων Οι φυσικοχημικές ιδιότητες ενός παρασιτοκτόνου επηρεάζουν σε πολύ μεγάλο βαθμό τις αλληλεπίδρασεις του με τους περιβαλλοντικούς παράγοντες. Γνωρίζοντας την δομή και ιδιότητες του παρασιτοκτόνου όπως η διαλυτότητά του στο νερό (μg L 1 ), η πτητικότητά του (σταθερά Henry), ο συντελεστής κατανομής οκτανόλης/νερού (Kow), ο συντελεστής κατανομής/προσρόφησης στον οργανικό άνθρακα του εδάφους (Soil Absorption Coefficient, Koc), ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής κ.α., μπορεί σε μεγάλο βαθμό, να προβλεφθεί η συμπεριφορά του παρασιτοκτόνου ως προς την μεταφορά του στα διάφορα περιβαλλοντικά συστήματα (Schnoor, 1992, Kudsk and 41

56 Streibig, 2003) με χρήση απλών εξισώσεων που έχουν εξαχθεί από την μελέτη ενός μεγάλου αριθμού ενώσεων (π.χ. ο συντελεστής GUS για την κατακόρυφη έκπλυση παρασιτοκτόνων στο έδαφος, GUS = log (half-life) x [4 - log (Koc)]) ή με την χρήση πιο περίπλοκων μαθηματικών μοντέλων (π.χ. PELMO, GLEAMS, MACRO κ.α.). Στη συνέχεια παρουσιάζονται πιο αναλυτικά οι παραπάνω ιδιότητες: Οι ιδιότητες του μορίου όπως η στερεοχημική δομή, το μέγεθος, ο βαθμός και οι σταθερές ιονισμού (pk a, pk b ), η κατανομή του ηλεκτρικού φορτίου, η πολικότητα και η παρουσία έτερο ατόμων και δραστικών ομάδων σε αυτό, καθορίζουν βασικά φυσικοχημικά χαρακτηριστικά όπως η υδατοδιαλυτότητα, πτητικότητα κ.α. και επηρεάζουν το ρυθμό διάσπασης κατά τις υδρολυτικές και οξειδοαναγωγικές διεργασίες στο μέσο διασποράς, την τάση προσρόφησης στα κολλοειδή του εδάφους καθώς και τις διεργασίες μεταφοράς (Chaplain et al., 2011). Για παράδειγμα, παρασιτοκτόνα που διαθέτουν ομάδες που μπορούν να ιονιστούν εμφανίζουν συχνά σημαντικά διαφορετική συμπεριφορά (σταθερότητα στην υδρόλυση, βιοδιάσπαση και φωτόλυση, μεταφορά με το νερό, κ.α.) ανάλογα με την μορφή (ιονική ή ουδέτερη) στην οποία βρίσκονται για διαφορετικές τιμές ph του περιβαλλοντικού υποστρώματος. Η υδατοδιαλυτότητα μιας χημικής ένωσης αναφέρεται στη μάζα που μπορεί να διαλυθεί σε ένα λίτρο νερού σε μια συγκεκριμένη θερμοκρασία (συνήθως 20 C) και εκφράζεται, τις περισσότερες φορές, σε mg L 1 (ppm) ή σε μg L 1 (ppb). Υψηλές τιμές αντιστοιχούν σε μεγάλη υδατοδιαλυτότητα. Η μεγάλη υδατοδιαλυτότητα ενός παρασιτοκτόνου ευνοεί τη μεταφορά του μέσω του νερού (τόσο με έκπλυση, όσο και με επιφανειακή απορροή) αυξάνοντας τον κίνδυνο ρύπανσης των υπογείων και επιφανειακών υδάτων, δεν ευνοεί τη συσσώρευσή του στους ζωντανούς οργανισμούς και υποδηλώνει ότι μια από τις κύριες διεργασίες διάσπασης στην οποία υπόκειται είναι η υδρόλυση (Linde, 1994). Η πτητικότητα ενός παρασιτοκτόνου αναφέρεται στη δυνατότητά του να μεταφέρεται στην αέρια φάση και μπορεί να εκφραστεί μέσω της σταθεράς του Νόμου του Henry (Henry s Law Constant, H): 42

57 (2.1) όπου: η τάση ατμών, η οποία ορίζεται ως η πίεση που ασκείται από τους ατμούς της ουσίας όταν οι ατμοί και η ουσία βρίσκονται σε ισορροπία σε μια συγκεκριμένη θερμοκρασία (συνήθως 25 C) και η διαλυτότητα της ουσίας στο νερό Η τιμή της σταθεράς Η εκφράζεται συνήθως σε Pa (ή atm) m 3 mol 1. Τιμές μικρότερες από 10 1 αντιστοιχούν σε μη πτητικές ενώσεις, τιμές μεταξύ 10 1 και 1 σε μερικώς πτητικές ενώσεις και τιμές υψηλότερες του 1 σε πτητικές ενώσεις (Linde, 1994). Ο συντελεστής κατανομής οκτανόλης/νερού (Kow) εκφράζει την κατανομή μιας ουσίας μεταξύ δύο διαλυτών, του νερού (πολικός διαλύτης) και της οκτανόλης, μη πολικός (λιπόφιλος) διαλύτης, σε συγκεκριμένες τιμές ph και θερμοκρασίας (συνήθως 7 και 20 C αντίστοιχα). Υψηλές τιμές του συντελεστή Kow ενός παρασιτοκτόνου αντιστοιχούν σε μικρή πολικότητα, μικρή υδατοδιαλυτότητα, υψηλή λιποδιαλυτότητα, μεγάλη τάση προσρόφησης στα κολλοειδή και στα σωματίδια του εδάφους και του ιζήματος και υψηλή ικανότητα συγκέντρωσης στους λιπώδεις ιστούς (Larson and Weber, 1993). Ο συντελεστής κατανομής/προσρόφησης στον οργανικό άνθρακα του εδάφους (Koc) εκφράζει την τάση της χημικής ουσίας να ροφάται στο έδαφος και εκφράζεται από το συντελεστή κατανομής της ουσίας στη στερεή και υδατική φάση του εδάφους διά του ποσοστού της περιεχόμενης στο έδαφος οργανικής ουσίας: Kd Koc % OC 100 (2.2) όπου: K d η σταθερά κατανομής μιας χημικής ουσίας μεταξύ της στερεής και της υδατικής φάσης του εδάφους και %OC η περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία. Οι τιμές του Koc χρησιμοποιούνται ως μέτρο της προσρόφησης και της κινητικότητας ενός παρασιτοκτόνου στο έδαφος και υψηλές τιμές αντιστοιχούν σε μικρή κινητικότητα και υψηλή δυνατότητα προσρόφησης στα κολλοειδή του εδάφους (Navarro et al., 2007). 43

58 Η παραμονή/ανθεκτικότητα (persistence) μιας χημικής ένωσης σε ένα μέσο διασποράς μπορεί να θεωρηθεί ως η τάση της ουσίας να διατηρεί την ακεραιότητα του μορίου της και να μη μεταβάλει τα φυσικοχημικά και λειτουργικά της χαρακτηριστικά (Navarro et al., 2007). Η παραμονή/ανθεκτικότητα εκφράζεται συνήθως ως χρόνος ημιπεριόδου ζωής, ο οποίος ορίζεται ως ο χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της συγκέντρωσης της ουσίας στο μισό της αρχικής και περιλαμβάνει όλες τις διεργασίες διάσπασης, αβιοτικές και βιοτικές (π.χ. οξειδοαναγωγή, υδρόλυση, φωτοδιάσπαση και βιοδιάσπαση). Για ένα συγκεκριμένο περιβαλλοντικό υπόστρωμα, π.χ. το έδαφος, όταν συμπεριλαμβάνονται και οι διεργασίες ρόφησης, και μεταφοράς από το μέσο διασποράς (εξάτμιση, επιφανειακή απορροή, έκπλυση και πρόσληψη από τα φυτά) τότε αναφερόμαστε στην απομείωση (απομάκρυνση) (dissipation) ένωσης από το συγκεκριμένο υπόστρωμα Άλλοι παράγοντες που επιδρούν στη συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Ο τύπος του σκευάσματος. Τα σκευάσματα των παρασιτοκτόνων κυκλοφορούν σε διάφορους τύπους: π.χ. σκόνη επίπασης (DP), εναιώρημα μικροκαψυλίων (CS), γαλακτωματοποιήσιμο υγρό (EC), μακροκοκκώδες (GG), καπνογόνο (FD), πυκνό εναιώρημα (SC) κ.ά.. Διαφορετικοί τύποι ακόμη και της ίδιας δραστικής ουσίας μπορεί να έχουν διαφορετική υδατοδιαλυτότητα και χρόνο ημιπεριόδου ζωής. Έτσι, π.χ., τα εναιωρήματα μικροκαψυλίων έχουν μεγαλύτερη υδατοδιαλυτότητα και μεγαλύτερη τάση προσρόφησης στα κολλοειδή του εδάφους σε σχέση με γαλακτωματοποιήσιμα υγρά (Vasilakoglou et al., 2001, Alletto et al., 2010), ενώ από τα κοκκώδη και μικροκκώδη σκευάσματα η δραστική ουσία αποδεσμεύεται με πιο αργό ρυθμό, με αποτέλεσμα μεγαλύτερους χρόνους ημιπεριόδου ζωής στο έδαφος, αλλά και μεγαλύτερη περίοδο δράσης (Thuyet et al., 2011). Οι καλλιεργητικές τεχνικές. Το βάθος της άροσης, η χρήση βαρέων μηχανημάτων, η περίοδος καλλιέργειας και συγκομιδής, το ακολουθούμενο καλλιεργητικό σύστημα, ο τρόπος άρδευσης, ο χρόνος εφαρμογής των αγροχημικών, κ.λπ. επιδρούν σε σημαντικό βαθμό στη συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο καλλιεργούμενο έδαφος. Η κατεργασία του εδάφους με βαριά μηχανήματα, π.χ., μπορεί να δημιουργήσει αδιαπέραστα στρώματα στο έδαφος γεγονός που ενώ μειώνει τη δυνατότητα έκπλυσης, αυξάνει αυτή της επιφανειακής απορροής (Παράγραφος 2.6.2) 44

59 (Ulrich et al., 2013), ενώ η σε μεγάλο ποσοστό φυτοκάλυψη του εδάφους αφήνει λιγότερο ηλιακό φως να φτάσει στην επιφάνεια και μειώνει τη φωτοδιάσπαση (Παράγραφος 2.6.3), αλλά περιορίζει τις απώλειες μέσω έκπλυσης και επιφανειακής απορροής. Ο τρόπος εφαρμογής του παρασιτοκτόνου. Η ενσωμάτωση ή όχι του παρασιτοκτόνου στο έδαφος, ο τύπος των ακροφυσίων που χρησιμοποιείται κατά την εφαρμογή ενός παρασιτοκτόνου, το μέγεθος της σταγόνας, καθώς και η μέθοδος εφαρμογής (αέριος ψεκασμός, ψεκασμός φυλλώματος ή ψεκασμός εδάφους) είναι παράγοντες που επιδρούν στη συμπεριφορά και στη δυνατότητα του παρασιτοκτόνου να βρεθεί εκτός της περιοχής-στόχου (Holland and Sinclair, 2004). Η μη ενσωμάτωση στο έδαφος ενός πτητικού ζιζανιοκτόνου μπορεί να έχει ως αποτέλεσμα μεγάλες απώλειες μέσω εξάτμισης/εξάχνωσης και μικρότερη αποτελεσματικότητα, ενώ η υψηλή πίεση ψεκασμού και η μικρή σταγόνα εφαρμογής ενός παρασιτοκτόνου, ευνοούν τη μεταφορά του μέσω του αέρα (drift) ακόμη και σε μεγάλες αποστάσεις από το σημείο εφαρμογής. Οι κλιματολογικές συνθήκες, τόσο κατά το χρόνο εφαρμογής, όσο και στο μετέπειτα χρονικό διάστημα, επιδρούν σε μεγάλο βαθμό στις διεργασίες μεταφοράς και διάσπασης των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον. Υψηλές θερμοκρασίες ατμόσφαιρας και ισχυροί άνεμοι ευνοούν την εξάτμιση/εξάχνωση και τη μεταφορά των παρασιτοκτόνων μέσω του αέρα, ενώ η έντονη ηλιακή ακτινοβολία ενισχύει τη φωτοδιάσπαση. Οι υψηλές θερμοκρασίες εδάφους και κατάλληλη υγρασία ευνοούν την ανάπτυξη των μικροοργανισμών και αυξάνουν το ρυθμό βιοδιάσπασης των παρασιτοκτόνων, ενώ έντονες και μεγάλης διάρκειας βροχοπτώσεις μπορεί να έχουν ως αποτέλεσμα έντονα φαινόμενα μεταφοράς τόσο μέσω έκπλυσης προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα και υπόγεια ύδατα, όσο και μέσω επιφανειακής απορροής. Τα χαρακτηριστικά του μέσου/υποστρώματος στο οποίο έχουν διασπαρεί τα παρασιτοκτόνα. Στο έδαφος, παράγοντες και χαρακτηριστικά που παίζουν ρόλο στην τύχη ενός παρασιτοκτόνου είναι η κλίση, η δομή, η μηχανική του σύσταση, η περιεχόμενη οργανική ουσία και το ph. Σε επικλινή εδάφη, καθώς και σε εδάφη στα οποία έχουν σχηματιστεί αδιαπέραστα στρώματα ο κίνδυνος μεταφοράς των παρασιτοκτόνων μέσω επιφανειακής απορροής είναι αυξημένος, ενώ αντίθετα ο 45

60 κίνδυνος μεταφοράς μέσω έκπλυσης είναι μικρότερος. Σε αργιλώδη εδάφη με υψηλή περιεκτικότητα σε οργανική ουσία η τάση προσρόφησης των παρασιτοκτόνων στα εδαφικά κολλοειδή είναι επίσης υψηλή, ενώ, η συνήθως, αυξημένη μικροβιακή δραστηριότητα ενισχύει το ρυθμό βιοδιάσπασης. Τέλος το εδαφικό ph παίζει πολύ σημαντικό ρόλο στη σύνθεση του μικροβιακού πληθυσμού, αλλά και στο βαθμό υδρόλυσης των παρασιτοκτόνων και ιδιαίτερα αυτών που συμπεριφέρονται ως ασθενείς βάσεις ή οξέα Ρόφηση Γενικά ως ρόφηση (sorption) ορίζεται ο εμπλουτισμός (θετική ρόφηση) ή η εξάντληση (αρνητική ρόφηση) μιας στερεής επιφάνειας ή γενικότερα μιας οποιασδήποτε διεπιφάνειας, που διαχωρίζει δύο φάσεις, από ένα ή περισσότερα χημικά είδη (Calvet, 1989). Έχει επικρατήσει όμως να αναφέρεται ο όρος προσρόφηση (adsorption) για τη θετική διεργασία, τη δέσμευση χημικών ουσιών στη στερεή επιφάνεια, ενώ για την αρνητική προσρόφηση χρησιμοποιείται συνήθως ο όρος εκρόφηση (desorption). Ειδικά για τα παρασιτοκτόνα στα εδαφικά και υδάτινα περιβαλλοντικά συστήματα, ο όρος αναφέρεται στη μεταφορά των παρασιτοκτόνων από και προς το υδατικό διάλυμα από τα οργανικά και ανόργανα κολλοειδή του εδάφους και του ιζήματος μέσω των μηχανισμών προσρόφησης-εκρόφησης (Stephenson et al., 2006). Η προσρόφηση θεωρείται από τις πλέον σημαντικές φυσικοχημικές διεργασίες που επηρεάζουν τη συμπεριφορά των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον επιδρώντας τόσο στις διεργασίες μεταφοράς τους (εξάτμιση, έκπλυση, επιφανειακή απορροή), όσο και στις διεργασίες διάσπασής τους (υδρόλυση, φωτοδιάσπαση, βιοδιάσπαση) (McCarthy and Zachara, 1989, Arias-Estevez et al., 2008). Γενικά τα παρασιτοκτόνα που προσροφώνται στα εδαφικά κολλοειδή τείνουν να έχουν μικρή κινητικότητα και συνεπώς να εκπλύονται δύσκολα, να βιοδιασπώνται με πιο αργό ρυθμό και συνεπώς να παραμένουν για μεγαλύτερο χρονικό διάστημα στο περιβάλλον, αλλά και να γίνονται λιγότερο τοξικά (Dec and Bollag, 1997). Στους παράγοντες που επιδρούν στην προσρόφηση των παρασιτοκτόνων στο έδαφος περιλαμβάνονται το είδος και η ποσότητα της περιεχόμενης οργανικής ουσίας, το ποσοστό της αργίλου και το είδος των ορυκτών που την αποτελούν, το ph της υδατικής φάσης του εδάφους και των κολλοειδών συστημάτων (επιφανειακή οξύτητα), η υγρασία και η θερμοκρασία του 46

61 εδάφους, καθώς και οι ιδιότητες των μορίων των παρασιτοκτόνων. Στις ιδιότητες των παρασιτοκτόνων που επιδρούν στην προσρόφηση τους περιλαμβάνονται το μέγεθος των μορίων, ο χημικός χαρακτήρας και το σχήμα τους, η κατανομή των φορτίωνηλεκτρονίων στα μόρια και η υδατοδιαλυτότητα τους (Muller et al., 2007) Μηχανισμοί Προσρόφησης Η προσρόφηση των παρασιτοκτόνων στα κολλοειδή του εδάφους μπορεί να οφείλεται είτε σε φυσικές δυνάμεις, όπως οι δεσμοί London-vander Waals, που είναι σχετικά ασθενείς δεσμοί της τάξης των 20 kj mole 1, είτε σε χημικές δυνάμεις όπου οι δεσμοί που δημιουργούνται είναι ισχυροί χημικοί δεσμοί, κυρίως ομοιοπολικού χαρακτήρα, της τάξης των 200 kj mole 1 (Breus and Mishchenko, 2006). Η φυσική προσρόφηση είναι αντιστρεπτή διαδικασία. Αντίθετα, η χημική προσρόφηση σε σταθερή θερμοκρασία είναι μη αντιστρεπτή διαδικασία και για την εκρόφηση της ένωσης απαιτείται η αύξηση της θερμοκρασίας της προσροφητικής επιφάνειας. Οι μηχανισμοί που έχουν προταθεί για την ερμηνεία του φαινομένου της προσρόφησης αναλύονται στη συνέχεια: Δυνάμεις London-vander Waals. Είναι ασθενείς, μικρής εμβέλειας δυνάμεις, αποτέλεσμα του σχηματισμού διπόλων μικρού χρόνου ζωής σε γειτονικά άτομα ή μόρια και δρουν παράλληλα με άλλους μηχανισμούς προσρόφησης. Οι δυνάμεις αυτές δρουν προς όλες τις κατευθύνσεις και όντας αθροιστικές γίνονται πιο αποτελεσματικές όσο αυξάνεται το μέγεθος των αντιδρώντων μορίων. Η ενέργειά τους μειώνεται δραστικά με την απόσταση, με αποτέλεσμα να είναι ισχυρότερες για τα μόρια που βρίσκονται σε μικρή απόσταση από την επιφάνεια προσρόφησης. Παίζουν μεγάλο ρόλο στην προσρόφηση στα κολλοειδή του εδάφους ουδέτερων, πολικών ή μη παρασιτοκτόνων (Senesi, 1992). Δεσμός υδρογόνου. Είναι ασθενής ηλεκτροστατικός δεσμός στον οποίο το υδρογόνο δρα ως γέφυρα μεταξύ δύο ηλεκτραρνητικών ατόμων (F, N, O, C) δύο διαφορετικών μορίων. Έτσι η παρουσία ομάδων που περιέχουν οξυγόνο ή αμινομάδων στην οργανική ύλη του εδάφους μπορεί να προάγει το σχηματισμό δεσμών υδρογόνου με παρασιτοκτόνα που το μόριό τους φέρει ανάλογες ομάδες. Η προσρόφηση των παρασιτοκτόνων με δεσμούς υδρογόνου επηρεάζεται σημαντικά από το νερό του εδάφους γιατί τα μόρια των παρασιτοκτόνων ανταγωνίζονται τα μόρια του νερού για 47

62 τις ίδιες θέσεις προσρόφησης (Κωνσταντίνου, 2000). Ο δεσμός υδρογόνου έχει ιδιαίτερη σημασία στην προσρόφηση των ιοντιζόμενων πολικών παρασιτοκτόνων που φέρουν στο μόριό τους τις ομάδες COOH, OH και NH 2 (Gevao et al., 2000). Παραλλαγή του δεσμού υδρογόνου είναι η «γέφυρα νερού» όπου ένα πολικό μόριο ενός παρασιτοκτόνου συνδέεται με ένα προσροφημένο μεταλλικό κατιόν μέσω ενός μορίου νερού που ενυδατώνει το κατιόν. Ανταλλαγή ιόντων-πρωτονίωση. Είναι ο μηχανισμός προσρόφησης που λαμβάνει χώρα σε παρασιτοκτόνα που είτε υφίστανται σε κατιονική ή ανιονική μορφή, είτε μπορούν να φορτιστούν θετικά μέσω πρωτονίωσης. Ο σχηματιζόμενος δεσμός είναι ηλεκτροστατικής φύσεως. Η προσρόφηση οργανικών κατιόντων στα εδαφικά κολλοειδή είναι η πιο συνηθισμένη περίπτωση. Τα κατιόντα προσροφώνται είτε με απευθείας έλξη, όταν υπάρχουν ιόντα (π.χ. ΟΗ ), είτε με ιονική ανταλλαγή όπου η κατιονική μορφή του παρασιτοκτόνου αντικαθιστά κάποιο κατιόν του αργιλοχουμικού συμπλόκου (Koskinen and Harper, 1990). Υδροφοβικές δυνάμεις. Η δέσμευση μέσω υδροφοβικών δυνάμεων μπορεί να θεωρηθεί ως η κατανομή μιας υδρόφοβης ένωσης μεταξύ ενός διαλύτη και μιας επιφάνειας (Gevao et al., 2000). Έτσι τα υδρόφοβα παρασιτοκτόνα κατανέμονται από την υδατική φάση στην οργανική ύλη του εδάφους, αλλά και στους δεσμούς Si O Si των ορυκτών της αργίλου, που επίσης παρουσιάζουν υδρόφοβο χαρακτήρα. Ο μηχανισμός αυτός αφορά κυρίως μη πολικά παρασιτοκτόνα ή παρασιτοκτόνα με μεγάλα μη πολικά τμήματα στα μόριά τους και τα οποία προσροφώνται σε υδρόφοβες περιοχές του αργιλοχουμικού συμπλόκου. Ανταλλαγή υποκαταστάτη-σχηματισμός συμπλόκου. Είναι ο μηχανισμός προσρόφησης που περιλαμβάνει την αντικατάσταση ενός ή περισσότερων υποκαταστατών συμπλόκου (συνήθως ΟΗ ή Η 2 Ο), που σχηματίζουν τα ανταλλάξιμα κατιόντα, από μόρια της προσροφούμενης ένωσης και το σχηματισμό συμπλόκων μεταξύ της οργανικής ένωσης και των ανταλλάξιμων κατιόντων στην επιφάνεια των σωματιδίων της αργίλου (Κωνσταντίνου, 2000). Μεταφορά φορτίου. Οι αλληλεπιδράσεις μεταφοράς φορτίου λαμβάνουν χώρα μεταξύ των χουμικών ουσιών του εδάφους που περιέχουν στη δομή τους ομάδες με 48

63 έλλειμμα ηλεκτρονίων, όπως οι κινόνες, και ομάδες πλούσιες σε ηλεκτρόνια, όπως οι διφαινόλες, και των παρασιτοκτόνων. Σχηματίζονται σύμπλοκα μεταφοράς φορτίου μέσω μηχανισμών δέκτη-δότη ηλεκτρονίων με τα παρασιτοκτόνα να παίζουν εναλλακτικά τόσο το ρόλο του δέκτη, όσο και του δότη ηλεκτρονίων. Οι αλληλεπιδράσεις αυτές μεταξύ χουμικών και παρασιτοκτόνων έχουν ως αποτέλεσμα την αύξηση της συγκέντρωσης των ελεύθερων ριζών στις επιφάνειες των χουμικών οξέων (Gevao et al., 2000). Χημειορόφηση. Η χημειορόφηση περιλαμβάνει το σχηματισμό ενός χημικού δεσμού, συνήθως ομοιοπολικού και σπανιότερα ιοντικού, μεταξύ του προσροφούμενου μορίου και της προσροφητικής επιφάνειας. Παρασιτοκτόνα που φέρουν λειτουργικές ομάδες που προσομοιάζουν δομικά με ομάδες των χουμικών οξέων (π.χ. φαινόλες) είναι πολύ πιθανό να δημιουργήσουν ομοιοπολικούς δεσμούς με τα οξέα αυτά. Η χημειορόφηση οδηγεί σε σταθερή, συνήθως, μη αντιστρεπτή προσρόφηση στην οργανική ύλη του εδάφους (Senesi, 1992) Μοντέλα και ισόθερμες προσρόφησης Για την περιγραφή του φαινομένου της προσρόφησης έχουν προταθεί αρκετά μαθηματικά μοντέλα που αναπτύχθηκαν με βάση την κινητική και τη θερμοδυναμική των διεργασιών προσρόφησης. Τα μοντέλα περιγράφουν τις ισόθερμες προσρόφησης, δηλαδή τη σχέση μεταξύ της προσροφημένης στα κολλοειδή του εδάφους ποσότητας ενός παρασιτοκτόνου ανά μονάδα βάρους της προσροφητικής επιφάνειας και της συγκέντρωσής του στο εδαφικό διάλυμα σε σταθερή θερμοκρασία όταν η προσροφημένη και η μη προσροφημένη ποσότητα βρίσκονται σε ισορροπία. Η τελευταία είναι μια δυναμική ισορροπία που υφίσταται μεταξύ δύο φάσεων (στερεής και υγρής) και αναφέρεται στην προσροφούμενη ένωση: Σε κατάσταση ισορροπίας ο ρυθμός εκρόφησης είναι ίσος με το ρυθμό προσρόφησης και η ικανότητα της προσροφητικής επιφάνειας να προσροφεί τη διαλυμένη ουσία έχει εξαντληθεί. Οι ισόθερμες προσρόφησης είναι της μορφής M = f(c), όπου Μ η μάζα της ουσίας που προσροφήθηκε και C η συγκέντρωση της ουσίας που δεν έχει προσροφηθεί. Τα κυριότερα μοντέλα προσρόφησης είναι αυτά των 49

64 Langmuir, Freundlich, Temkin, Brunauer-Emmet-Teller, Gibbs και το γραμμικό μοντέλο κατανομής (Κωνσταντίνου, 2000). Για την περιγραφή της προσρόφησης στα σύνθετα εδαφικά συστήματα χρησιμοποιείται συνήθως το μοντέλο ή η ισόθερμη εξίσωση του Freundlich (Wauchope et al., 2002, Muller et al., 2007), μια εμπειρικής προέλευσης εξίσωση που έχει τη γενική μορφή: που με λογαριθμική μετατροπή παίρνει τη μορφή: (2.3) (2.4) όπου x/m: η ποσότητα της προσροφημένης ουσίας (x) ανά μονάδα μάζας (m) του προσροφητικού. C e : η συγκέντρωση ισορροπίας της προσροφημένης ουσίας στο διάλυμα K : σταθερά που σχετίζεται με την προσροφητική ικανότητα της επιφάνειας και υπολογίζεται από την τεταγμένη της ευθείας n : σταθερά που σχετίζεται με την ένταση της προσρόφησης και υπολογίζεται από την κλίση της ευθείας Οι ισόθερμες προσρόφησης, ανάλογα με το σχήμα τους, έχουν ταξινομηθεί από τον Giles και τους συνεργάτες του (1974) σε τέσσερις κύριες κατηγορίες (Calvet, 1989, Hinz, 2001, Breus and Mishchenko, 2006, Muller et al., 2007) (Σχήμα 2.3): Σχήμα 2.3 Η ταξινόμηση των ισόθερμων προσρόφησης σύμφωνα με τον Giles και τους συνεργάτες του (Giles et al., 1974) 50

65 Ισόθερμες προσρόφησης τύπου S (Solvent Affinity). Είναι οι ισόθερμες που προκύπτουν όταν το προσροφητικό υλικό έχει μεγάλη συνάφεια με τον διαλύτη. Στην αρχή ο ρυθμός προσρόφησης είναι μικρός για να αυξηθεί στη συνέχεια αυξανόμενης της συγκέντρωσης της προσροφημένης ουσίας. Συνήθως, στις περιπτώσεις αυτές το μόριο της προσροφημένης ουσίας φέρει μία χαρακτηριστική ομάδα που αναπτύσσει ασθενείς ελκτικές διαμοριακές δυνάμεις και ανταγωνίζεται ισχυρά, για τις θέσεις προσρόφησης, τα μόρια του διαλύτη ή κάποιου άλλου συνυπάρχοντος μορίου. Οι ισόθερμες αυτές περιγράφονται ικανοποιητικά από την εξίσωση του Freundlich, εκτός από τις περιπτώσεις εκείνες που η προσροφούμενη ουσία βρίσκεται σε πολύ χαμηλές ή πολύ υψηλές συγκεντρώσεις. Ισόθερμες προσρόφησης τύπου L (Langmuir-type). Οι ισόθερμες αυτού του τύπου δείχνουν την ύπαρξη μεγάλης σχετικά συγγένειας μεταξύ της προσροφητικής επιφάνειας και της προσροφούμενης ένωσης, ιδιαίτερα στα αρχικά στάδια της ισόθερμης. Με την αύξηση της συγκέντρωσης της προσροφημένης ουσίας, τόσο περισσότερο καλύπτεται η επιφάνεια του προσροφητικού και τόσο μειώνεται η έκταση της προσρόφησης. Εμφανίζονται συνήθως σε συστήματα πολικών υποστρωμάτων και πολικών μορίων, στα οποία αναπτύσσονται ισχυρές διαμοριακές δυνάμεις και στα οποία δεν υφίσταται κάποιου είδους ανταγωνισμός, για τις θέσεις προσρόφησης, από τα μόρια του διαλύτη ή κάποιας άλλης συνυπάρχουσας ένωσης. Οι ισόθερμες τύπου L περιγράφονται ικανοποιητικά από τις εξισώσεις των Langmuir και Freundlich εκτός των περιπτώσεων όπου προσροφούμενη ουσία βρίσκεται σε πολύ χαμηλές ή πολύ υψηλές συγκεντρώσεις. Ισόθερμες προσρόφησης τύπου C (Constant partition-type). Οι ισόθερμες αυτές εμφανίζονται όταν η κατανομή των μορίων της προσροφούμενης ένωσης μεταξύ του διαλύματος και του υποστρώματος είναι σταθερή. Αφορούν συνήθως σε ευκίνητες ενώσεις που διεισδύουν στο στερεό πιο γρήγορα από το διαλύτη και σε πορώδη υποστρώματα που ευνοούν την παραπάνω κατανομή. Παρατηρούνται κυρίως κατά την προσρόφηση υδρόφοβων οργανικών μορίων στην οργανική ύλη του εδάφους ή των ιζημάτων. Περιγράφονται από την εξίσωση του Freundlich και, όταν η τιμή του εκθέτη 1/n της εξίσωσης είναι ίση ή πολύ κοντά στη μονάδα, από το γραμμικό μοντέλο κατανομής. 51

66 Ισόθερμες προσρόφησης τύπου Η(High affinity-type). Αποτελούν ειδική περίπτωση των ισόθερμων τύπου L όταν η προσροφούμενη ένωση έλκεται πολύ ισχυρά και δεσμεύεται από την προσροφητική επιφάνεια. Παρόμοια με τις ισόθερμες τύπου L μπορούν να περιγραφούν ικανοποιητικά από τις εξισώσεις των Langmuir και Freundlich Διεργασίες μεταφοράς των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Τα παρασιτοκτόνα μετά την εφαρμογή τους διασπείρονται στα διάφορα περιβαλλοντικά συστήματα, ακόμη και σε περιοχές μακριά από το σημείο εφαρμογής, μέσω των διεργασιών μεταφοράς που παρουσιάζονται αναλυτικά στη συνέχεια Εξάχνωση Είναι η διαδικασία μετατροπής ενός υγρού (εξάτμιση) ή στερεού (εξάχνωση) σε αέριο και αποτελεί τον κύριο τρόπο μεταφοράς των παρασιτοκτόνων από το νερό, το έδαφος και την επιφάνεια των φυτών στην ατμόσφαιρα. Εκεί τα παρασιτοκτόνα κατανέμονται στους υδρατμούς και προσροφόνται στα αιωρούμενα σωματίδια του εδάφους και μέσω των ρευμάτων αέρα μπορεί να μεταφερθούν σε πολύ μεγάλες αποστάσεις (Scheringer, 2009). Ο βαθμός εξάτμισης είναι ανάλογος της πτητικότητας του παρασιτοκτόνου και εξαρτάται από τη θερμοκρασία (αυξανόμενη η θερμοκρασία αυξάνεται η εξάτμιση), την υγρασία της ατμόσφαιρας και του εδάφους (χαμηλή ατμοσφαιρική υγρασία και υψηλή εδαφική ενισχύουν την εξάτμιση), την κίνηση του αέρα (ενισχύει την εξάτμιση) και τον τρόπο εφαρμογής (η ενσωμάτωση στο έδαφος μειώνει την εξάτμιση, ενώ το μικρό μέγεθος σταγόνας και η υψηλή πίεση εφαρμογής την αυξάνουν) (Gavrilescu, 2005). Οι απώλειες των πτητικών παρασιτοκτόνων λόγω της εξάτμισης, αν δεν ενσωματωθούν στο έδαφος, μπορεί να φτάσουν στο 20 έως 50% της εφαρμοζόμενης ποσότητας (Ελευθεροχωρινός, 2002) Επιφανειακή απορροή Με τον όρο «επιφανειακή απορροή» εννοείται η κίνηση του νερού πάνω στην επιφάνεια ενός εδάφους, που συμβαίνει όταν ο ρυθμός προσθήκης νερού στο έδαφος ξεπερνά το ρυθμό της διείσδυσής του σε αυτό. Ο βαθμός της απορροής αυξάνεται μέχρι να εξισωθεί με το ρυθμό προσθήκης του νερού οπότε και σταθεροποιείται. Η 52

67 επιφανειακή απορροή είναι η κύρια διεργασία μεταφοράς παρασιτοκτόνων προς τα επιφανειακά υδάτινα συστήματα (Alletto et al., 2010). Η μεταφορά των παρασιτοκτόνων με επιφανειακή απορροή πραγματοποιείται είτε μέσω του νερού ή/και μέσω των σωματιδίων του εδάφους που παρασύρονται από το απορρέων νερό (διάβρωση). Ένα μεγάλο φάσμα παραγόντων (εδαφικών, κλιματολογικών, καλλιεργητικών και οι φυσικοχημικές ιδιότητες του παρασιτοκτόνου) παίζουν ρόλο τόσο στο μέγεθος της επιφανειακής απορροής, όσο και στην ποσότητα του παρασιτοκτόνου που μεταφέρεται. Μεγάλες εδαφικές κλίσεις, ισχυρές βροχοπτώσεις, ιδιαίτερα σε σύντομο χρονικό διάστημα μετά την εφαρμογή, κακή εδαφική δομή και η συνεπαγώμενη χαμηλή υδραυλική ικανότητα αυξάνουν το μέγεθος της επιφανειακής απορροής (Ulrich et al., 2013). Η μηχανική σύσταση του εδάφους και το ποσοστό φυτοκάλυψης επηρεάζουν το ύψος της επιφανειακής απορροής, ενώ η υδατοδιαλυτότητα επιδρά στην ποσότητα του παρασιτοκτόνου που θα μεταφερθεί ανά μονάδα όγκου νερού. Οι απώλειες παρασιτοκτόνων, μέσω της επιφανειακής απορροής, με σχετικά μικρή διαλυτότητα μπορεί να φτάσουν στο 1%, ενώ σε αυτά με μεγάλη υδατοδιαλυτότητα στο 5% της αρχικής ποσότητας Έκπλυση Με τον όρο «έκπλυση ενός παρασιτοκτόνου» περιγράφεται η κάθετη μεταφορά του παρασιτοκτόνου από τα επιφανειακά προς τα βαθύτερα εδαφικά στρώματα. Η έκπλυση έχει ιδιαίτερο ενδιαφέρον λόγω της πιθανότητας τα παρασιτοκτόνα να φτάσουν στον υδροφόρο ορίζοντα και να μολύνουν τα υπόγεια ύδατα που σε πολλές περιοχές αποτελούν πηγή πόσιμου νερού (Gavrilescu, 2005). Ο βαθμός έκπλυσης ενός παρασιτοκτόνου και η πιθανότητα να φτάσει τελικά στον υδροφόρο ορίζοντα εξαρτάται από τις ιδιότητες του παρασιτοκτόνου, από τις ιδιότητες του εδάφους, καθώς και από τη συχνότητα και την ένταση των βροχοπτώσεων και της άρδευσης (Πίνακας 2.2). Παρασιτοκτόνα με μεγάλη υδατοδιαλυτότητα, μικρούς συντελεστές Koc και Kow και μεγάλο χρόνο παραμονής στο έδαφος είναι πιο εύκολο να εκπλυθούν προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα (Alletto et al., 2010). Σε εδάφη με καλή δομή, υψηλά ποσοστά άμμου και μικρή περιεκτικότητα σε οργανική ουσία αυξάνεται η πιθανότητα ρύπανσης των υπογείων υδάτων (Holland and Sinclair, 2004). Όσον αφορά στις βροχοπτώσεις/αρδεύσεις μεγάλο ρόλο στο βαθμό έκπλυσης ενός παρασιτοκτόνου παίζουν ο όγκος του νερού που προσπίπτει στο έδαφος και η συχνότητα πρόσπτωσης (Gavrilescu, 2005). 53

68 Συνήθως οι μεγαλύτερες ποσότητες των παρασιτοκτόνων εκπλύονται στις δύο-τρεις πρώτες βροχοπτώσεις/αρδεύσεις, ιδιαίτερα εάν αυτές συμβούν σε σύντομο χρονικό διάστημα από την εφαρμογή (Fortin et al., 2002). Πίνακας 2.2 Συνοπτικά η πιθανότητα ρύπανσης του υδροφόρου ορίζοντα ανάλογα με τις ιδιότητες των παρασιτοκτόνων και του εδάφους και τις βροχοπτώσεις/αρδεύσεις (Gavrilescu, 2005). Πιθανότητα ρύπανσης Χαμηλή Υψηλή του υδροφόρου ορίζοντα Ιδιότητες των παρασιτοκτόνων Υδατοδιαλυτότητα Μικρή Υψηλή Τάση προσρόφησης Υψηλή Μικρή Χρόνος ημίσειας ζωής Μικρή Υψηλή Ιδιότητες των εδαφών Μηχανική σύσταση Αργιλώδες Αμμώδες Οργανική ουσία Υψηλή περιεκτικότητα Μικρή περιεκτικότητα Παρουσία μακροπόρων Λίγοι/Μικροί Πολλοί/Μεγάλοι Βάθος του υδροφόρου ορίζοντα Όγκος νερού και συχνότητα 40 m ή περισσότερο 8 m ή λιγότερο Βροχόπτωση/Άρδευση Μικροί όγκοι με μικρή συχνότητα Μεγάλοι όγκοι με μεγάλη συχνότητα Πρόσληψη από τα φυτά Τα παρασιτοκτόνα μπορεί να εισέλθουν στα φυτά μέσω των ριζών και του φυλλώματος. Η είσοδος στις ρίζες πραγματοποιείται τόσο παθητικά (μέσω του ρεύματος διαπνοής), όσο και ενεργητικά (με κατανάλωση ενέργειας), ενώ η μεταφορά τους στο υπέργειο μέρος των φυτών και στα φύλλα μπορεί να γίνει είτε μέσω της αποπλασματικής οδού (μεσοκυττάριοι χώροι-ξύλωμα), είτε μέσω της συμπλασματικής οδού (κυττόπλασμα-φλοίωμα) (Λόλας, 2003). Παράγοντες όπως υψηλή υδατοδιαλυτότητα, μικρό μοριακό βάρος και μικρός συντελεστής Kow φαίνεται να ευνοούν την είσοδο των παρασιτοκτόνων στα φυτά (Karras et al., 2007). Το ph του εδάφους επιδρά με διαφορετικό τρόπο σε διαφορετικά παρασιτοκτόνα, ενώ σημαντικό ρόλο φαίνεται να παίζει το είδος και το βλαστικό στάδιο ανάπτυξης του φυτού. 54

69 Η είσοδος των παρασιτοκτόνων από τα φύλλα, όταν η εφαρμογή γίνεται με ψεκασμό φυλλώματος μπορεί να πραγματοποιηθεί με δύο τρόπους: α) μέσω της λιπώδους οδού, όπου ο όρος «λιπώδης οδός» (lipoid route) αναφέρεται στο συνεχόμενο σύνολο που σχηματίζουν οι κηρώδεις και λιποειδής ουσίες της εφυμενίδας και των κυτταρικών τοιχωμάτων. Η διαδικασία είναι σχετικά γρήγορη και ευνοεί τις μη πολικές ενώσεις που δεν διίστανται. β) Μέσω της υδατικής οδού, όπου ως «υδατική οδός» (aqueous pathway) χαρακτηρίζεται το συνεχόμενο σύνολο που σχηματίζεται από τα προσροφημένα, στις υδρόφιλες ομάδες της κυτίνης (εφυμενίδα) και των κυτταρικών τοιχωμάτων, μόρια του νερού. Η διαδικασία είναι πιο αργή και ευνοείται από κορεσμένη ατμόσφαιρα. Η είσοδος των παρασιτοκτόνων μέσω των φύλλων εξαρτάται κυρίως από το είδος του φυτού και τα χαρακτηριστικά της φυλλικής επιφάνειας, από τα φυσικοχημικά χαρακτηριστικά των δραστικών ουσιών, από την προσθήκη και τον τύπο επιφανειοδραστικών ουσιών και από τις περιβαλλοντικές συνθήκες (Wang and Liu, 2007). Γενικά όταν η εφυμενίδα των φύλλων είναι λεπτή και κηρώδης και το εφαρμοζόμενο παρασιτοκτόνο έχει μικρό μοριακό βάρος και μεγάλη λιποφιλικότητα, o βαθμός πρόσληψης μέσω του φυλλώματος είναι υψηλός (Baker et al., 1992). Επιπλέον αύξηση της διείσδυσης μπορεί να επιτευχθεί με την προσθήκη στο ψεκαστικό υγρό επιφανειοδραστικών ουσιών. Οι τελευταίες είναι συνήθως μη ιονικές χημικές ουσίες όπως αλκοόλες και γραμμικά επιφανειοδραστικά, αιθοξυλικές αλκυλοφαινόλες και αιθοξυτρισιλοξάνια. Μετά την είσοδο των παρασιτοκτόνων στο εσωτερικό των φυτών, αυτά, είτε μεταβολίζονται και διασπώνται/μετασχηματίζονται προς προϊόντα (μεταβολίτες) διαφορετικής τοξικότητας από τις μητρικές ενώσεις είτε συσσωρεύονται καθώς δεσμεύονται και ενσωματώνονται στα διάφορα βιοπολυμερή των φυτών όπως η λιγνίνη (Navarro et al., 2007). Στις αντιδράσεις μεταβολισμού περιλαμβάνονται η οξείδωση, η αναγωγή, η υδρόλυση, καθώς και οι αντιδράσεις σύζευξης (αντιδράσεις των παρασιτοκτόνων με ενδογενή υποστρώματα του φυτού όπως η γλουταθειόνη, η γλυκόζη, οι πρωτεΐνες, τα αμινοξέα, οι λιγνίνες κ.λπ.) Διεργασίες διάσπασης των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Οι διεργασίες διάσπασης των παρασιτοκτόνων που απελευθερώνονται στο περιβάλλον ξεκινούν αμέσως μετά την απελευθέρωσή τους και αποτελούν τον 55

70 κυριότερο τρόπο αποδόμησης για τα περισσότερα από αυτά. Γενικά τα παρασιτοκτόνα στο περιβάλλον υπόκεινται σε τριών ειδών διεργασίες διάσπασης: χημική, φωτοχημική (φωτοδιάσπαση ή φωτόλυση) και τη μικροβιακή αποσύνθεση (βιοδιάσπαση) (Gavrilescu, 2005) Διάσπαση/Μετασχηματισμός μέσω χημικών αντιδράσεων Η χημική διάσπαση/μετασχηματισμός του μορίου ενός παρασιτοκτόνου αναφέρεται σε χημικές αντιδράσεις με ενώσεις και χημικά είδη/αντιδραστήρια που υπάρχουν στο κάθε περιβαλλοντικό υπόστρωμα χωρίς τη συμμετοχή ή τη συμβολή των μικροοργανισμών του εδάφους. Στις αντιδράσεις αυτές περιλαμβάνονται η υδρόλυση, οι οξειδοαναγωγικές αντιδράσεις και ο ιοντισμός. Υδρόλυση. Αποτελεί τη σημαντικότερη ίσως χημική αντίδραση των οργανικών μορίων στο περιβάλλον. Σχεδόν όλες οι χημικές ομάδες των παρασιτοκτόνων υπόκεινται σε υδρολυτική διάσπαση σε χρόνους ημιπεριόδου ζωής που μπορεί να διαρκούν από μερικά λεπτά (εστέρες του φωσφορικού οξέος) έως πολλούς μήνες (αμίδια) ή και χρόνια (οργανοχλωριωμένοι υδρογονάνθρακες). Γενικά ως υδρόλυση ενός οργανικού μορίου RX ορίζεται η χημική μετατροπή του μορίου όταν αντιδρά με μόρια νερού, η οποία οδηγεί στο σχηματισμό ενός νέου ομοιοπολικού δεσμού με την υδρόξυ-ομάδα ( ΟΗ) και στη διάσπαση του ομοιοπολικού δεσμού με την ομάδα X (αποχωρούσα ομάδα) με αποτέλεσμα την αντικατάσταση της ομάδας X από την ομάδα ΟΗ (Κωνσταντίνου, 2000, Chaplain et al., 2011): RX + H 2 O ROH + X + H + (2.5) Η υδρόλυση ανήκει στην κατηγορία εκείνη των αντιδράσεων που είναι γνωστή ως πυρηνόφιλη υποκατάσταση κατά την οποία ένα πυρηνόφιλο αντιδραστήριο (περιέχει ένα αδέσμευτο ζεύγος ηλεκτρονίων) αλληλεπιδρά με ένα ηλεκτρόφιλο άτομο (το κέντρο της αντίδρασης που παρουσιάζει έλλειμμα ηλεκτρονίων). Εκτός της πυρηνόφιλης προσβολής των μορίων νερού (ουδέτερη υδρόλυση) η υδρόλυση καταλύεται από την παρουσία υδρογόνου (H + ) (όξινη υδρόλυση) ή υδροξυλιόντων (ΟΗ ) (βασική υδρόλυση) και συνεπώς εξαρτάται από το ph του περιβαλλοντικού συστήματος (Gavrilescu, 2005). Η αύξηση της θερμοκρασίας και η προσρόφηση των παρασιτοκτόνων στα εδαφικά κολλοειδή αυξάνουν το βαθμό υδρολυτικής διάσπασης, ενώ άλλοι παράγοντες που επιδρούν είναι η περιεχόμενη στο 56

71 έδαφος οργανική ουσία και η παρουσία μεταλλικών ιόντων (Holland and Sinclair, 2004). Γενικά τα προϊόντα της υδρόλυσης είναι ενώσεις πιο πολικές από τις μητρικές και μπορεί να είναι περισσότερο υδατοδιαλυτές και λιγότερο ικανές να βιοσυσσωρεύονται. Οξειδοαναγωγικές αντιδράσεις. Κατά τις αντιδράσεις οξειδοαναγωγής μεταφέρονται ηλεκτρόνια από ένα αναγωγικό σε ένα οξειδωτικό σώμα. Τα παρασιτοκτόνα στα εδαφικά και υδατικά συστήματα μπορούν να παίξουν το ρόλο τόσο του οξειδωτικού όσο και του αναγωγικού υποστρώματος προσλαμβάνοντας ή αποβάλλοντας ηλεκτρόνια αντίστοιχα. Αποτέλεσμα των παραπάνω διεργασιών είναι είτε η μεταβολή της ενεργειακής κατάστασης των μορίων των παρασιτοκτόνων, όπου αυτά γίνονται πιο ασταθή και πιο ευάλωτα σε άλλες διεργασίες διάσπασης, είτε η έναρξη μιας σειράς οξειδωτικών αντιδράσεων διάσπασης που μπορούν, τελικά, να οδηγήσουν στην πλήρη ανοργανοποίηση των παρασιτοκτόνων (Chiron et al., 2000). Ως φυσικοί δότες ηλεκτρονίων μπορούν να δράσουν θειούχα και αναγωγικά μέταλλα, καθώς και η οργανική ύλη μέσω εξωκυτταρικών βιοχημικών αναγωγικών παραγόντων (πορφυρίνες σιδήρου). Φυσικοί δέκτες ηλεκτρονίων μπορεί να είναι το μοριακό οξυγόνο, το υπεροξείδιο του υδρογόνου και τα προϊόντα διάσπασής του (π.χ. ΟΗ ή άλκοξυ- φαίνοξυ- ρίζες), καθώς και τα οξείδια των Si, Al, Fe, Mn (Larson and Weber, 1993). Παράγοντες που επιδρούν στις οξειδοαναγωγικές αντιδράσεις των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον είναι η παρουσία και η ποσότητα των παραπάνω οξειδωτικών ή αναγωγικών σωμάτων, το ph του περιβαλλοντικού υποστρώματος καθώς και το οξειδοαναγωγικό δυναμικό των παρασιτοκτόνων. Ιοντισμός. Τα μόρια των παρασιτοκτόνων που, στο εδαφικό διάλυμα, συμπεριφέρονται ως ασθενείς βάσεις προσλαμβάνουν πρωτόνια, ιδιαίτερα σε ph μικρότερο του 5,5 και φορτίζονται θετικά. Στα παρασιτοκτόνα που συμπεριφέρονται ως ασθενή οξέα το υδρογόνο των καρβοξυλικών κυρίως και των υδροξυλικών ομάδων τους διίσταται συνήθως σε ph μεγαλύτερο του εύρους 4-6 και φορτίζονται αρνητικά. Είναι έτσι φανερό ότι η συγκέντρωση των υδρογονοκατιόντων στο εδαφικό διάλυμα είναι αυτή που καθορίζει αν τα παρασιτοκτόνα ασθενή οξέα ή βάσεις θα βρίσκονται σε ουδέτερη ή ιοντισμένη μορφή. Καθώς τα μόρια των παρασιτοκτόνων ιονίζονται η υδατοδιαλυτότητα, ο βαθμός προσρόφησης, ο βαθμός βιοσυσσώρευσης και η τοξικότητα τους μεταβάλλονται με τη μεταβολή του ph και μπορεί τελικά να 57

72 διαφέρουν σε μεγάλο βαθμό από τις αντίστοιχες ιδιότητες των ουδέτερων μορφών (Gavrilescu, 2005) Φωτοδιάσπαση Ως φωτοδιάσπαση ή φωτόλυση ορίζεται η αντίδραση διάσπασης μιας χημικής ένωσης όταν φωτόνια απορροφώνται από τα μόρια της χημικής ένωσης με αποτέλεσμα τη διάσπαση των χημικών δεσμών. Τα παρασιτοκτόνα υπόκεινται στη διεργασία της φωτοδιάσπασης λόγω της έκθεσής τους στο ηλιακό φως (στην υπεριώδη και ορατή ακτινοβολία από 290 έως 400 nm) στην επιφάνεια του εδάφους, στο νερό, στην επιφάνεια των φυτών και στην ατμόσφαιρα. Σε περιβαλλοντικά υποστρώματα η φωτόλυση είναι μια σύνθετη διαδικασία που διακρίνεται σε άμεση και έμμεση. Η άμεση φωτόλυση συνίσταται στην απευθείας απορρόφηση φωτονίων από τα μόρια των παρασιτοκτόνων που ακολουθείται από χημικές αντιδράσεις διάσπασης, ανάλογα με τη μορφή των μορίων. Κατά την έμμεση φωτόλυση τα φωτόνια απορροφώνται από ανόργανα ή οργανικά συστατικά του περιβαλλοντικού υποστρώματος ( π.χ. του εδάφους), που καλούνται φωτοευαισθητοποιητές. Τα συστατικά αυτά μεταφέρουν την ενέργεια στο διάλυμα και τελικά στα μόρια των παρασιτοκτόνων ή σχηματίζουν κάποια δραστικά ενδιάμεσα (π.χ. ελεύθερες ρίζες οξυγόνου) που οξειδώνουν και τελικά διασπούν τα μόρια των παρασιτοκτόνων. Το ρόλο των φωτοευαισθητοποιητών μπορούν να παίξουν χουμικά οξέα, χρωστικές, μέταλλα ή ημιαγωγοί όπως τα οξείδια TiO 2, ZnO, Fe x O x κ.ά. (Mansour et al., 1989). Οι κυριότεροι παράγοντες που επιδρούν στη φωτοδιάσπαση των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον είναι η ένταση της ηλιακής ακτινοβολίας και η διάρκεια έκθεσης των παρασιτοκτόνων σε αυτή. Άμεση συνέπεια αυτού είναι η φωτοδιάσπαση να εξαρτάται από το βάθος διείσδυσης του φωτός στο μέσο διασποράς του παρασιτοκτόνου (αέρας, νερό, έδαφος). Στο νερό η ένταση της ηλιακής ακτινοβολίας μειώνεται με το βάθος, με το μεγαλύτερο μέρος της να απορροφάται στα πρώτα 5 6 m, ενώ στο έδαφος η δράση του φωτός περιορίζεται στα 1 με 2 mm (Holland and Sinclair, 2004). Άλλοι παράγοντες που επιδρούν στη διεργασία της φωτοδιάσπασης είναι η αλατότητα και τα αιωρούμενα σωματίδια στο νερό, η περιεχόμενη οργανική ύλη στο νερό και στο έδαφος, η δομή των μορίων των παρασιτοκτόνων, αλλά και ο τύπος του σκευάσματος εφαρμογής (κοκκώδες, σκόνη, εναιώρημα κ.λ.π.). 58

73 Μικροβιακή αποδόμηση Η μικροβιακή αποδόμηση ή βιοδιάσπαση των παρασιτοκτόνων είναι αποτέλεσμα της δράσης μικροοργανισμών όπως τα βακτήρια, τα άλγη και οι μύκητες που είτε χρησιμοποιούν τα οργανικά μόρια ως πηγή τροφής και ενέργειας (μεταβολισμός), είτε τα διασπούν κατά το μεταβολισμό ενός άλλου μορίου (συμμεταβολισμός) (Alexander and Scow, 1989). Επιπλέον η δράση των μικροοργανισμών δεν περιορίζεται εντός των κυττάρων τους, αλλά εμμέσως και στο άμεσο περιβάλλον τους, το οποίο μεταβάλλουν με την παρουσία τους. Μια μεταβολή του ph π.χ. μπορεί να υποβοηθήσει άλλες μη ενζυματικές αντιδράσεις διάσπασης των παρασιτοκτόνων (Holland and Sinclair, 2004). Η βιοδιάσπαση μπορεί να είναι πολύ αποτελεσματική και συχνά αποτελεί την κύρια οδό διάσπασης των παρασιτοκτόνων στο έδαφος κυρίως λόγω του μεγάλου μικροβιακού πληθυσμού. Έχει εκτιμηθεί ότι σε ένα γραμμάριο γόνιμου εδάφους μπορεί να υπάρχουν έως είδη βακτηρίων και περισσότερα από 100 εκατομμύρια άτομα. Η μικροβιακή αποδόμηση ενός παρασιτοκτόνου αν και μπορεί να οφείλεται στη δράση ενός είδους είναι συνήθως αποτέλεσμα κοινοτήτων μικροοργανισμών, όπου κάθε είδος παράγει ένζυμα ικανά να καταλύσουν ένα συγκεκριμένο στάδιο στην πορεία αποδόμησης του μορίου του παρασιτοκτόνου (Megharaj et al., 2011). Μετά την απελευθέρωση ενός παρασιτοκτόνου στο έδαφος μπορεί να ακολουθηθούν δύο πορείες βιοαποδόμησης: μια πορεία όπου αρχικά παρατηρείται μια αρχική περίοδος με μικρή ή και μηδενική ταχύτητα αποδόμησης (φάση επώασηςυστέρησης) (lag-phase) και μια πορεία όπου η ταχύτητα αποδόμησης αυξάνεται γρήγορα. Η φάση υστέρησης εξαρτάται από το είδος του παρασιτοκτόνου και μπορεί να διαρκέσει από μερικές ώρες έως λίγους μήνες. Σε περίπτωση επαναλαμβανόμενων εφαρμογών του ίδιου παρασιτοκτόνου δεν παρατηρείται μετά την πρώτη εφαρμογή. Η φάση επώασης-υστέρησης θεωρείται ως ο χρόνος που απαιτείται ώστε οι μικροοργανισμοί να συνθέσουν τα απαραίτητα ένζυμα για τη διάσπαση του παρασιτοκτόνου και να αυξηθεί ο πληθυσμός τους σε επίπεδα τέτοια ώστε να καταστεί δυνατή η μείωση της συγκέντρωσης του παρασιτοκτόνου στο έδαφος. Σημαντικός παράγοντας που επιδρά στη διάρκεια της φάσης επώασης-υστέρησης είναι η σύνθεση του σκευάσματος εφαρμογής, και η παρουσία ουσιών (π.χ. οργανικοί διαλύτες) οι οποίες μπορεί να είναι τοξικές για τους μικροοργανισμούς (Zablotowicz et al., 1998). 59

74 Οι κλιματολογικές συνθήκες, η δομή και η μηχανική σύσταση του εδάφους είναι οι κυριότεροι παράγοντες που επιδρούν στη μικροβιακή διάσπαση των παρασιτοκτόνων. Χαμηλές θερμοκρασίες, έλλειψη εδαφικής υγρασίας (< 40% της υδατοϊκανότητας του εδάφους), ακραίες τιμές ph (< 5 ή >8), το μη ικανοποιητικό εδαφικό πορώδες και η συνεπαγώμενη έλλειψη οξυγόνου, η μικρή περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ύλη και η έλλειψη θρεπτικών στοιχείων μειώνουν τη μικροβιακή δραστηριότητα και συνεπώς τη βιοδιάσπαση των παρασιτοκτόνων (Shelton and Karns, 1998, Tomei and Daugulis, 2013). Η προσρόφηση των παρασιτοκτόνων στα κολλοειδή του εδάφους φαίνεται να μειώνει τη βιοδιάσπαση. Ευδιάλυτα παρασιτοκτόνα που δεν προσροφώνται ισχυρά διασπώνται κυρίως από τη δράση των βακτηρίων, ενώ τα ισχυρά προσροφημένα από τη δράση των μυκήτων (Megharaj et al., 2011). 2.7 Μοντέλα κινητικής απομείωσης των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον Για την περιγραφή της απομείωσης των οργανικών ενώσεων και τον υπολογισμό του χρόνου παραμονής τους στο περιβάλλον χρησιμοποιούνται μαθηματικές σχέσεις που είναι γνωστές ως κινητικά μοντέλα (kinetic models). Τα μοντέλα αυτά περιγράφουν τα πειραματικά δεδομένα και μέσω αυτών καθορίζονται οι χρόνοι αποδόμησης DT 50 (ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής) και DT 90 (ο χρόνος που απαιτείται για την αποδόμηση του 90% της αρχικής ποσότητας). Μέχρι σήμερα, για την περιγραφή της απομείωσης των παρασιτοκτόνων στο περιβάλλον γενικότερα, αλλά και στα εδάφη, έχουν προταθεί και χρησιμοποιηθεί διάφορες μαθηματικές εξισώσεις. Από αυτές η πλέον χρησιμοποιούμενη είναι η εξίσωση ή κινητική πρώτης τάξης (Simple First-Order equation, SFO) τόσο λόγω της απλότητάς της (εμπεριέχει μόνο 2 παραμέτρους), αλλά και της γενικής παραδοχής ότι η διάσπαση των παρασιτοκτόνων στο έδαφος ακολουθεί αυτού του είδους την κινητική (Sanchez et al., 2003, Diez and Barrado, 2010). Λόγω όμως της πολυπλοκότητας των περιβαλλοντικών και εδαφικών συστημάτων, η SFO δεν μπορεί να περιγράψει με ακρίβεια την κινητική αποδόμησης των παρασιτοκτόνων σε όλες τις περιπτώσεις. Συχνά μία αρχική φάση γρήγορης μείωσης της συγκέντρωσης του 60

75 παρασιτοκτόνου ακολουθείται από μία πιο αργή ή αντίστροφα μία αρχική φάση αργής μείωσης της συγκέντρωσης του παρασιτοκτόνου ακολουθείται από μία πιο γρήγορη φάση. Στις περιπτώσεις αυτές απαιτείται η χρήση πιο πολύπλοκων διφασικών κινητικών μοντέλων. Στη βιβλιογραφία υπάρχει ένας αξιόλογος αριθμός τέτοιων μοντέλων που έχουν χρησιμοποιηθεί με επιτυχία στο παρελθόν (Hill and Schualje, 1985, Gustafson and Holden, 1990, Grover et al., 1997, Sanchez et al., 2003, Sarmah and Close, 2009). Με την αύξηση της πολυπλοκότητας των κινητικών μοντέλων αυξάνεται και ο αριθμός των παραμέτρων που πρέπει να υπολογιστούν και συνεπώς ο αριθμός των σημείων μέτρησης που είναι απαραίτητος για την ασφαλή εκτίμηση των παραμέτρων. Η ομάδα εργασίας FOCUS (Forum for the Co-ordination of Pesticide Fate Models and their Use) για την περιγραφή της κινητικής αποδόμησης των παρασιτοκτόνων στο έδαφος προτείνει (2011) τη χρήση της SFO και άλλων τριών διφασικών μοντέλων: του διεκθετικού μοντέλου (bi-exponential ή Double-First-Order in Parallel model, DFOP), του μοντέλου των Gustafson and Holden (ή First-Order- Multi-Compartment model, FOMC) και του μοντέλου Hockey-stick (HS) Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Στην κινητική SFO (Σχήμα 2.4) γίνεται η παραδοχή ότι ο αριθμός των μορίων ενός παρασιτοκτόνου είναι μικρός σε σχέση με τον αριθμό των μικροοργανισμών που παίρνουν μέρος στη βιοδιάσπαση και των ενζύμων τους, αλλά και του αριθμού των μορίων του νερού και των διαθέσιμων φωτονίων στην περίπτωση της υδρόλυσης και της φωτόλυσης. Αποτέλεσμα του παραπάνω είναι ο ρυθμός μείωσης της συγκέντρωσης του παρασιτοκτόνου να είναι κάθε στιγμή ανάλογος της συγκέντρωσης που παραμένει στο σύστημα. Έτσι ο χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της συγκέντρωσης κατά ένα συγκεκριμένο ποσοστό είναι σταθερός κατά τη διάρκεια του πειράματος και ανεξάρτητος της αρχικής συγκέντρωσης του παρασιτοκτόνου, κάτι που κάνει εύκολο τον υπολογισμό των τιμών των DT 50 και DT 90. Η κινητική πρώτης τάξης περιγράφεται από την εξίσωση: (2.6) 61

76 όπου: είναι η συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου στο χρόνο t (σε ημέρες) μετά από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου C 0 είναι η αρχική συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου (t = 0) και k είναι η σταθερά του ρυθμού απομείωσης πρώτης τάξης Οι χρόνοι απομείωσης του παρασιτοκτόνου υπολογίζονται μέσω της εξίσωσης: απ όπου ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) είναι: (2.7) (2.8) Σχήμα 2.4 Σχηματική αναπαράσταση της βασικής αρχής του μοντέλου κινητικής πρώτης τάξης (FOCUS, 2011) Διεκθετικό κινητικό μοντέλο (DFOP) Κατά το διεκθετικό μοντέλο (Σχήμα 2.5) το έδαφος θεωρείται ότι αποτελείται από δύο διαφορετικά τμήματα/υποστρώματα, σε κάθε ένα εκ των οποίων ο ρυθμός απομείωσης περιγράφεται από μία αυτόνομη εκθετική εξίσωση πρώτης τάξης. Τελικά το μοντέλο αποτελείται από δύο διαδοχικές, αυτόνομες εξισώσεις πρώτης τάξης με τέσσερις συνολικά παραμέτρους. Δεν υπάρχει αναλυτική εξίσωση για τον υπολογισμό των παραμέτρων αποδόμησης (DTx) και ο υπολογισμός τους γίνεται με την επαναληπτική μέθοδο (iterative method). Το μοντέλο αυτό περιγράφεται από την εξίσωση: (2.9) 62

77 όπου: είναι η συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου στο χρόνο t (σε ημέρες) μετά από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου C 1 είναι η ποσότητα του παρασιτοκτόνου στο χρόνο t = 0 στο εδαφικό τμήμα/υπόστρωμα 1 C 2 είναι η ποσότητα του παρασιτοκτόνου στο χρόνο t = 0 στο εδαφικό τμήμα/υπόστρωμα 2 το άθροισμα των C 1 και C 2 είναι η συνολική ποσότητα του παρασιτοκτόνο που εφαρμόστηκε και k 1, k 2 είναι σταθερές του ρυθμού απομείωσης για το πρώτο και δεύτερο εδαφικό τμήμα/υπόστρωμα, αντίστοιχα Σχήμα 2.5 Σχηματική αναπαράσταση της βασικής αρχής του διεκθετικού κινητικού μοντέλου (FOCUS, 2011) Κινητικό μοντέλο των Gustafson and Holden (FOMC) Το μοντέλο προτάθηκε από τους Gustafson and Holden (1990) (Σχήμα 2.6) οι οποίοι θεώρησαν το έδαφος ως ένα ετερογενές μέσο στο οποίο ο ρυθμός απομείωσης μιας οργανικής ένωσης είναι διαφορετικός σε διαφορετικά τμήματα του εδάφους. Για την κατασκευή του μοντέλου το έδαφος διαιρέθηκε σε ένα μεγάλο αριθμό τμημάτων/υποστρωμάτων, καθένα εκ των οποίων έχει μια διαφορετική πρώτης τάξης σταθερά απομείωσης. Εφόσον η διασπορά αυτών των σταθερών απομείωσης περιγράφεται από μία γ-κατανομή, το μοντέλο περιγράφεται από μια απλή αναλυτική εξίσωση με τρεις παραμέτρους που δίνεται από τον παρακάτω τύπο: 63

78 (2.10) όπου: είναι η συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου στο χρόνο t (σε ημέρες) μετά από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου C 0 είναι η αρχική συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου (t = 0) α είναι η παράμετρος σχήματος της γ-κατανομής που προσδιορίζεται από το συντελεστή διακύμανσης των τιμών των σταθερών k και β η παράμετρος θέσης της γ-κατανομής Οι χρόνοι απομείωσης υπολογίζονται μέσω της εξίσωσης: απ όπου ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) δίνεται από τη σχέση: (2.11) (2.12) Σχήμα 2.6 Σχηματική αναπαράσταση της βασικής αρχής του κινητικού μοντέλου των Gustafson and Holden (FOCUS, 2011). 64

79 2.7.4 Κινητικό μοντέλο Hockey-stick (HS) Το μοντέλο HS αποτελείται από δύο διαδοχικές εξισώσεις πρώτης τάξης. Η συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου αρχικά μειώνεται ακολουθώντας κινητική πρώτης τάξης με σταθερά ρυθμού αποδόμησης k 1. Σε ένα χρονικό σημείο (σημείο καμπής, t b ) ο ρυθμός αποδόμησης μεταβάλλεται και η σταθερά αποκτά νέα τιμή k 2, που συνήθως είναι μικρότερη της k 1. Το μοντέλο έχει τέσσερις παραμέτρους και περιγράφεται από τις ακόλουθες εξισώσεις: για t t b (2.13) για t >t b (2.14) όπου: είναι η συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου στο χρόνο t (σε ημέρες) μετά από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου C 0 είναι η αρχική συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου (t = 0) k 1 είναι η σταθερά του ρυθμού απομείωσης για t t b και k 2 η σταθερά του ρυθμού απομείωσης για t t b Σχήμα 2.7 Σχηματική αναπαράσταση της βασικής αρχής του κινητικού μοντέλου Hockey-stick (FOCUS, 2011). Οι χρόνοι απομείωσης υπολογίζονται μέσω των εξισώσεων: όταν DTx t b (2.15) 65

80 όταν DTx > t b (2.16) 2.8 Μοντέλο κινητικής απομείωσης και μεταφοράς των παρασιτοκτόνων σε διαδοχικά στρώματα εδάφους βασισμένο στο μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων Όπως έχει αναφερθεί (Παράγραφος ) η κάθετη μεταφορά ενός παρασιτοκτόνου (έκπλυση) προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα παρουσιάζει ιδιαίτερο ενδιαφέρον λόγω της πιθανότητας ρύπανσης των υπογείων υδάτων. Για την περιγραφή της χωρικής και χρονικής κατανομής της συγκέντρωσης των υπολειμμάτων ενός παρασιτοκτόνου, και γενικότερα μιας οργανικής ουσίας, καθώς αυτό κινείται δια μέσω του εδαφικού προφίλ έχει εφαρμοστεί από διάφορους ερευνητές το μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων (Continuous-flow Stirred Tank Reactors, CSTR) (Σχήμα 2.8) (Albanis et al., 1988, 1991, Basagaoglu et al., 2002, Triantafyllidis et al., 2012), καθώς και για τη μεταφορά παρασιτοκτόνου σε φυτά που αναπτύσσονταν σε κλειστό υδροπονικό σύστημα (Karras et al., 2007). Η θεωρία και οι εξισώσεις που περιγράφουν το μοντέλο των μηιδεατών αντιδραστήρων συστοιχίας πλήρως αναδευόμενων δοχείων περιγράφονται σε όλα τα βιβλία χημικής μηχανικής (π.χ. Levenspiel, 1972, Σδούκος και Πομώνης, 2010). Το παραπάνω μοντέλο βασίζεται στην παραδοχή ότι η κατακόρυφη μετακίνηση μιας οργανικής ουσίας (π.χ. ενός παρασιτοκτόνου) εντός του εδάφους και μέσω του εδαφικού διαλύματος, μπορεί να προσομοιωθεί, μετά από κατάλληλες παραδοχές, από μια αλληλουχία μη ιδεατών, πλήρως αναδευόμενων αντιδραστήρων, ίδιου μεγέθους δοχείων, συνδεδεμένων εν σειρά. Εντός του κάθε δοχείου οι φυσικοχημικές ιδιότητες του μέσου θεωρούνται ομογενείς και σταθερές ενώ η ροή του νερού και η μεταφορά θεωρείται ότι παραμένουν σταθερές σε όλα τα δοχεία (Triantafyllidis et al., 2012). 66

81 Σχήμα 2.8 Σχηματική αναπαράσταση του μοντέλου συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων. Σύμφωνα με το μοντέλο, η συγκέντρωση στην έξοδο του κάθε δοχείου (C n ) μιας οργανικής ουσίας που έχει εισαχθεί στο πρώτο δοχείο δίνεται από την εξίσωση (Σχήμα 2.9): (2.17) όπου: C 0 είναι η αρχική συγκέντρωση της οργανικής ένωσης k η φαινόμενη σταθερά απομείωσης, η οποία ισούται με τον αντίστροφο του μέσου χρόνου παραμονής του υδατικού διαλύματος που περιέχει την οργανική ένωση σε κάθε δοχείο. Ο μέσος χρόνος παραμονής στο δοχείο δίνεται από το λόγο του όγκου του δοχείου (V) διά του ογκομετρικού ρυθμού τροφοδοσίας του νερού στο δοχείο (Q). Τέλος, ο ογκομετρικός ρυθμός τροφοδοσίας δίνεται από το λόγο του όγκου του νερού που εισέρχεται στο σύστημα για μια συγκεκριμένη χρονική περίοδο διά τη διάρκεια της χρονικής περιόδου (συνήθως σε ημέρες). n ο αριθμός του δοχείου 67

82 Σχήμα 2.9 Οι κινητικές απομείωσης/μεταφοράς μιας οργανικής ένωσης, βάσει του μοντέλου CSTR, από τρία διαδοχικά δοχεία (εδαφικά στρώματα) και οι εξισώσεις που τις περιγράφουν. Οι γραμμές 1, 2, 3 αντιστοιχούν στις κινητικές για το πρώτο, δεύτερο και τρίτο δοχείο. Οι αντίστοιχες εξισώσεις προκύπτουν από την Εξίσωση 2.17 για n=1, n=2 και n=3 (Triantafyllidis et al., 2012). Για την εφαρμογή του CSTR στο έδαφος, η εδαφική στήλη διαιρείται σε έναν αριθμό συνεχόμενων, ίδιου μεγέθους, εδαφικών στρωμάτων, τα οποία θεωρούνται πλήρως ομοιογενή. Εξαιτίας του γεγονότος ότι η απομείωση ενός παρασιτοκτόνου στο έδαφος και η μετακίνησή του δια μέσω του εδαφικού προφίλ είναι πολύπλοκες διεργασίες, στην περίπτωση αυτή εκτός της φυσικής μεταφοράς του παρασιτοκτόνου μέσω του νερού, πρέπει να λαμβάνονται υπόψιν και οι διεργασίες διάσπασης που λαμβάνουν χώρα στο έδαφος (χημική διάσπαση, βιοαποδόμηση και φωτοδιάσπαση). Ως εκ τούτου η σταθερά απομείωσης k δίνεται από την εξίσωση (Albanis et al., 1991): (2.18) όπου: k r είναι το άθροισμα των σταθερών των διαφορετικών διεργασιών διάσπασης που λαμβάνουν χώρα στο έδαφος (k chem + k bio + k photo ). Η μέγιστη συγκέντρωση της οργανικής ουσίας (C n,max ) σε κάθε ένα, εκτός του πρώτου, δοχείο δίνεται από την εξίσωση: (2.19) 68

83 ενώ ο χρόνος (t max ) στον οποίο η συγκέντρωση της οργανικής ουσίας γίνεται μέγιστη δίνεται από την Εξίσωση 2.20 όταν η μεταφορά είναι αποτέλεσμα κυρίως της φυσικής ροής του νερού και από την Εξίσωση 2.21 όταν λαμβάνονται υπόψη και οι διεργασίες διάσπασης: (2.20) (2.21) 69

84 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 3 Μέθοδοι προσδιορισμού παρασιτοκτόνων σε περιβαλλοντικά δείγματα Ο προσδιορισμός της συγκέντρωσης των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε περιβαλλοντικά δείγματα απαιτεί, συνήθως, τέσσερα στάδια: την προετοιμασίαπροκατεργασία των δειγμάτων, την εκχύλιση-προσυγκέντρωση, την ενόργανη ανάλυση και την επεξεργασία των αποτελεσμάτων. Η προετοιμασία εξαρτάται από τη φύση του δείγματος, από την αναμενόμενη συγκέντρωση των προσδιοριζόμενων ουσιών και την πολυπλοκότητα του υποστρώματος. Στην απλούστερη μορφή της μπορεί να περιλαμβάνει τη διήθηση, τη λειοτρίβιση-ομογενοποίηση, την εξάτμιση, την ξήρανση ή τη φυγοκέντριση των δειγμάτων. Τα υποστρώματα των περιβαλλοντικών δειγμάτων είναι ιδιαίτερα πολύπλοκα και περιέχουν πλήθος ουσιών που μπορεί να επιδρούν αρνητικά στον προσδιορισμό της συγκέντρωσης των υπολειμμάτων. Επιπλέον η απαίτηση για την ανίχνευση και τη μέτρηση όλο και μικρότερων συγκεντρώσεων οργανικών ρύπων σε αυτά αυξάνεται συνεχώς. Τα παραπάνω κάνουν απαραίτητη, κατά την προετοιμασία των δειγμάτων, την εφαρμογή ενός σταδίου διαχωρισμού των προσδιοριζόμενων οργανικών ενώσεων από το υπόστρωμα και την απομόνωσή τους από τις συνυπάρχουσες ουσίες (εκχύλιση) και συνήθως και την αύξηση της συγκέντρωσης των παρασιτοκτόνων στα δείγματα (προσυγκέντρωση). Για την εκχύλιση δειγμάτων νερού, εδάφους και φυτικών ιστών με σκοπό τον προσδιορισμό των παρασιτοκτόνων, χρησιμοποιούνται διάφορες μέθοδοι ανάλογα με το είδος του δείγματος (υγρό, στερεό), τις ιδιότητες του προσδιοριζόμενου παρασιτοκτόνου, αλλά και μια σειρά πρακτικών παραγόντων όπως ο διαθέσιμος εξοπλισμός, η ύπαρξη ή μη εξειδικευμένου προσωπικού, ο αριθμός των δειγμάτων και ο χρόνος που απαιτείται για την ανάλυσή τους καθώς και ο όγκος των απορριπτόμενων στο περιβάλλον οργανικών διαλυτών. 70

85 3.1 Εκχύλιση υδατικών δειγμάτων Συνήθως οι συγκεντρώσεις των παρασιτοκτόνων στα περιβαλλοντικά υδατικά συστήματα είναι πολύ μικρές, της τάξης των μg ή ng L 1, κάνοντας απαραίτητη τη συλλογή δειγμάτων μεγάλου όγκου και την προσυγκέντρωσή τους, ώστε να αυξηθεί η συγκέντρωση των παρασιτοκτόνων στα δείγματα και να γίνει δυνατή η μέτρησή τους με ακρίβεια (Can and Bondarenko, 2008). Για την εκχύλιση των υδατικών δειγμάτων χρησιμοποιούνται κυρίως οι τεχνικές της υγρής-υγρής εκχύλισης (Liquid-Liquid Extraction, LLE), της υγρής-υγρής μικροεκχύλισης (Liquid-Liquid MicroExtraction, LLΜE), της υγρής-στερεής εκχύλισης (Solid-Phase Extraction, SPE), και της υγρής-στερεής μικροεκχύλισης (Solid-Phase MicroExtraction, MSPE) Υγρή-υγρή εκχύλιση Η υγρή-υγρή εκχύλιση (Liquid-Liquid extraction, LLE) είναι μια ιδιαίτερα διαδεδομένη μέθοδος για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων από υγρά δείγματα. Χρησιμοποιείται κυρίως για την εκχύλιση υδατικών δειγμάτων, αλλά είναι αποτελεσματική και σε άλλα υγρά υποστρώματα όπως το μέλι (Kujawski et al., 2015), οι χυμοί φρούτων (Alves et al., 2014) και τα αυγά (Oro et al., 2013). Βασίζεται στην κατανομή μιας διαλυμένης ουσίας μεταξύ δύο υγρών που δεν αναμειγνύονται μεταξύ τους. Η κατανομή της ουσίας στους δύο διαλύτες 1 και 2 περιγράφεται από τη σχέση: (3.1) όπου: K D ο συντελεστής κατανομής που εξαρτάται από τις σχετικές διαλυτότητες της διαλυμένης ουσίας στους δύο διαλύτες και C 1, C 2 οι συγκεντρώσεις της διαλυμένης ουσίας στους δύο διαλύτες (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010). Στην πράξη η LLE περιλαμβάνει την ανάμιξη του υδατικού δείγματος με έναν οργανικό διαλύτη, την ανακίνησή τους, την παραμονή τους σε ηρεμία για κάποιο χρονικό διάστημα, ώστε να επέλθει ισορροπία και γίνει δυνατός ο διαχωρισμός των δύο φάσεων, την ξήρανση του εκχυλίσματος με άνυδρο θειικό νάτριο και τέλος τη 71

86 συλλογή του εκχυλίσματος. Για να επιτευχθεί ο διαχωρισμός μπορεί να απαιτηθεί διήθηση ή φυγοκέντριση ή η χρήση κάποιας άλλης φυσικής μεθόδου διαχωρισμού. Η παραπάνω διαδικασία μπορεί να επαναληφθεί δύο ή περισσότερες φορές, με τη χρήση νέου, καθαρού διαλύτη κάθε φορά. Η αποτελεσματικότητα της LLE εξαρτάται από τη χημική συγγένεια της διαλυμένης ουσίας με τους διαλύτες, από το λόγο των όγκων των δύο διαλυτών και τον αριθμό των εκχυλίσεων. Ανάλογα με το είδος του αναλύτη μπορεί να χρησιμοποιηθούν διαφορετικοί διαλύτες ή/και συνθήκες εκχύλισης. Τυπικά για την εκχύλιση μη πολικών ενώσεων χρησιμοποιούνται το εξάνιο, το κυκλοεξάνιο ή πετρελαϊκός αιθέρας, ενώ για μέσης πολικότητας ενώσεις το διχλωρομεθάνιο ή το χλωροφόρμιο. Η εκχύλιση πολικών ενώσεων μπορεί να είναι δύσκολη, έχοντας μικρές σχετικά ανακτήσεις. Για την αύξηση της αποτελεσματικότητας της μεθόδου μπορεί να χρησιμοποιηθεί μίγμα διαλυτών (για την αύξηση του K D ), να ρυθμιστεί το ph του διαλύματος ώστε να αποφευχθεί ο ιοντισμός των ενώσεων με βασικό ή όξινο χαρακτήρα, να προστεθούν άλατα (φαινόμενο εξαλάτωσης, salting-out effect) και να αυξηθεί ο αριθμός των εκχυλίσεων (Turiel and Martin-Esteban, 2008). Η τεχνική της υγρής-υγρής εκχύλισης έχει μελετηθεί πολύ καλά και χρησιμοποιείται για πολλά χρόνια στα ανά τον κόσμο εργαστήρια. Είναι απλή, αξιόπιστη, έχει σχετικά μικρές απαιτήσεις σε εξοπλισμό, δεν απαιτεί εξειδικευμένο προσωπικό και μπορεί να χρησιμοποιηθεί για την εκχύλιση μεγάλου εύρους παρασιτοκτόνων. Από την άλλη πλευρά έχει σοβαρά μειονεκτήματα όπως η κατανάλωση μεγάλων όγκων διαλυτών ( ml διαλύτη για την εκχύλιση 1L νερού), ενώ είναι κοπιαστική και χρονοβόρα. Επιπλέον δεν επιτυγχάνονται ικανοποιητικά αποτελέσματα στα πολικά παρασιτοκτόνα και γίνεται λιγότερο αποτελεσματική όταν τα υδατικά δείγματα περιέχουν υψηλά επίπεδα οργανικών ουσιών ή αιωρούμενα σωματίδια, καθώς σχηματίζονται γαλακτώματα μεταξύ των δύο φάσεων (Can and Bondarenko, 2008), τα οποία είναι δύσκολο να διασπαστούν ή απαιτούν περαιτέρω χρήση αντιδραστηρίων για τη διάσπασή τους Υγρή-υγρή μικροεκχύλιση Έχοντας στόχο τη μείωση του χρόνου εκχύλισης, του όγκου των δειγμάτων και κυρίως του όγκου των χρησιμοποιούμενων διαλυτών έχει αναπτυχθεί μια παραλλαγή της LLE γνωστή ως υγρή-υγρή μικροεκχύλιση (LLΜE) ή μικροεκχύλιση υγρής 72

87 φάσης (Liquid Phase MicroExtraction, LPME). Κατά τη μέθοδο αυτή χρησιμοποιούνται ελάχιστοι όγκοι (μερικά μl έως 0,5 ml) ενός οργανικού διαλύτη που είναι μη αναμίξιμος με το νερό. Τα τελευταία χρόνια έχουν αναπτυχθεί από διάφορους ερευνητές αρκετές εκδοχές της μεθόδου, οι οποίες μπορούν καταταχθούν σε τρεις κύριες κατηγορίες: την μικροεκχύλιση απλής σταγόνας (Singe-Drop Microextraction, SDME), την μικροεκχύλιση υγρής φάσης εντός κοίλων ινών (Hollow Fiber-LPME, HF-LPME) και την υγρή-υγρή μικροεκχύλιση διασποράς (Dispersive-LLME). Κατά την SDME οι προσδιοριζόμενες ουσίες κατανέμονται μεταξύ μιας σταγόνας (1 10 μl) ενός μη αναμίξιμου με το νερό διαλύτη, που εδράζεται στην άκρη της βελόνας μιας μικροσύριγγας εντός του υδατικού δείγματος, και του νερού του δείγματος. Η εκχύλιση μπορεί να επαναληφθεί αρκετές φορές, ενώ το δείγμα αναδεύεται ελαφρά σε μαγνητικό αναδευτήρα (Σχήμα 3.1α) (Pakade and Tewary, 2010). Στην HF-LPME, η οποία προτάθηκε από τους Pedersen-Bjergaard και Rasmussen (1999), οι αναλύτες εκχυλίζονται καταρχήν στην υδατική μεμβράνη που σχηματίζεται γύρω από τους πόρους των υδρόφοβων κοίλων ινών και στη συνέχεια στο διαλύτη που βρίσκεται εντός του αυλού των ινών. Το σύστημα μπορεί να είναι δύο φάσεων όταν ο διαλύτης της φάσης εκχύλισης είναι νερό (Σχήμα 3.1β1) και τριών φάσεων όταν η φάση εκχύλισης αποτελείται από οργανικό διαλύτη (Σχήμα 3.1.β2) (Farajzadeh et al., 2014). Η DLLME, που αναπτύχθηκε από τον Rezaee και τους συνεργάτες του (2006), βασίζεται σε σύστημα τριών διαλυτών κατά το οποίο δύο διαλύτες, ένας μη πολικός και μη αναμίξιμος με το νερό και ένας πολικός και αναμίξιμος με το νερό, εκχύονται με ταχύτητα στο υδατικό δείγμα σχηματίζοντας ένα νέφος. Στη συνέχεια ο μη πολικός διαλύτης μαζί με τους αναλύτες διαχωρίζονται από την υδατική φάση με φυγοκέντριση ή άλλη φυσική μέθοδο (Σχήμα 3.1γ). Η LLME λύνει πολλά από τα προβλήματα της LLE όπως ο μη ολοκληρωτικός διαχωρισμός των δύο φάσεων, ο σχηματισμός γαλακτωμάτων και η κατανάλωση μεγάλων όγκων οργανικών διαλυτών απαιτεί όμως λεπτούς χειρισμούς και εξειδικευμένο προσωπικό (Can and Bondarenko, 2008) Υγρή-στερεή εκχύλιση Η μέθοδος της υγρής-στερεής εκχύλισης (SPE) ή εκχύλισης διά της στερεής φάσης άρχισε να εφαρμόζεται κατά τη δεκαετία του 1970 ως εναλλακτική της LLE. 73

88 Κατά τη SPE το υδατικό δείγμα διέρχεται μέσω προσροφητικού υλικού το οποίο συγκρατεί τις προς ανάλυση ενώσεις. Το προσροφητικό υλικό μπορεί να περιέχεται είτε σε μικροστήλες εκχύλισης, είτε σε δίσκους στους οποίους έχει ενσωματωθεί σε πολυμερική μεμβράνη. Στη συνέχεια οι ενώσεις εκλούονται με τη χρήση μικρής ποσότητας οργανικού διαλύτη. Σχήμα 3.1 Σχηματική αναπαράσταση των διάφορων εκδοχών της LLME. α) η SDME, β) η HF-LPME δύο φάσεων (1) και τριών φάσεων (2) και γ) η DLLME. (Farajzadeh et al., 2014). 74

89 Μια τυπική διαδικασία εκχύλισης διά της στερεάς φάσης περιλαμβάνει τέσσερα στάδια (Σχήμα 3.2) (Handley and McDowall, 1999): α) Την ενεργοποίηση του προσροφητικού υλικού. Το στάδιο αυτό περιλαμβάνει τη διαβροχή του προσροφητικού υλικού με μικρούς όγκους (μερικά ml) ενός ή δύο διαλυτών, π.χ. μεθανόλης, ακετονιτριλίου κ.ά., (που διέρχονται σε σειρά) με σκοπό τη διάνοιξη των αλυσίδων οκτυλίου (C 8 ) και δεκαοκτυλίου (C 18 ) του προσροφητικού και την αύξηση της δραστικής του επιφάνειας καθώς και την απομάκρυνση ξένων υλών που μπορεί να περιέχονται στο υλικό. Ακολουθεί ξέπλυμα του υλικού συνήθως με νερό (HPLC grade) ή κάποιο ρυθμιστικό διάλυμα για την απομάκρυνση των υπολειμμάτων των διαλυτών και την προετοιμασία της επιφάνειας του προσροφητικού να δεχθεί το δείγμα. β) Τη διέλευση του δείγματος. γ) Το ξέπλυμα του προσροφητικού υλικού με νερό ή κάποιον κατάλληλο διαλύτη για την απομάκρυνση ουσιών που συνυπάρχουν με τους αναλύτες στο υπόστρωμα και οι οποίες μπορεί να επιδρούν στην ανάλυση. δ) Την έκλουση των αναλυτών από το προσροφητικό υλικό με κατάλληλο διαλύτη. Σχήμα 3.2 Σχηματική αναπαράσταση των σταδίων εκχύλισης διά της στερεάς φάσης με τη χρήση μικροστηλών (Lucci et al., 2012). 75

90 Η εκλεκτικότητα των προσροφητικών υλικών που χρησιμοποιούνται στην SPE οφείλεται στις ελκτικές δυνάμεις μεταξύ των αναλυτών και των δραστικών ομάδων της επιφάνειας του υλικού. Το προσροφητικό υλικό και οι αναλύτες αλληλεπιδρούν μέσω υδροφοβικών, υδροφιλικών, κατιονικών-ανιονικών και αντιγόνου-αντισώματος δεσμών-αλληλεπιδράσεων. Τα πιο συνηθισμένα υλικά, που χρησιμοποιούνται για την πλήρωση μικροστηλών και την κατασκευή δίσκων εκχύλισης, μπορούν να κατηγοριοποιηθούν σε πολικά, μη πολικά (αντίστροφης φάσης), ανταλλαγής φορτίου και ανοσοσυνάφειας (immunoaffinity) και περιγράφονται αναλυτικά στη συνέχεια (Turiel and Martin-Esteban, 2008, Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010, Lucci et al., 2012): α) Πολικά προσροφητικά υλικά. Σε αυτά περιλαμβάνονται πολικά προσροφητικά όπως το Florisil και η Alumina καθώς και επιφανειακά τροποποιημένα υλικά πυριτίας. Τα τελευταία παρασκευάζονται με την επίδραση δραστικών σιλανικών ομάδων (μονο-, δι- ή τριχλωροσιλανίου) στην πυριτία δημιουργώντας μια επιφανειακή επίστρωση οργανικού υλικού που αντικαθιστά τις υπάρχουσες υδροξυλομάδες. Η κατακράτηση των προσδιοριζόμενων ουσιών οφείλεται κυρίως στους δεσμούς που δημιουργούνται μεταξύ των πολικών δραστικών ομάδων των ουσιών και των πολικών ομάδων της επιφάνειας του προσροφητικού υλικού. Όταν χρησιμοποιείται επιφανειακά τροποποιημένη πυριτία η κατακράτηση είναι ισχυρότερη όταν οι αναλύτες είναι βασικού χαρακτήρα, λόγω του ελαφρώς όξινου χαρακτήρα των σιλανικών ομάδων. Η έκλουση από τέτοιου είδους υλικά μπορεί να γίνει με τη διέλευση ενός διαλύτη πιο πολικού από το υπόστρωμα του δείγματος που υπερνικά τις δημιουργηθείσες αλλειλεπιδράσεις. β) Μη πολικά προσροφητικά υλικά. Τα υλικά αυτά περιλαμβάνουν την αλκυλοπυριτία και υλικά βασισμένα σε πολυμερή. Η πυριτία αυτού του τύπου παρασκευάζεται με την πρόσδεση στην επιφάνειά της αλκυλο- και αρυλο- δραστικών ομάδων, όπως οκτυλίου (C 8 ), δεκαοκτυλίου (C 18 ) και στυρενίου-διβινυλβενζολίου (SDB). Η κατακράτηση των αναλυτών οφείλεται κυρίως σε υδροφοβικές ελκτικές δυνάμεις που αναπτύσσονται μεταξύ των μορίων των αναλυτών και των δραστικών ομάδων στην επιφάνεια της πυριτίας. Η έκλουση πραγματοποιείται συνήθως με τη χρήση μέτρια πολικών διαλυτών (π.χ. μεθανόλης, CH 2 O 2, οξικού αιθυλεστέρα). Τα βασισμένα στην πυριτία, τέτοιου τύπου υλικά, είναι κατάλληλα για την εκχύλιση υδρόφοβων, μη πολικών ή μέσης πολικότητας ενώσεων. Επιπλέον γίνονται ασταθή σε χαμηλές ή υψηλές τιμές ph. Έτσι σε περιπτώσεις που οι προσδιοριζόμενες ενώσεις είναι πολικές ή/και το ph του δείγματος έχει ακραίες τιμές οι 76

91 παρατηρούμενες ανακτήσεις της μεθόδου είναι χαμηλές. Για να ξεπεραστούν τα προβλήματα αυτά απαιτείται η ρύθμιση του ph του δείγματος, η αύξηση του όγκου του προσροφητικού υλικού και η προσθήκη NaCl στο δείγμα ώστε να μειωθεί η διαλυτότητα των αναλυτών και να ενισχυθούν οι αλληλεπιδράσεις μεταξύ αναλυτών και προσροφητικού υλικού. Η χρήση προσροφητικών υλικών βασισμένων σε συμπολυμερή στυρολίουδιβινυλβενζολίου (PS-DVB) ή άνθρακα με τη μορφή γραφίτη (GCB) είναι ένας άλλος τρόπος αντιμετώπισης των παραπάνω προβλημάτων. Τα υλικά αυτά έχουν πολύ μεγάλη ειδική επιφάνεια (~1000 m 2 g 1 για τα συμπολυμερή) και είναι περισσότερο ανθεκτικά στις ακραίες τιμές ph. Στην προσπάθεια βελτίωσης των ιδιοτήτων και αύξησης της αποτελεσματικότητας των συμπολυμερών ώστε να μπορούν να κατακρατούν ενώσεις με μεγαλύτερο εύρος πολικότητας έχουν αναπτυχθεί τα τελευταία χρόνια από την εταιρεία Waters (USA) τα HLB (Hydrophilic Lipophilic Balanced) προσροφητικά υλικά. Τα συμπολυμερή αυτά παρασκευάζονται από δύο μονομερή-ομάδες: το υδρόφοβο διβινυλβενζόλιο και την υδροφιλική Ν-βινυλπυρολιδίνη και είναι πακεταρισμένα σε μικροστήλες εκχύλισης που κυκλοφορούν στο εμπόριο με την ονομασία OASIS-HLB. Η χρήση των υλικών αυτών είναι αρκετά διαδεδομένη και η αποτελεσματικότητά τους καλά τεκμηριωμένη για την εκχύλιση μεγάλης ποικιλίας παρασιτοκτόνων από διάφορα υποστρώματα όπως νερό (D Archivio et al., 2007, St-Amand and Girard, 2007, Jordan et al., 2009, Thomatou et al., 2013), χυμούς φρούτων (Gilbert-Lopez et al., 2007), κρασί (Economou et al., 2009), αίμα (Park et al., 2009) και ορό αίματος (Sundberg et al.,2006). γ) Προσροφητικά υλικά ανταλλαγής φορτίου. Πρόκειται για υλικά που συντίθενται από θετικά ή αρνητικά φορτισμένες ομάδες που έχουν προσδεθεί στην επιφάνεια πυριτίας. Είναι υλικά κατάλληλα για την εκχύλιση ενώσεων με βασικό ή όξινο χαρακτήρα από υδατικά ή μη πολικά οργανικά διαλύματα. Η δέσμευση των αναλυτών οφείλεται κυρίως σε ηλεκτροστατικούς δεσμούς, που αναπτύσσονται μεταξύ των φορτισμένων ομάδων των αναλυτών και των φορτισμένων ομάδων που εδράζονται στην επιφάνεια της πυριτίας και λαμβάνει χώρα σε τιμή ph που οι αναλύτες είναι στην ιοντική τους μορφή. Η έκλουση πραγματοποιείται με την αλλαγή της τιμής του ph του προσροφητικού υλικού με τη διέλευση κατάλληλου ρυθμιστικού διαλύματος. Βασικό μειονέκτημα των υλικών αυτών είναι ότι η παρουσία υψηλών ποσοτήτων ανόργανων ιόντων στα περιβαλλοντικά δείγματα έχει ως αποτέλεσμα τον γρήγορο κορεσμό του 77

92 προσροφητικού με συνέπεια να παρατηρούνται μικρές ανακτήσεις των προς ανάλυση οργανικών ενώσεων. δ) Προσροφητικά υλικά ανοσοσυνάφειας. Τα υλικά αυτά, που είναι γνωστά και ως ανοσοπροσροφητικά (immunosorbends, IS) συντίθενται από αντισώματα που προσδένονται σε γέλη πυριτίας και έχουν μεγάλη εκλεκτικότητα. Μόνο τα αντιγόνα που παράγουν ανοσοαπόκριση ή πολύ συγγενικά τους μόρια είναι δυνατόν να δεσμευθούν στο προσροφητικό υλικό. Επιτρέπουν την εκχύλιση, συγκέντρωση και καθαρισμό (clean-up) παρασιτοκτόνων από πολύπλοκα υποστρώματα σε ένα μόνο στάδιο και από δείγματα μεγάλου όγκου. Βασικά τους μειονεκτήματα η υψηλή τιμή τους και η κυκλοφορία στο εμπόριο λίγων μόνο αντισωμάτων για παρασιτοκτόνα. Η SPE στη βασική της μορφή απαιτεί απλό σταθερό εξοπλισμό (φιάλες δημιουργίας κενού και αντλία κενού ή πιο εξελιγμένα συστήματα κενού, πολλαπλών θέσεων για εκχύλιση μικροστηλών ή δίσκων εκχύλισης) και μπορεί να αυτοματοποιηθεί, ώστε να εκχυλίζονται πολλά δείγματα ταυτόχρονα, μειώνοντας το συνολικό χρόνο εκχύλισης. Επιπλέον απαιτεί μικρούς όγκους οργανικών διαλυτών, ενώ η ποικιλία προσροφητικών υλικών που κυκλοφορούν στο εμπόριο κάνει δυνατή την επιλογή του καταλληλότερου ανάλογα με τις προσδιοριζόμενες ενώσεις Υγρή-στερεή μικροεκχύλιση Η υγρή-στερεή μικροεκχύλιση (SPME) είναι μία μέθοδος εκχύλισης από υγρά δείγματα που αναπτύχθηκε από τους Arthur and Pawliszyn (1990), σε μια προσπάθεια να απλοποιηθεί περεταίρω η SPE, να μειωθούν οι χρόνοι εκχύλισης και να ελαχιστοποιηθεί η χρήση οργανικών διαλυτών. Τα τελευταία χρόνια το ενδιαφέρον για αυτή έχει αυξηθεί λόγω της αύξησης των περιβαλλοντικών ανησυχιών για τις επιπτώσεις στο περιβάλλον της απόρριψης των οργανικών διαλυτών και την ανάπτυξη της λεγόμενης «πράσινης» αναλυτικής και περιβαλλοντικής χημείας (Spieteluna et al., 2013). Κατά τη μέθοδο αυτή μια λεπτή ίνα πυριτίας η οποία περιβάλλεται από ένα πολυμερές προσροφητικό υλικό και περιλαμβάνεται εντός μιας βελόνας σε μια ειδικά σχεδιασμένη σύριγγα, εμβαπτίζεται εντός ή εκτίθεται στον υπερκείμενο χώρο ενός υδατικού δείγματος, ενώ αυτό αναδεύεται. Πριν την εμβάπτιση απαιτείται η ενεργοποίηση της ίνας με κατάλληλο διαλύτη. Η εκχύλιση λαμβάνει χώρα με την προσρόφηση των αναλυτών στην πολυμερική φάση. Στη συνέχεια η ίνα αφαιρείται 78

93 και είτε εισάγεται κατευθείαν σε αέριο χρωματογράφο, όπου οι αναλύτες εκροφώνται με την αύξηση της θερμοκρασίας, είτε οι αναλύτες εκλούονται σε μικρή ποσότητα διαλύτη. Παραδείγματα υλικών που αποτελούν την πολυμερική-προσροφητική φάση είναι το πολυδιμεθυλσιλοξάνιο, συμπολυμερή του πολυδιμεθυλοσιλοξανίου και διβινυλβενζολίου, ο ενεργός άνθρακας κ.ά.. Στα μειονεκτήματα της μεθόδου πρέπει να συμπεριληφθούν οι υψηλές τιμές των ινών και η προμήθεια των ειδικών συσκευών εκχύλισης και του κατάλληλου εισαγωγέα για τη χρωματογραφική ανάλυση. Οι ίνες μπορούν να χρησιμοποιηθούν αρκετές φορές, η απόδοσή τους όμως μειώνεται με τη χρήση. Επίσης για την επίτευξη υψηλής επαναληψιμότητας οι συνθήκες της μεθόδου όπως ο χρόνος έκθεσης και το βάθος εμβάπτισης της ίνας στο δείγμα, η ταχύτητα ανάδευσης του δείγματος, ο χρόνος ενεργοποίησης της ίνας και η θερμοκρασία του χώρου πρέπει να ελέγχονται και να ρυθμίζονται με μεγάλη ακρίβεια (Can and Bondarenko, 2008). 3.2 Εκχύλιση στερεών δειγμάτων Η εκχύλιση στερεών δειγμάτων (εδάφους, τροφίμων, φυτικών ιστών) απαιτεί την επαφή μιας ποσότητας δείγματος με έναν κατάλληλο διαλύτη, έτσι ώστε ο διαλύτης να εισχωρήσει στους πόρους του υποστρώματος και τα μόρια των προσδιοριζόμενων ουσιών να εκροφηθούν από το υπόστρωμα και να διαχυθούν στο διαλύτη. Ακολούθως απαιτείται ο διαχωρισμός του διαλύτη από το υπόστρωμα (Turiel and Martin-Esteban, 2008). Για την εκχύλιση στερεών δειγμάτων έχουν αναπτυχθεί και χρησιμοποιούνται διάφορες μέθοδοι, οι κυριότερες των οποίων περιγράφονται συνοπτικά στη συνέχεια Εκχύλιση με ανακίνηση Πρόκειται για την πιο απλή μέθοδο εκχύλισης από στερεά υποστρώματα. Περιλαμβάνει την χειροκίνητη ή μηχανοκίνητη ανακίνηση του δείγματος παρουσία κατάλληλου διαλύτη για ένα συγκεκριμένο χρονικό διάστημα. Οι διαλύτες που συνήθως χρησιμοποιούνται είναι η ακετόνη και το ακετονιτρίλιο που είναι αναμίξιμοι με το νερό και κάνουν ευκολότερη τη διάχυση των αναλυτών από το υπόστρωμα στο 79

94 διάλυμα. Ανάλογα με τις ιδιότητες των αναλυτών μπορούν επίσης να χρησιμοποιηθούν και διαλύτες που δεν αναμιγνύονται με το νερό, όπως ο οξικός αιθυλεστέρας, το διχλωρομεθάνιο ή το εξάνιο. Σε περιπτώσεις που οι προσδιοριζόμενες ουσίες έχουν διαφορετικές πολικότητες απαιτείται η χρήση κατάλληλου μίγματος διαλυτών. Μετά την εκχύλιση ακολουθεί ο διαχωρισμός του διαλύτη από το υπόστρωμα, συνήθως μέσω φιλτραρίσματος (Turiel and Martin- Esteban, 2008). Η μέθοδος είναι απλή, γρήγορη (15 30 min) και απαιτεί μέσες ποσότητες διαλυτών ( ml), αλλά είναι αποτελεσματική μόνο όταν οι προσδιοριζόμενες ουσίες δε δεσμεύονται ισχυρά στο υπόστρωμα του δείγματος. Για την αύξηση της αποτελεσματικότητας της μεθόδου, όταν οι προσδιοριζόμενες ουσίες δεσμεύονται πιο ισχυρά στο υπόστρωμα και για τον καλύτερο διαμερισμό του υποστρώματος και την ευνοϊκότερη επαφή του διαλύτη με το στερεό υπόστρωμα, έχουν αναπτυχθεί μέθοδοι εκχύλισης με τη υποβοήθηση υπερήχων (ultrasound-assisted extraction), οι οποίες έχουν εφαρμοστεί με επιτυχία για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων από διάφορα υποστρώματα, μεταξύ των οποίων και εδαφικών υποστρωμάτων (Sanchez-Brunete et al., 1998, Castro et al., 2001) Εκχύλιση Soxhlet Για την εκχύλιση των δειγμάτων στα οποία η δέσμευση των προσδιοριζόμενων ουσιών στο υπόστρωμα είναι αρκετά ισχυρή ώστε η απλή ανακίνηση να μην μπορεί να διασπάσει τους μεταξύ τους δεσμούς, απαιτείται η εφαρμογή διαφορετικών, πιο πολύπλοκων μεθόδων. Η εκχύλιση με τη μέθοδο Soxhlet, που αναπτύχθηκε από τον von Soxhlet το 1879, αποτέλεσε τη βασική μέθοδο εκχύλισης οργανικών ουσιών από στερεά δείγματα για περισσότερο από έναν αιώνα και εξακολουθεί να χρησιμοποιείται με διάφορες βελτιώσεις μέχρι σήμερα, αποτελώντας σημείο αναφοράς για τις νεότερες μεθόδους εκχύλισης (Luque de Castro and Priego-Capote, 2010 ). Η μέθοδος απαιτεί ειδική συσκευή (συσκευή Soxhlet) όπου το δείγμα τοποθετείται σε πορώδες φυσίγγιο και έρχεται σε επαφή με το διαλύτη που επιτελεί συνεχώς κύκλους εξάτμισης-συμπύκνωσης (Σχήμα 3.3α). Ο διαλύτης τοποθετείται στη βάση της συσκευής και θερμαίνεται. Ο εξατμιζόμενος διαλύτης υγροποιείται μέσω συμπύκνωσης σε κάθετο ψυκτήρα και ρέει στο πορώδες φυσίγγιο εκχυλίζοντας 80

95 το δείγμα και καταλήγοντας, τελικά, μέσω σιφονισμού στη βάση-σφαιρική φιάλη της συσκευής. Ο κύκλος επαναλαμβάνεται αρκετές φορές. Στην κλασική της μορφή η μέθοδος είναι δοκιμασμένη, απλή και δεν απαιτεί εξειδικευμένο προσωπικό. Επιπλέον, μπορεί να εκχυλίσει σχετικά μεγάλες ποσότητες δείγματος, δεν απαιτεί το διαχωρισμό του διαλύτη από το υπόστρωμα και κατά την ανάλυση των δειγμάτων το παρατηρούμενο φαινόμενο μήτρας (matrix-effect) είναι περιορισμένο. Από την άλλη πλευρά απαιτεί πολύ χρόνο (12 48 h) και είναι δύσκολο να αυτοματοποιηθεί. Οι μεγάλες ποσότητες διαλυτών που χρησιμοποιούνται ( ml για κάθε δείγμα) αυξάνουν το κόστος και την καθιστούν ελάχιστα φιλική προς το περιβάλλον και εν δυνάμει επικίνδυνη για την υγεία του προσωπικού. Τέλος οι υψηλές απαιτούμενες θερμοκρασίες για μεγάλα χρονικά διαστήματα μπορεί να έχουν ως αποτέλεσμα την διάσπαση κάποιων θερμοευαίσθητων αναλυτών (Turiel and Martin-Esteban, 2008), ενώ αυξάνουν και την επικινδυνότητα της διάταξης. Σχήμα 3.3 Σχηματική αναπαράσταση της συσκευής Soxhlet (α) και της διάταξης εκχύλισης με συσκευή Soxhlet και με υποβοήθηση μικροκυμάτων (β) (Zhou et al., 2012). 81

96 Σε μια προσπάθεια περιορισμού των μειονεκτημάτων της, η μέθοδος, έχει υποστεί κατά τη διάρκεια του χρόνου, και ιδιαίτερα κατά τα τελευταία 40 έτη, διάφορες βελτιώσεις ή/και έχει συνδυαστεί με άλλες νεότερες μεθόδους από διάφορους ερευνητές. Έτσι, έχει αναπτυχθεί μια αυτοματοποιημένη συσκευή εκχύλισης (Soxtec), και έχει εφαρμοστεί σε συνδυασμό με υψηλές πιέσεις (Luque de Castro and Priego-Capote, 2010), ενώ άλλοι ερευνητές την έχουν συνδυάσει με τη χρήση υπερήχων (Luque-Garcıa J.L. and Luque de Castro, 2004), ή με τη χρήση μικροκυματικής ακτινοβολίας (Σχήμα 3.3β) (Luque-Garcıa J.L. and Luque de Castro, 2003, Zhou et al., 2012,). Οι εξελιγμένες αυτές μέθοδοι έχουν περιορίσει το χρόνο εκχύλισης και την ποσότητα των απαιτούμενων διαλυτών αυξάνοντας όμως κατά πολύ το κόστος κτήσης των απαραίτητων συσκευών. Η τεχνική χρησιμοποιείται συνήθως για την εκχύλιση υδρόφοβων θερμοάντοχων ενώσεων από περιβαλλοντικά υποστρώματα όπως εδάφη, βιολογικοί ιστοί, ιζήματα κ.ά Εκχύλιση με υποβοήθηση μικροκυμάτων Η εκχύλιση με υποβοήθηση μικροκυμάτων (Microwave-Assisted Extraction, MAE) προτάθηκε από τον Ganzler και τους συνεργάτες του (1986) ως μια γρήγορη μέθοδος εκχύλισης οργανικών ενώσεων από στερεά υποστρώματα. Έκτοτε έχει χρησιμοποιηθεί με επιτυχία για την εκχύλιση διάφορων παρασιτοκτόνων από δείγματα φυτικών ιστών (Ji et al., 2007), τροφίμων (Satpathy et al., 2011) και εδάφους (Merdassa et al., 2013). Σύμφωνα με αυτή σε ομογενοποιημένο δείγμα προστίθεται κατάλληλος διαλύτης και ακολουθεί έκθεση σε μικροκυματική ακτινοβολία για σύντομα χρονικά διαστήματα (π.χ. 30 s). Το δείγμα αφήνεται να ψυχθεί και ο κύκλος επαναλαμβάνεται για αρκετές φορές. Οι αναλύτες αποδεσμεύονται από το υπόστρωμα λόγω της επαναλαμβανόμενης θέρμανσης του μίγματος δείγμα-διαλύτης από τη μικροκυματική ακτινοβολία. Οι διαλύτες που χρησιμοποιούνται πρέπει να είναι αντίστοιχης πολικότητας με αυτής των προσδιοριζόμενων ουσιών, ενώ για την εκχύλιση ουσιών με μεγάλο εύρος πολικότητας χρησιμοποιούνται μίγματα μη πολικών και πολικών διαλυτών (π.χ. ακετόνη-εξάνιο). Σε σχέση με την κλασσική μέθοδο Soxhlet μειώνει κατά πολύ τους χρόνους εκχύλισης (~ 15 min) και περιορίζει τους απαιτούμενους όγκους διαλυτών (

97 ml), αυξάνει όμως το κόστος και απαιτεί τον τελικό διαχωρισμό του διαλύτη από το υπόστρωμα Υγρή εκχύλιση μέσω πεπιεσμένου υγρού Στην υγρή εκχύλιση μέσω πεπιεσμένου υγρού (Pressurized-Liquid Extraction, PLE ή Pressurized-Fluid Extraction, PFE ή Pressurized-Solvent Extraction, PSE) για την εκχύλιση των προσδιοριζόμενων ουσιών χρησιμοποιούνται διαλύτες σε υψηλές θερμοκρασίες και πιέσεις. Η υψηλή θερμοκρασία (υψηλότερη του σημείου βρασμού του διαλύτη) αυξάνει την κινητική της εκχύλισης, ενώ η υψηλή πίεση διατηρεί το διαλύτη σε υγρή μορφή. Ως συνέπεια των παραπάνω αυξάνει η διάχυση του διαλύτη στο υπόστρωμα, με αποτέλεσμα την αύξηση της ταχύτητας και της αποτελεσματικότητας της εκχύλισης. Κατά τη διαδικασία το δείγμα τοποθετείται σε ειδικό δοχείο που γεμίζει με τον κατάλληλο διαλύτη. Ακολουθεί η αύξηση της θερμοκρασίας και της πίεσης εντός του δοχείου για συγκεκριμένο χρονικό διάστημα. Στη συνέχεια ο διαλύτης μεταφέρεται στο δοχείο συλλογής και το δείγμα ξεπλένεται με νέο διαλύτη. Τέλος τα υπολείμματα του διαλύτη μεταφέρονται στο δοχείο συλλογής με τη χρήση κατάλληλου αερίου (συνήθως αζώτου) (Bjoërklund et al., 2000) (Σχήμα 3.4). Σχήμα 3.4 Σχηματική αναπαράσταση της διάταξης εκχύλισης μέσω πεπιεσμένου υγρού (Bjoërklund et al., 2000). 83

98 Η μέθοδος απαιτεί μικρούς σχετικά χρόνους εκχύλισης (< 30 min), μέσες ποσότητες διαλυτών (15 40 ml) και μπορεί να αυτοματοποιηθεί ώστε να εκχυλίζονται ταυτόχρονα αρκετά δείγματα. Βασικό της μειονέκτημα το υψηλό κόστος, ενώ απαιτεί εξειδικευμένο προσωπικό και καθαρισμό του εκχυλίσματος (clean-up). Έχει χρησιμοποιηθεί με επιτυχία για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων από ποικίλα υποστρώματα, μεταξύ των οποίων από δείγματα τροφίμων (Fernandez- Alvarez et al., 2009), από φυτικούς (Tanaka et al., 2007) και ζωικούς ιστούς (Xiao et al., 2011), καθώς και από εδαφικά δείγματα (Van Emon et al., 2013) Εκχύλιση μέσω υπερκρίσιμου ρευστού Η εκχύλιση μέσω υπερκρίσιμου ρευστού (Supercritical Fluid Extraction, SFE) αναπτύχθηκε για την εκχύλιση οργανικών ενώσεων ισχυρά δεσμευμένων στο υπόστρωμα, αλλά μπορεί να χρησιμοποιηθεί για την εκχύλιση ουσιών από σχεδόν κάθε είδους στερεά υποστρώματα, όπως έδαφος (Forero-Mendieta et al., 2012), τρόφιμα (Rissato et al., 2004) ή φυτά (Cortes et al., 2009). Η εκχύλιση των προσδιοριζόμενων ουσιών πραγματοποιείται με τη χρήση υπερκρίσιμων ρευστών, τα οποία μπορούν να θεωρηθούν ως ενδιάμεσες φάσεις μεταξύ υγρού και αερίου. Διαθέτουν τις διαλυτικές ιδιότητες ενός υγρού και την ικανότητα διάχυσης και στους μικρότερους πόρους του υποστρώματος ενός αερίου. Ως υπερκρίσιμα ρευστά μπορούν να χρησιμοποιηθούν διάφορα αέρια (διοξείδιο του άνθρακα, μονοξείδιο του αζώτου, αιθάνιο, προπάνιο, αμμωνία κ.ά.) σε υπερκρίσιμη κατάσταση (Zougagh et al., 2004). Το διοξείδιο του άνθρακα είναι το πλέον χρησιμοποιούμενο αέριο γιατί είναι χημικά αδρανές, μπορεί να είναι υψηλής καθαρότητας και φτάνει σχετικά εύκολα σε υπερκρίσιμη κατάσταση (31,1 C και 71,8 atm). Το κυριότερο μειονέκτημά του είναι ο μη πολικός χαρακτήρας του που περιορίζει τη χρήση του για την εκχύλιση μη πολικών ενώσεων (Turiel and Martin-Esteban, 2008). Το δείγμα τοποθετείται σε κατάλληλο δοχείο εκχύλισης στο οποίο εισέρχεται το αέριο σε υπερκρίσιμη κατάσταση (Σχήμα 3.5). Στη συνέχεια η υγρή φάση στην οποία έχουν εκχυλιστεί οι προσδιοριζόμενες ενώσεις αποσυμπιέζεται μέσω μιας βαλβίδας και οι ενώσεις παγιδεύονται είτε σε μια υγρή παγίδα, είτε σε μια στερεή επιφάνεια. Στην υγρή παγίδα το αποσυμπιεσμένο αέριο εκχέεται μέσα σε κατάλληλο υγρό διαλύτη στον οποίο διαλύονται οι αναλύτες, ενώ το αέριο απορρίπτεται στην ατμόσφαιρα. Όταν χρησιμοποιείται στερεή επιφάνεια οι αναλύτες παγιδεύονται στην 84

99 επιφάνεια (π.χ. στερεό προσροφητικό μέσο) καθώς ψύχονται, ως αποτέλεσμα της διαστολής του υπερκρίσιμου υγρού λόγω αποσυμπίεσης. Εναλλακτικά η διάταξη της SFE μπορεί να συνδεθεί απευθείας με τροποποιημένο αέριο χρωματογράφο (Zougagh et al., 2004). Παρά τη μεγάλη της αποτελεσματικότητα η μέθοδος έχει ως βασικό μειονέκτημα το ιδιαίτερα υψηλό κόστος κτήσης της οργανολογίας SFE. Σχήμα 3.5 Σχηματική αναπαράσταση της εκχύλισης μέσω υπερκρίσιμου ρευστού (Sapkale et al., 2010) Μέθοδος QuEChERS Η μέθοδος QuEChERS (ακρωνύμιο των Quick, Easy, Cheap, Effective, Rugged, Safe γρήγορη, απλή, φθηνή, αποτελεσματική, στιβαρή, ασφαλής) αναπτύχθηκε το 2003 από τον Anastasiades και τους συνεργάτες του ως μια νέα προσέγγιση της εκχύλισης με ανακίνηση με τη χρήση ακετονιτριλίου σε δείγματα φυτικών ιστών. Το ακετονιτρίλιο χρησιμοποιείται ως διαλύτης για την εκχύλιση μη ιοντικών παρασιτοκτόνων από φυτικούς ιστούς από τη δεκαετία του 1960 (Schenck and Wong, 2008). Παρά του ότι είναι πλήρως αναμίξιμο με το νερό μπορεί να διαχωριστεί από αυτό σχετικά εύκολα είτε με κατανομή μεταξύ δύο υγρών φάσεων (liquid-liquid partitioning) και τη χρήση μη πολικών διαλυτών, είτε με την προσθήκη αλάτων (salting-out effect). Παρά το γεγονός ότι μαζί με τα παρασιτοκτόνα συνεκχυλίζονταν και άλλες οργανικές ενώσεις, η μέθοδος χρησιμοποιήθηκε αρκετά για την εκχύλιση 85

100 πολικών και μη πολικών παρασιτοκτόνων, κυρίως, από φυτικά δείγματα (Sheridan and Meola, 1999, Fillion et al., 2000). Η μέθοδος, όπως την πρότειναν, ο Anastasiades και οι συνεργάτες του (2003) περιλαμβάνει την ανακίνηση του δείγματος με ακετονιτρίλιο, την προσθήκη αλάτων για τη ρύθμιση του ph του διαλύματος, το διαχωρισμό του εκχυλίσματος από το υπόστρωμα και τον καθαρισμό του με υγρή-στερεή εκχύλιση. Πιο αναλυτικά: το δείγμα (συνήθως 10 g) αναμιγνύεται με ακετονιτρίλιο (και νερό αν η περιεκτικότητά του σε νερό είναι < 80%) και ανακινείται. Προστίθεται χλωριούχο νάτριο (1 g), θειικό μαγνήσιο (4 g), sodium citrate dibasic dehydrate (1 g) και sodium citrate tribasic sesquihydrate (0,5 g) και ακολουθεί νέα ανακίνηση. Τα NaCl και Mg 2 SO 4 προκαλούν μια εξώθερμη αντίδραση με το νερό επάγοντας τον διαχωρισμό των φάσεων του νερού και του διαλύτη, δεσμεύοντας το νερό και οδηγώντας τους αναλύτες στο διαλύτη, ενώ τα κιτρικά άλατα ρυθμίζουν το ph του μίγματος (τιμές ph 5 5,5). Ακολουθεί ο διαχωρισμός των φάσεων με φυγοκέντριση και ο καθαρισμός του εκχυλίσματος με την προσθήκη MgSO 4, primary-secondary amines (PSA) και GCB, νέα ανακίνηση και νέα φυγοκέντριση. Η μέθοδος αποδείχτηκε πολύ δημοφιλής λόγω του ότι είναι πολύ απλή, απαιτεί ελάχιστο εξοπλισμό και γενικά έχει όλα τα χαρακτηριστικά που περιλαμβάνονται στο όνομά της. Χρησιμοποιήθηκε καταρχήν για την εκχύλιση ευρείας πολικότητας παρασιτοκτόνων από δείγματα φρούτων και λαχανικών για την οποία και έχει λάβει πιστοποίηση ως επίσημη μέθοδος εκχύλισης από την AOAC (Lehotay, 2007). Κατά τη διάρκεια του χρόνου έχει τροποποιηθεί και χρησιμοποιηθεί από πολλούς ερευνητές για την εκχύλιση, μεταξύ άλλων, παρασιτοκτόνων από ξηρά τρόφιμα (όπως σιτηρά (Koesukwiwat et al., 2008) και ψωμί (Kolberg et al., 2010)), από χυμούς φρούτων (Romero-Gonzalez et al., 2008), από νερό (Brondi et al., 2011) και από μέλι (Barakat et al., 2007), παρασιτοκτόνων και κτηνιατρικών φαρμάκων από γάλα (Aguilera-Luiz et al., 2008, Tsiplakou et al., 2010), φαρμάκων από πλάσμα αίματος (Zhang et al., 2008), μυκοτοξινών από ρύζι (Koesukwiwat et al., 2014), ισοφλαβονών από σόγια (Bustamante-Rangel et al., 2014) και πολυκυκλικών αρωματικών υδρογονανθράκων από τρόφιμα ζωικής προέλευσης (Surma et al., 2014). Επιπλέον έχει τροποποιηθεί και χρησιμοποιηθεί για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων από δείγματα εδάφους (Asensio-Ramos et al., 2010, Padilla-Sanchez et al., 2010, Pinto et al., 2011, Rouviere et al., 2012, Temur et al., 2012) και ιζήματος (Brondi et al., 2011). 86

101 Σήμερα είναι μια ιδιαίτερα διαδεδομένη μέθοδος για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων από δείγματα τροφίμων και φυτικών ιστών, ενώ χρησιμοποιείται όλο και περισσότερο και για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων από εδαφικά δείγματα. 3.3 Χρωματογραφικές μέθοδοι ανάλυσης Η χρωματογραφική ανάλυση περιλαμβάνει μια σειρά μεθόδων διαχωρισμού μιγμάτων οργανικών ή ανόργανων ουσιών στις επιμέρους ενώσεις που αποτελούν το μίγμα. Ο διαχωρισμός επιτυγχάνεται με την κατανομή των προς διαχωρισμό ουσιών μεταξύ δύο μη αναμίξιμων φάσεων, μιας που παραμένει ακίνητη (στατική φάση) και μιας που βρίσκεται υπό συνεχή ροή (κινητή φάση). Το προς διαχωρισμό μίγμα εισάγεται στη στατική φάση (προσροφητικό υλικό με μεγάλη ειδική επιφάνεια) μέσω της κινητής φάσης. Τα συστατικά του μίγματος κατανέμονται σε διαφορετικό βαθμό μεταξύ των δύο φάσεων, με αποτέλεσμα να κινούνται με διαφορετικές ταχύτητες και τελικά να διαχωρίζονται. Οι διάφορες χρωματογραφικές μέθοδοι διαφέρουν μεταξύ τους ως προς τη φύση της κινητής φάσης (υγρή ή αέρια) ή της στατικής (στερεό ή υγρό πάνω σε στερεό υπόστρωμα), ως προς το μηχανισμό στον οποίο οφείλεται ο διαχωρισμός (προσρόφηση, ιοντοανταλλαγή, κατανομή, μέγεθος μορίων) και ως προς το μέσο στο οποίο έχει τοποθετηθεί η στατική φάση (στήλη, λεπτή στοιβάδα πάνω σε γυάλινη πλάκα, χαρτί) (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010). Ανάλογα με το είδος των δύο φάσεων οι χρωματογραφικές τεχνικές διακρίνονται σε αέρια χρωματογραφία, σε υγρή χρωματογραφία και σε χρωματογραφία υπερκρίσιμου ρευστού. Στη συνέχεια περιγράφονται οι δύο πιο σημαντικές τεχνικές που βρίσκουν εφαρμογή στην ανάλυση περιβαλλοντικών δειγμάτων: η αέρια χρωματογραφία (η κινητή φάση είναι αέρια) και η υγρή χρωματογραφία (η κινητή φάση είναι υγρή) Αέρια χρωματογραφία Η αέρια χρωματογραφία είναι μια αναλυτική τεχνική που εισήχθη τη δεκαετία του 1950 και έκτοτε έχει αναπτυχθεί σε πολύ μεγάλο βαθμό. Σήμερα χρησιμοποιείται 87

102 ευρέως ως τεχνική ταυτοποίησης και ποσοτικοποίησης οργανικών ουσιών, αλλά και ποιοτικού ελέγχου καθώς βρίσκει εφαρμογή στην ανάλυση του συνόλου σχεδόν των οργανικών ρύπων (παρασιτοκτόνων, διαλυτών, διοξινών, πολυαρωματικών υδρογονανθράκων κ.ά.). Στα πλεονεκτήματά της συγκαταλέγονται η ταχύτητα, η δυνατότητα αυτοματισμού, η χρήση δειγμάτων μικρού όγκου, η υψηλή ευαισθησία και η αξιοπιστία, ενώ επιπλέον θεωρείται σχετικά απλή και φθηνή τεχνική. Μειονέκτημά της θεωρείται ο περιορισμός της χρήσης της σε πτητικές μη θερμοευαίσθητες οργανικές ενώσεις. Τα βασικά μέρη από τα οποία αποτελείται ένα σύστημα αέριας χρωματογραφίας παρουσιάζονται στο Σχήμα 3.6. Το φέρον αέριο (κινητή φάση) εδράζεται υπό μεγάλη πίεση σε χαλύβδινες φιάλες και παρέχεται στο σύστημα μέσω ενός (ή και περισσότερων) ρυθμιστών πίεσης και ροής. Το δείγμα εισάγεται μέσω σύριγγας ή μιας βαλβίδας εισαγωγής σε θερμαινόμενο θάλαμο (εισαγωγέας) ο οποίος συνδέεται με τη χρωματογραφική στήλη. Το φέρον αέριο μεταφέρει το δείγμα μέσω της στήλης, εντός της οποίας επιτυγχάνεται ο διαχωρισμός των συστατικών του δείγματος, σε έναν ανιχνευτή. Το σήμα του τελευταίου καταγράφεται σε κάποιο σύστημα καταγραφής. Ο εισαγωγέας, η στήλη και ο ανιχνευτής εδράζονται σε θερμοστατούμενο φούρνο. Σχήμα 3.6 Τα βασικά τμήματα ενός συστήματος αέριας χρωματογραφίας 88

103 Τα συνηθέστερα αέρια που χρησιμοποιούνται ως φέροντα στην αέρια χρωματογραφία είναι το ήλιο, το άζωτο και το αργό. Η εκλογή του φέροντος αερίου εξαρτάται κυρίως από τον ανιχνευτή ο οποίος είναι συνδεδεμένος με το σύστημα. Άλλοι παράγοντες που μπορεί να παίξουν ρόλο στην επιλογή του αερίου είναι το είδος του προς ανάλυση δείγματος, του είδος του υποστρώματος, η ασφάλεια χρήσης, η διαθεσιμότητα στην αγορά, καθώς και η καθαρότητα και η τιμή του αερίου. Το φέρον αέριο ρέει συνεχώς εντός του συστήματος. Το δείγμα εισέρχεται στη συνεχή ροή του αερίου μέσω του εισαγωγέα, εντός γυάλινου θερμαινόμενου θαλάμου όπου επιτυγχάνεται η γρήγορη εξαέρωση των υγρών δειγμάτων. Ο όγκος του δείγματος που εγχέεται στον εισαγωγέα ποικίλλει και εξαρτάται κυρίως από τη χωρητικότητα της στήλης και την ευαισθησία του ανιχνευτή. Τα συστήματα εισαγωγής διαφοροποιούνται ανάλογα με το είδος της στήλης που χρησιμοποιείται, το είδος του δείγματος και το είδος των ενώσεων που αναλύονται. Ιδιαίτερα διαδεδομένο είναι το σύστημα εισαγωγής με δυνατότητα ελάττωσης του όγκου του δείγματος (split/splitless injector), με το οποίο αποφεύγεται η υπερφόρτωση (overload) της στήλης κατά την εισαγωγή δειγμάτων υψηλών συγκεντρώσεων. Οι χρωματογραφικές στήλες που χρησιμοποιούνται στην αέρια χρωματογραφία είναι δύο ειδών: οι γεμισμένες (packed columns) και οι τριχοειδείς (capillary columns). Οι πρώτες είναι μεταλλικές ή γυάλινες με μήκος από 1 έως 20 m και διάμετρο από 3 έως 10 mm και είναι πληρωμένες με στερεό υπόστρωμα (γη διατόμων ή κονιοποιημένο πυριτικό υλικό ή οργανικό πορώδες πολυμερές) τροποποιημένο με κατάλληλες ομάδες (π.χ. C 18 ) (στατική φάση). Το στερεό υπόστρωμα πρέπει να είναι χημικά αδρανές, γεγονός που επιτυγχάνεται με την εισαγωγή της ομάδας (CH 3 ) 3 Si στη θέση της πολικής ομάδας ΟΗ (σιλανοποίηση) (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010). Πλεονεκτήματα των γεμισμένων στηλών είναι η εύκολη κατασκευή, η σχετικά χαμηλή τιμή, η μεγάλη χωρητικότητα και ο μεγάλος χρόνος ζωής. Από την άλλη πλευρά το μικρό πορώδες του στερεού υποστρώματος περιορίζει τη ροή του φέροντος αερίου με συνέπεια τη γρήγορη μείωση της πίεσης εντός της στήλης και τελικό αποτέλεσμα τον περιορισμό του μήκους της στήλης και συνεπώς της ικανότητας διαχωρισμού. Οι τριχοειδείς στήλες είναι στήλες ανοιχτής διατομής εντός των οποίων το φέρον αέριο κινείται ελεύθερα με αποτέλεσμα να μπορούν να κατασκευαστούν σε μεγαλύτερα μήκη από τις γεμισμένες στήλες (10 έως 100 m) και μικρότερες διαμέτρους (0,2 έως 1,2 mm) και τελικά να έχουν μεγαλύτερη διαχωριστική 89

104 ικανότητα. Άλλα πλεονεκτήματα των τριχοειδών στηλών είναι η μεγαλύτερη ταχύτητα ανάλυσης, η υψηλή ευαισθησία, η δυνατότητα έκλουσης μεγάλου αριθμού συστατικών, οι μικρές παρεμποδίσεις και η επαναληψιμότητα μεταξύ των στηλών. Οι τριχοειδείς στήλες κατασκευάζονται σε διάφορους τύπους: ανοιχτής διατομής επικαλυμμένες (Wall-coated open tubular, WCOT) όπου η στατική φάση είναι συνήθως πολυμερής και εδράζεται με τη μορφή λεπτής επίστρωσης στο εσωτερικό τοίχωμα της στήλης (Σχήμα 3.7.α) ανοιχτής διατομής με πορώδες υπόστρωμα (support-coated open tubular, SCOT) όπου τα τεμαχίδια του στερεού υποστρώματος που είναι επιστρωμένο στο τοίχωμα της στήλης επικαλύπτονται από κατάλληλο υγρό (υγρή στατική φάση) (Σχήμα 3.7.β) ανοιχτής διατομής με πορώδες στρώμα (Porous layer open tubular, PLOT) στις οποίες το τοίχωμα της στήλης επικαλύπτεται από ένα σχετικά παχύ στρώμα ενός πορώδους προσροφητικού ή ενός πορώδους πολυμερούς (Σχήμα 3.7.γ) και τις τριχοειδείς πληρωμένες στήλες (Micropacked capillary) (Σχήμα 3.7.δ) Σχήμα 3.7 Οι διάφοροι τύποι τριχοειδών στηλών Όπως έχει αναφερθεί οι διάφορες ενώσεις που περιέχονται σε ένα δείγμα, αφού διαχωρισθούν στη χρωματογραφική στήλη, αλληλεπιδρούν με έναν ανιχνευτή ο οποίος εδράζεται στην έξοδο της στήλης μεταβάλλοντας κάποια από τα χαρακτηριστικά λειτουργίας τους. Ο ανιχνευτής μετατρέπει την χημική πληροφορία μέσω της αλληλεπίδρασης σε ηλεκτρονικό σήμα το οποίο και καταγράφεται. Το 90

105 μέγεθος του σήματος παρίσταται γραφικά σε σχέση με το χρόνο, από τη στιγμή της έγχυσης στον εισαγωγέα (χρωματογράφημα). Οι ανιχνευτές χαρακτηρίζονται εκλεκτικοί ανιχνευτές όταν αποκρίνονται σε ένα εύρος ενώσεων που έχουν κάποια κοινή φυσική ή χημική ιδιότητα, ειδικοί ανιχνευτές όταν αποκρίνονται σε μια ορισμένη ένωση και μη εκλεκτικοί ανιχνευτές όταν αποκρίνονται σε κάθε ένωση που διαφέρει από το φέρον αέριο. Επίσης ανάλογα με τον τρόπο που οι ανιχνευτές αποκρίνονται στις διάφορες ενώσεις χαρακτηρίζονται ως ανιχνευτές που αποκρίνονται στη συγκέντρωση όταν παράγουν σήμα από τη στιγμιαία συγκέντρωση κάθε ένωσης που περιέχεται στο ρεύμα του αερίου και ως ανιχνευτές που αποκρίνονται στη μάζα όταν το παραγόμενο σήμα είναι ανάλογο της ταχύτητας ροής της μάζας της ανιχνεύσιμης ένωσης. Οι πιο ευρέως χρησιμοποιούμενοι ανιχνευτές στην αέρια χρωματογραφία για τον προσδιορισμό οργανικών ρύπων παρουσιάζονται συνοπτικά στη συνέχεια: Ανιχνευτής ιονισμού φλόγας (FID). Το δείγμα καίγεται σε φλόγα υδρογόνου-αέρα εντός θαλάμου. Οι οργανικές ενώσεις που περιέχονται στο δείγμα ιονίζονται, τα ιόντα που παράγονται συλλέγονται σε ηλεκτρόδιο και οι μεταβολές του παραγόμενου ηλεκτρικού σήματος καταγράφονται συναρτήσει του χρόνου δημιουργώντας το χρωματογράφημα. Ανιχνευτής αζώτου-φωσφόρου (NPD). Μοιάζει με τον FID με μια σημαντική διαφορά: ένα θερμαινόμενο από ηλεκτρικό ρεύμα τεμαχίδιο άλατος αλκαλιμετάλλου προσαρμόζεται μεταξύ του ακροφυσίου και του ηλεκτροδίου σύλληψης των σχηματιζόμενων ιόντων. Ένα πολύ μικρό ρεύμα υδρογόνου αναμιγνύεται με το φέρον αέριο και καθώς έρχεται σε επαφή με το πυρακτωμένο άλας καίγεται ως φλόγα πλάσματος. Άζωτο και φωσφόρος αντιδρούν με το πλάσμα σχηματίζοντας συγκεκριμένα ιόντα που φέρουν ένα μικρό ρεύμα προς το θετικά φορτισμένο ηλεκτρόδιο όπου παράγεται ηλεκτρικό σήμα. Ανιχνευτής σύλληψης ηλεκτρονίων (ECD). Αποτελεί εξαιρετικό ανιχνευτή ενώσεων που περιέχουν μια ηλεκτραρνητική ομάδα (π.χ. Cl ή F). Χρησιμοποιεί μια ραδιενεργή πηγή όπως 63 Ni η οποία εκπέμπει σωματίδια β που αντιδρούν με το φέρον αέριο παράγοντας ελεύθερα ηλεκτρόνια. Τα ηλεκτρόνια ρέουν προς θετικά φορτισμένο ηλεκτρόδιο παράγοντας ηλεκτρικό σήμα. Παρουσία ενός ηλεκτρονιόφιλου χημικού είδους τα ελεύθερα ηλεκτρόνια δεσμεύονται και παρατηρείται μείωση του σήματος. 91

106 Η μείωση του σήματος είναι ανάλογη της παρούσας ποσότητας της αναλυόμενης ένωσης. Αέρια χρωματογραφία-φασματομετρία μάζας (GC-MS). Ο αέριος χρωματογράφος μπορεί να συνδεθεί με σύστημα φασματομετρίας μάζας (Παράγραφος 3.3.3) συνδυάζοντας έτσι την υψηλή διαχωριστική ικανότητα της αέριας χρωματογραφίας με την υψηλή ευαισθησία, την καθολικότητα στην απόκριση, την εκλεκτικότητα και τη δυνατότητα προσδιορισμού της δομής ενώσεων της φασματομετρίας μάζας. Η τεχνική αυτή θεωρείται ιδιαίτερα αποτελεσματική για το διαχωρισμό, την ανίχνευση και την ταυτοποίηση πολύπλοκων οργανικών ενώσεων και βρίσκει εφαρμογή στην περιβαλλοντική ανάλυση για τον προσδιορισμό διάφορων ρύπων (π.χ. παρασιτοκτόνων, πολυαρωματικών υδρογονανθράκων, πετρελαιοειδών) αλλά και φυσικών συστατικών. Στο σύστημα GC-MS η χρωματογραφική στήλη συνδέεται απευθείας στο σύστημα MS, ώστε οι ενώσεις που διαχωρίστηκαν στον GC να εισέρχονται στο θάλαμο ιοντισμού προς παραγωγή ιόντων. Τα παραγόμενα ιόντα διαχωρίζονται και ανιχνεύονται σε κατάλληλες διατάξεις ανάλογα με τον λόγο της μάζας τους προς το φορτίο τους (m/z) και αντιστοιχίζονται με τη δομή αρχικής ένωσης. Η περιγραφή της οργανολογίας της φασματομετρίας μάζας παρουσιάζεται συνοπτικά παρακάτω στην παράγραφο Υγρή χρωματογραφία Η υγρή χρωματογραφία είναι μια χρωματογραφική τεχνική στην οποία η κινητή φάση είναι υγρή. Τα συστατικά του δείγματος διαχωρίζονται, βάσει των διαφορών τους στο μέγεθος, στη δομή και στην πολικότητα τους στο προς ανάλυση διάλυμα. Με την τεχνική αυτή διαχωρίζονται και προσδιορίζονται ποιοτικά και ποσοτικά μεγαλομοριακές ενώσεις ή πολικές και ιονικές ενώσεις με χαμηλή τάση ατμών, ενώ είναι δυνατός και ο διαχωρισμός και η ποσοτικοποίηση πολικών, μη πτητικών ή θερμοευαίσθητων ενώσεων οι οποίες δεν μπορούν να αναλυθούν με την αέρια χρωματογραφία (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010). Ανάλογα με το μηχανισμό διαχωρισμού διακρίνονται τέσσερα είδη υγρής χρωματογραφίας: η χρωματογραφία προσρόφησης όπου ο διαχωρισμός επιτυγχάνεται με εκλεκτική προσρόφηση των συστατικών του δείγματος στο υλικό πλήρωσης της στήλης η χρωματογραφία κατανομής όπου ο διαχωρισμός επιτυγχάνεται με την 92

107 κατανομή των συστατικών του δείγματος μεταξύ της στατικής φάσης και της κινητής φάσης η χρωματογραφία ιονανταλλαγής όπου οι ιοντικές μορφές των ενώσεων που περιέχονται στο δείγμα επιβραδύνονται εκλεκτικά καθώς ανταλλάσσονται με ιόντα του υλικού πλήρωσης της στήλης και η χρωματογραφία αποκλεισμού όπου ο διαχωρισμός των συστατικών του δείγματος είναι αποτέλεσμα του διαφορετικού μοριακού μεγέθους, καθώς τα μικρά μόρια εισέρχονται στους πόρους του υλικού πληρώσεως της στήλης και εξέρχονται βραδύτερα από τη στήλη σε σχέση με τα μεγάλα μόρια που δεν εισέρχονται στους πόρους και εξέρχονται γρηγορότερα από την στήλη. Ανάλογα με τις σχετικές πολικότητες μεταξύ της κινητής και της στατικής φάσης διακρίνονται δύο είδη υγρής χρωματογραφίας: η χρωματογραφία κανονικής φάσης όπου η στατική φάση είναι πιο πολική από την κινητή, με συνέπεια οι λιγότερο πολικές ενώσεις να εκλούονται πρώτες και η χρωματογραφία ανάστροφης φάσης όπου η στατική φάση είναι η λιγότερο πολική, με συνέπεια να εκλούονται πρώτες οι πιο πολικές ενώσεις. Για την επίτευξη υψηλής διαχωριστικής ικανότητας στην υγρή χρωματογραφία απαιτούνται χαμηλές ταχύτητες ροής που έχουν όμως αποτέλεσμα τη χαμηλή ταχύτητα διάχυσης της υγρής φάσης και τη μεγάλη διάρκεια του διαχωρισμού. Ο μόνος αποτελεσματικός τρόπος αύξησης της ταχύτητας διάχυσης είναι η ελάττωση της απόστασης μέσω της οποίας διαχέονται τα μόρια με την εφαρμογή υψηλής πίεσης και τη χρήση υλικών πλήρωσης των στηλών με μικρότερο μέγεθος σωματιδίων. Το παραπάνω βρίσκει εφαρμογή στην υγρή χρωματογραφία υψηλής απόδοσης (High Performance Liquid Chromatography, HPLC), τον πλέον χρησιμοποιούμενο τύπο υγρής χρωματογραφίας. Τα κύρια τμήματα ενός συστήματος HPLC είναι οι φιάλες με τους διαλύτες (κινητή φάση), το σύστημα αντλιών με το σύστημα βαθμωτής έκλουσης, ο εγχυτής, η αναλυτική στήλη με τη μονάδα θερμοστάτησης, ο ανιχνευτής και η μονάδα καταγραφής και επεξεργασίας των αποτελεσμάτων (Σχήμα 3.8). Η κινητή φάση είναι μίγμα δύο ή περισσότερων διαλυτών (συνήθως μέχρι 4) με ή χωρίς την προσθήκη πρόσθετων ουσιών (π.χ. ρυθμιστικά διαλύματα). Οι διαλύτες ρέουν με ταχύτητες από 0,5 έως 5 ml min 1 με τη χρήση αντλιών που λειτουργούν σε πιέσεις από 300 έως 7500 psi. Η έκλουση μπορεί να είναι ισοκρατική (όταν η σύσταση και η ισχύς της κινητής φάσης δε μεταβάλλονται) ή βαθμωτή (τόσο η σύσταση και η ισχύς μεταβάλλονται επιτυγχάνοντας καλύτερο διαχωρισμό). Το 93

108 δείγμα εισάγεται στη ροή των διαλυτών υπό πίεση μέσω ειδικών βαλβίδων και εισέρχεται στην αναλυτική στήλη όπου διαχωρίζεται στα συστατικά του. Σχήμα 3.8 Τα βασικά τμήματα ενός συστήματος υγρής χρωματογραφίας Οι αναλυτικές στήλες είναι κατασκευασμένες από ανοξείδωτο χάλυβα με μήκος, συνήθως, 25 cm ή μικρότερο και εσωτερική διάμετρο 4,6 mm και είναι πληρωμένες με υλικό που το μέγεθος των σωματιδίων του κυμαίνεται από 3 έως 10 μm. Στη χρωματογραφία κανονικής φάσης χρησιμοποιούνται στήλες προσρόφησης πυριτίας (silica) με προσδεδεμένη στατική φάση (CN, NH 2, OH), ενώ στη χρωματογραφία ανάστροφης φάσης χρησιμοποιούνται στήλες όπου στη στατική φάση περιέχεται χημικά προσδεδεμένη πλευρική αλυσίδα 8 ή 18 ατόμων άνθρακα (C 8 ή C 18 ) ή πλευρική αλυσίδα C 1, C 4, C 12, NO 2, C 6 H 5. Σε ένα σύστημα υγρής χρωματογραφίας η έξοδος της αναλυτικής στήλης συνδέεται με ανιχνευτή που καταγράφει συνεχώς μια φυσικοχημική ιδιότητα της κινητής φάσης καθώς αυτή εξέρχεται από τη στήλη. Το ηλεκτρικό σήμα του ανιχνευτή προκύπτει είτε από την απόκριση σε μια βασική ιδιότητα της κινητής φάσης (δείκτης διάθλασης, διηλεκτρική σταθερά, πυκνότητα) που επηρεάζεται από την παρουσία των εκλουόμενων συστατικών του δείγματος, είτε από την απόκριση σε μια ιδιότητα του εκλουόμενου συστατικού (π.χ. απορρόφηση στο υπεριώδες-ορατό, φθορισμός). 94

109 Οι κυριότεροι τύποι ανιχνευτών στην υγρή χρωματογραφία παρουσιάζονται συνοπτικά στη συνέχεια: Ανιχνευτές απορρόφησης UV-VIS. Είναι οι κατ εξοχήν χρησιμοποιούμενοι ανιχνευτές στην υγρή χρωματογραφία καθώς συνδυάζουν ευαισθησία και αξιοπιστία. Η κινητή φάση εξερχόμενη της αναλυτικής στήλης διέρχεται μέσω κυψελίδας ροής στην οποία προσπίπτει δέσμη ακτίνων ενός UV-VIS φασματοφωτομέτρου με την κινητή φάση να επιλέγεται με κριτήριο τη μη ή την ελάχιστη απορρόφηση της ακτινοβολίας. Ο ανιχνευτής UV-VIS είναι εκλεκτικός αφού ανιχνεύει ενώσεις που απορροφούν στο UV ή στο ορατό φως, όπως ενώσεις που περιέχουν έναν ή περισσότερους διπλούς δεσμούς, αρωματικές ενώσεις και ενώσεις που περιέχουν ομάδες >CO, >CS, N=O, N N. Οι ανιχνευτές UV-VIS διακρίνονται σε ανιχνευτές σταθερού μήκους κύματος και σε ανιχνευτές μεταβαλλόμενου μήκους κύματος (από 190 έως 700 nm). Στους τελευταίους περιλαμβάνεται και ο ανιχνευτής σειράς φωτοδιόδων (photodiode array), ο πλέον χρησιμοποιούμενος στην περιβαλλοντική ανάλυση λόγω της μεγάλης του αξιοπιστίας ως προς την ταυτοποίηση μιας ένωσης. Ανιχνευτές φθορισμού. Οι ανιχνευτές αυτού του τύπου είναι κατάλληλοι για την ανίχνευση φθορίζουσων ουσιών, είναι 2 με 3 τάξεις μεγέθους πιο ευαίσθητοι από τους ανιχνευτές UV-VIS και παρουσιάζουν μεγάλη εκλεκτικότητα αφού οι περισσότερες ουσίες δεν φθορίζουν. Ο αριθμός των ανιχνευόμενων ουσιών μπορεί να αυξηθεί με προκαταρκτική επεξεργασία των δειγμάτων με αντιδραστήρια που σχηματίζουν φθορίζοντα παράγωγα. Ηλεκτροχημικοί ανιχνευτές. Μετρούν είτε την αγωγιμότητα της κινητής φάσης (ανιχνευτές αγωγιμότητας), είτε το ρεύμα που σχετίζεται με την οξείδωση ή την αναγωγή του δείγματος (αμπερομετρικοί ή κουλομετρικοί ανιχνευτές). Η αγωγιμότητα της κινητής φάσης μετράται με τη χρήση δύο ηλεκτροδίων που τροφοδοτούνται με ένα δυναμικό εναλλασσόμενου ρεύματος και εδράζονται σε κυψελίδα στην έξοδο της στήλης. Στους αμπερομετρικούς ή κουλομετρικούς ανιχνευτές μετράται το ρεύμα που παράγεται από αντιδράσεις οξείδωσης ή αναγωγής από ηλεκτρόδια μικρού μήκους και διατομής που βρίσκονται τοποθετημένα σε σειρά. 95

110 Ανιχνευτές δείκτη διάθλασης. Η λειτουργία τους βασίζεται στη μέτρηση της διαφοράς του δείκτη διάθλασης (refractive index) μεταξύ της κινητής φάσης κατά την έξοδό της από την αναλυτική στήλη και της κινητής φάσης πριν φτάσει στο σύστημα έγχυσης και εισαχθεί το δείγμα. Είναι μη εκλεκτικοί ανιχνευτές αφού ανιχνεύουν κάθε ουσία που προκαλεί μεταβολή στο δείκτη διάθλασης της κινητής φάσης. Ανιχνευτές φασματομετρίας μάζας. Παρόμοια με την αέρια χρωματογραφία, ένα σύστημα υγρής χρωματογραφίας μπορεί να συνδυαστεί με φασματομετρία μάζας (Παράγραφος 3.3.3) έχοντας ως αποτέλεσμα μια τεχνική ανάλυσης που βρίσκει εφαρμογές στον προσδιορισμό και την ταυτοποίηση μη πτητικών και θερμοευαίσθητων ενώσεων. Το μεγαλύτερο ίσως πρόβλημα που παρουσιάστηκε στην προσπάθεια διασύνδεσης των δύο συστημάτων ήταν η εύρεση ενός τρόπου για την εισαγωγή της κινητής φάσης που εξέρχεται της αναλυτικής στήλης στον MS, ο οποίος λειτουργεί υπό συνθήκες υψηλού κενού. Τελικά για το σκοπό αυτό επινοήθηκαν διάφορες τεχνικές και οι αντίστοιχοι διασυνδετές (interfaces) μέσω των οποίων όχι μόνο εισάγεται η κινητή φάση στο MS σύστημα, αλλά και επιτυγχάνεται ο ιοντισμός των συστατικών του δείγματος. Άλλα προβλήματα διασύνδεσης όπως η ασυμβατότητα μεταξύ των σχετικά μεγάλων όγκων διαλυμάτων της HPLC και του κενού στον MS, καθώς και της χρήσης ρυθμιστικών διαλυμάτων επιλύθηκαν με τη χρήση στηλών μικρής διαμέτρου και μήκους και ελαχιστοποίηση του νεκρού όγκου, το διαχωρισμό της ροής της κινητής φάσης, τη χρήση πτητικών ρυθμιστικών διαλυμάτων και τη χρήση νέων τεχνικών ιοντισμού. Η συνηθέστερη τεχνική εισαγωγής της κινητής φάσης στο σύστημα MS είναι η μετατροπή της σε νέφος σταγονιδίων, κάτι που μπορεί να επιτευχθεί θερμικά ( thermospray), ηλεκτροστατικά (electrospray) ή πνευματικά με δέσμη σωματιδίων (particle beam) Φασματομετρία μάζας Η φασματομετρία μάζας αποτελεί μια ομάδα αναλυτικών τεχνικών για τον ποιοτικό (ταυτοποίηση και προσδιορισμό δομής) και ποσοτικό προσδιορισμό χημικών ενώσεων σε διάφορα υποστρώματα. Έχει ίσως τη μεγαλύτερη δυναμική, εξέλιξη και κλίμακα εφαρμογών ανάμεσα στις αναλυτικές τεχνικές προσδιορισμού και θεωρείται απαραίτητο αναλυτικό εργαλείο σε μια σειρά επιστημονικών πεδίων που περιλαμβάνουν τη χημεία, τη βιοχημεία, τη φαρμακευτική, τις επιστήμες 96

111 περιβάλλοντος κ.ά.. Βασίζεται στον ιοντισμό των μορίων και την παραγωγή μοριακών ή/και θυγατρικών ιόντων, τον διαχωρισμό των μαζών των ιόντων σύμφωνα με το λόγο της μάζας τους προς το φορτίο τους (m/z) και την καταγραφή της σχετικής έντασης του ιοντικού ρεύματος και την εύρεση της αντιστοιχίας των μαζών των λαμβανόμενων ιόντων με τη δομή της πρόδρομης ένωσης (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010). Το φάσμα μάζας που λαμβάνεται από έναν φασματογράφο μάζας είναι μια γραφική παράσταση, με τη μορφή κορυφών, της έντασης του σήματος (τεταγμένη) συναρτήσει του λόγου m/z (τετμημένη). Το ύψος της κορυφής εκφράζει την αφθονία των ιόντων που αντιστοιχούν σε συγκεκριμένο λόγο m/z σε σχέση με τα υπόλοιπα ιόντα που παράγονται κατά τον ιοντισμό. Σε ένα φάσμα μάζας η κορυφή με τη μεγαλύτερη ένταση καλείται βασική κορυφή (base peak). Συχνά αλλά όχι απαραίτητα, κυρίως ανάλογα από τη μέθοδο ιοντισμού (ενέργεια ιοντισμού), η κορυφή με το μέγιστο λόγο m/z αναπαριστά το μοριακό ιόν [Μ + ] (molecular ion) που παράγεται από την απώλεια ενός ηλεκτρονίου. Η κορυφή του μοριακού ιόντος συνοδεύεται συνήθως από αρκετές κορυφές με μικρότερο λόγο m/z που αναπαριστούν ιόντα θραύσματα (fragment ions) και τα οποία είναι χαρακτηριστικά της αναλυόμενης ένωσης και επιτρέπουν την ταυτοποίησή της (Gross, 2004). Ένα σύστημα φασματομετρίας μάζας αποτελείται από το σύστημα εισαγωγής δείγματος στο οποίο εισάγεται μικρή ποσότητα δείγματος σε αέρια ή υγρή φάση, την πηγή ιοντισμού όπου ένα μέρος του δείγματος ιονίζεται, τον αναλυτή μαζών όπου διαχωρίζονται τα παραγόμενα ιόντα ανάλογα με το λόγο m/z, τον ανιχνευτή ιόντων ο οποίος συλλαμβάνει τα ιόντα και ενισχύει το λαμβανόμενο σήμα και το σύστημα καταγραφής δεδομένων στο οποίο το σήμα καταγράφεται. Η πηγή ιοντισμού, ο αναλυτής μαζών και ο ανιχνευτής ιόντων λειτουργούν κάτω από συνθήκες υψηλού κενού (Σχήμα 3.9). Στη συνέχεια παρουσιάζονται και αναπτύσσονται εν συντομία τα βασικά τμήματα ενός φασματομέτρου μάζας: Συστήματα εισαγωγής δείγματος. Το πιο απλό σύστημα εισαγωγής δειγμάτων στο φασματογράφο μάζας είναι το σύστημα μεμονωμένης εισαγωγής (batch inlet) ή άμεσης εισαγωγής αερίου (direct vapor inlet) δείγματος, στο οποίο η εισαγωγή αερίου δείγματος γίνεται με πλήρωση ορισμένου όγκου του αερίου δείγματος σε μια βαλβίδα τύπου σύριγγας και η εισαγωγή υγρού δείγματος γίνεται με μικροσύριγγα μέσω ελαστικού παρεμβύσματος (septum). Άλλα συστήματα εισαγωγής δείγματος είναι τα 97

112 συζευγμένα με αέριο ή υγρό χρωματογράφο (GC-MS, HPLC-MS) (Παράγραφοι και 3.3.2), καθώς και τα συστήματα άμεσης εισαγωγής με ακροσωλήνιο (direct insertion probe) και άμεσης έγχυσης (direct infusion). Σχήμα 3.9 Τα βασικά τμήματα ενός συστήματος φασματομετρίας μάζας Πηγές ιόντων. Οι πηγές ιόντων, όπου γίνεται θραύση των μορίων των συστατικών του δείγματος και παράγονται τα ιόντα, διακρίνονται σε αυτές που επιτυγχάνουν τον ιοντισμό πτητικών ενώσεων στην αέρια φάση (ανάλυση αερίων ή υγρών δειγμάτων) και σε αυτές που επιτυγχάνεται ο ιοντισμός μη πτητικών ενώσεων (ανάλυση υγρών ή στερεών δειγμάτων). Διακρίνονται επίσης σε μαλακές ή ήπιες (soft) όταν ο ιοντισμός επιτυγχάνεται με μικρή ή αμελητέα θραύση της αναλυόμενης ένωσης και σε σκληρές (hard) όταν χρησιμοποιείται υψηλή ενέργεια και η ένωση θραυσματοποείται σε μεγάλο βαθμό. Κατά την εξέλιξη της φασματομετρίας μάζας έχει αναπτυχθεί ένας αρκετά μεγάλος αριθμός τεχνικών ιοντισμού, στις οποίες περιλαμβάνονται οι : ιοντισμός με πρόσκρουση ηλεκτρονίων (electron impact, EI), χημικός ιοντισμός (chemical ionization, CI), φωτοϊοντισμός (photoionization, PI), ιοντισμός σε ατμοσφαιρική πίεση (atmospheric pressure, API) με ηλεκτροψεκασμό (electronspray ionization, ESI), ιοντισμός σε ατμοσφαιρική πίεση (atmospheric pressure, API) με ψεκασμό εν θερμώ (thermospray), χημικός ιοντισμός υπό ατμοσφαιρική πίεση (atmospheric pressure chemical ionization, APCI), ιοντισμός εκρόφησης με λέιζερ υποβοηθούμενος από το υλικό μήτρας (matrix assisted laser desorption ionization) κ.ά.. Η παλαιότερη και πλέον χρησιμοποιούμενη τεχνική ιοντισμού είναι ο ΕΙ, μια σκληρή πηγή ιοντισμού, όπου ο ιοντισμός πραγματοποιείται στην αέρια φάση. Ο ιοντισμός είναι αποτέλεσμα της σύγκρουσης των μορίων των ενώσεων με ταχέως κινούμενα ηλεκτρόνια που εκλύονται από ηλεκτρικά θερμαινόμενο νήμα 98

113 Βολφραμίου (W) ή Ρηνίου (Re) (filament) και επιταχύνονται λόγω μιας εφαρμοζόμενης διαφοράς δυναμικού (συνήθως 70 ev). Τα παραγόμενα θετικά ιόντα κινούνται από το ηλεκτρικό πεδίο που δημιουργείται μεταξύ δύο αντιθέτως φορτισμένων πλακών. Το αρχικό προϊόν του ιοντισμού είναι ένα κατιόν, το μοριακό ή μητρικό ιόν [Μ + ], που παράγεται από την απόσπαση ενός ηλεκτρονίου από το μόριο της ένωσης και αντιστοιχεί στη μοριακή μάζα της ένωσης. Πλεονεκτήματα της τεχνικής αυτής είναι η απλότητα, η μεγάλη απόδοση του ιοντισμού, το επαναλήψιμο φάσμα μαζών και η εκτενής θραυσματοποίηση η οποία έχει ως αποτέλεσμα ένα πλήθος ιόντων με χαρακτηριστικό λόγο m/z και εντάσεις στο φάσμα μάζας που διευκολύνει τον προσδιορισμό της δομής περίπλοκων ενώσεων. Βέβαια η εκτενής θραυσματοποίηση αποτελεί ενίοτε και μειονέκτημα της μεθόδου, όταν δεν παράγεται το μοριακό ιόν και δεν είναι δυνατός ο προσδιορισμός του μοριακού βάρους της ένωσης. Άλλα μειονεκτήματα θεωρούνται η απαιτούμενη πτητικότητα και η θερμική σταθερότητα των χημικών ενώσεων που έχει ως συνέπεια την αδυναμία χρήσης της τεχνικής για την ανάλυση μεγαλομορίων και πολικών ενώσεων. Η τεχνική ιοντισμού που αποτελεί την κυριότερη μέθοδο σύζευξης υγρής χρωματογραφίας και τριχοειδούς ηλεκτροφόρησης με φασματομετρία μαζών είναι ο ιοντισμός σε ατμοσφαιρική πίεση με ηλεκτροψεκασμό, μια μαλακή πηγή ιοντισμού με ικανότητα σχηματισμού ιόντων με πολλαπλό φορτίο, τα οποία μειώνουν το λόγο m/z και κάνουν δυνατή την ανάλυση ενώσεων με μεγάλα μοριακά βάρη. Είναι επίσης μία τεχνική που μπορεί να ιονίσει και θερμο-ευαίσθητες χημικές ενώσεις. Σε αυτή διάλυμα του δείγματος ψεκάζεται σε ηλεκτρικό πεδίο υψηλού δυναμικού. Ο ψεκασμός πραγματοποιείται μέσω ενός τριχοειδούς ακροφυσίου και ενός εξωτερικού σωλήνα (εκνεφωτή) στον οποίο διαβιβάζεται αέριο για τη δημιουργία εκνεφώματος, ενώ το ηλεκτρικό πεδίο εφαρμόζεται, στο τριχοειδές ακροφύσιο, σε ατμοσφαιρική πίεση. Είναι αποτελεσματική τεχνική ιοντισμού για ποικιλία μορίων (μετρίως πολικών και πολικών) με καλή ευαισθησία και εύκολη ποσοτικοποίηση. Αναλυτές μαζών (φασματόμετρα) στη φασματομετρία μάζας. Στους αναλυτές μαζών πραγματοποιείται ο διαχωρισμός των ιόντων που δημιουργήθηκαν στην πηγή ιόντων σύμφωνα με το λόγο m/z. Ο διαχωρισμός μαζών αποτελεί το κρισιμότερο στάδιο στην πορεία μιας ανάλυσης και για το σκοπό αυτό έχουν αναπτυχθεί διάφοροι τύποι αναλυτών μαζών με διαφορετικά χαρακτηριστικά, δυνατότητες και περιορισμούς. Οι συνηθέστεροι είναι οι αναλυτές που περιλαμβάνουν μαγνητικό τομέα, οι αναλυτές 99

114 απλού τετράπολου, οι αναλυτές παγίδας ιόντων, οι αναλυτές χρόνου πτήσης και οι αναλυτές κυκλοτρονιακού συντονισμού ιόντων. Η επιλογή του αναλυτή μαζών βασίζεται σε ιδιότητες όπως η διαχωριστική του ικανότητα (ο λόγος της μάζας (m) που αντιστοιχεί στην πρώτη κορυφή (m/z) προς τη διαφορά (Δm) δύο διαδοχικών κορυφών), το εύρος των μαζών (μέγιστη τιμή m/z), η ταχύτητα σάρωσης, η απόδοση μεταφοράς ιόντων στον ανιχνευτή (αριθμός ιόντων που παράγονται και τελικά καταγράφονται) και τα όρια ανίχνευσης που μπορεί να επιτύχει. Ένας αναλυτής μάζας μπορεί να λειτουργεί είτε σε διαμόρφωση πλήρους σάρωσης (καταγράφονται όλα τα ιόντα που παράγονται), είτε σε διαμόρφωση παρακολούθησης επιλεγμένων ή μεμονωμένων ιόντων (αναλύονται και ανιχνεύονται συγκεκριμένα ιόντα (m/z) με αποτέλεσμα την αύξηση της ευαισθησίας). Ανιχνευτές στη φασματομετρία μάζας. Οι ανιχνευτές ιόντων συλλαμβάνουν διαχωρισμένα ιόντα και ενισχύουν το σήμα βασιζόμενοι στο γεγονός της δευτερογενούς εκπομπής ηλεκτρονίων κατά την πρόσπτωση ηλεκτρονίων ή ιόντων σε επιφάνεια κατάλληλα επιστρωμένη με ειδικά υλικά ή πολωμένη σε πολύ υψηλό δυναμικό (kv) με αποτέλεσμα το πολύ ασθενές σήμα των αρχικών ιόντων να ενισχύεται σε μετρήσιμο ρεύμα ηλεκτρονίων. Χαρακτηριστικές διατάξεις που συνήθως χρησιμοποιούνται είναι οι ηλεκρονιοπολλαπλασιαστές διακριτών δυνόδων ή συνεχούς δυνόδου, η πλάκα μικροδιόδων κ.α. Στα επιθυμητά χαρακτηριστικά τους συγκαταλέγονται η μεγάλη ενίσχυση του σήματος, η ταχεία απόκριση, ο χαμηλός θόρυβος, η υψηλή απόδοση συλλογής ιόντων, το χαμηλό κόστος, η παρόμοια απόκριση για όλες τις μάζες, η μεγάλη δυναμική περιοχή και ο χρόνος ζωής (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010) Συστήματα συζευγμένης ή δίδυμης ή διαδοχικής φασματομετρίας μαζών (tandem mass spectrometry, MS/MS) Τα συστήματα συζευγμένης φασματομετρίας μαζών απαρτίζονται από τουλάχιστον δύο διαδοχικά στάδια ιοντισμού και θραυσματοποίησης των μητρικών ενώσεων αυξάνοντας την αξιοπιστία στην ταυτοποίηση της δομής των αναλυόμενων ενώσεων και βελτιώνοντας τα όρια ανίχνευσης. Σε σχέση με την απλή φασματομετρία παρουσιάζουν αυξημένη ευαισθησία και εκλεκτικότητα στην ανάλυση πολύπλοκων δειγμάτων όπως τα περιβαλλοντικά. 100

115 Η συζευγμένη φασματομετρία διακρίνεται σε συζευγμένη στο χώρο (MS/MS in space) και σε συζευγμένη στο χρόνο (MS/MS in time). Στην πρώτη περίπτωση όπου είναι και η πιο διαδεδομένη στην ανάλυση οργανικών ενώσεων το σύστημα απαρτίζεται από τρεις τετραπολικούς αναλυτές μαζών (triple quadrupole), όπου στον πρώτο επιλέγεται συγκεκριμένο μητρικό ή πρόδρομο ιόν (parent or precursor ion) (ρύθμιση σε συγκεκριμένο m/z), στο δεύτερο, στον οποίο οδηγείται το ιόν και δρα ως κυψελίδα συγκρούσεων (collision cell), το ιόν συγκρούεται με περίσσεια ενός αδρανούς αερίου (π.χ. He) παράγοντας θυγατρικά θραύσματα (daughter or product ions), ενώ στον τρίτο αναλυτή πραγματοποιείται ο διαχωρισμός και η μέτρηση των θυγατρικών ιόντων. Τα παραπάνω στάδια λαμβάνουν χώρα και στη συζευγμένη στο χρόνο φασματομετρία, αλλά στον ίδιο χώρο του αναλυτή μαζών τύπου παγίδας (ion trap) το ένα μετά το άλλο παγιδεύοντας τα επιθυμητά μητρικά ή θυγατρικά ιόντα με κατάλληλες ρυθμίσεις του δυναμικού των ηλεκτροδίων από τα οποία αποτελείται ο αναλυτής μαζών. 101

116 Β. ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΟ ΜΕΡΟΣ 102

117 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 4 Πειραματικός σχεδιασμός Δειγματοληψίες 4.1 Επιλογή των καλλιεργειών Όπως έχει αναφερθεί στην Παράγραφο 1.4 οι ενεργειακές καλλιέργειες αναπτύσσονται με ταχύ ρυθμό τα τελευταία χρόνια διεθνώς, αλλά και στην Ελλάδα και αναμένεται να συνεχίσουν να αναπτύσσονται καθώς οι απαιτήσεις για την παραγωγή βιοκαυσίμων αυξάνονται. Για την Ελλάδα έχει προταθεί η καλλιέργεια διαφόρων φυτών ως ενεργειακά, τόσο για την κάλυψη των αναγκών της χώρας σε βιοκαύσιμα, όσο και για την αντικατάσταση παραδοσιακών καλλιεργειών, που η καλλιέργειά τους παρουσιάζει διάφορα προβλήματα τα τελευταία χρόνια, και την αύξηση του γεωργικού εισοδήματος (Χρήστου κ.ά., 2007, Skoulou et al., ). Τα φυτά που επιλέχθηκαν για την πραγματοποίηση της παρούσας εργασίας ήταν ο ηλίανθος και η ελαιοκράμβη, τα πλέον καλλιεργούμενα, ως ενεργειακά, φυτά την τελευταία δεκαετία στην Ελλάδα (Χρήστου κ.ά., 2007, FAOSTAT, 2013). Βασικά πλεονεκτήματα των φυτών αυτών είναι η ύπαρξη τεχνογνωσίας και το σχετικά χαμηλό κόστος των καλλιεργειών τους, η προσαρμοστικότητά τους και οι ικανοποιητικές τους αποδόσεις σε διάφορους τύπους εδαφών και σε διάφορες κλιματολογικές συνθήκες (Παράρτημα 2), η ένταξή τους σε προγράμματα αμειψισποράς και τέλος η καλλιέργειά τους ως συμβολαιακή. Οι καλλιέργειες του ηλίανθου και της ελαιοκράμβης, ως συμβολαιακές για την παραγωγή βιοντίζελ, αποτελούν ίσως τις πλέον αξιόπιστες εναλλακτικές επιλογές για τον Έλληνα αγρότη για την αντικατάσταση παραδοσιακών καλλιεργειών, προσφέροντας εξασφαλισμένο αγοραστή του παραγόμενου προϊόντος και συμφωνημένη τιμή. Το παραπάνω ισχύει ιδιαίτερα στη Δυτική Ελλάδα όπου κύριες παραδοσιακές καλλιέργειες, όπως αυτή του καπνού, έχουν εγκαταλειφθεί και άλλες, 103

118 όπως του αραβόσιτου, παρουσιάζουν μεγάλες ετήσιες διακυμάνσεις στην τιμή του παραγώμενου προϊόντος. 4.2 Επιλογή των παρασιτοκτόνων Η επιλογή των παρασιτοκτόνων που χρησιμοποιήθηκαν στην παρούσα μελέτη πραγματοποιήθηκε κατά το σχεδιασμό του πειράματος στα τέλη του 2009 με βάση τα αδειοδοτημένα παρασιτοκτόνα για τις καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης από το ΥΠ.Α.Α.Τ. και το φάσμα δράσης των παρασιτοκτόνων αυτών. Για την καλλιέργεια του ηλίανθου είχαν έγκριση για χρήση ως ζιζανιοκτόνα, πέραν του 2011, τέσσερεις δραστικές ουσίες: το oxyfluorfen, το quizalofop-p-ethyl, το flurochloridone και το fluazifop. Από αυτές, το oxyfluorfen για τον έλεγχο κυρίως πλατύφυλλων ζιζανίων και το quizalofop-p-ethyl για τον έλεγχο ετήσιων και πολυετών αγρωστωδών, είχαν το μεγαλύτερο φάσμα δράσης. Για την καλλιέργεια της ελαιοκράμβης έγκριση χρήσης είχε μόνο ένα σκεύασμα, το οποίο ήταν μίγμα των δραστικών ουσιών metazachlor και quinmerac. Την ίδια χρονική περίοδο δεν υπήρχαν εγκεκριμένα μυκητοκτόνα για τις δύο καλλιέργειες ενώ η μόνη δραστική ουσία που είχε αδειοδοτηθεί ως εντομοκτόνο ήταν η α-cypermethrin στην καλλιέργεια της ελαιοκράμβης, η οποία και χρησιμοποιήθηκε για την ανάπτυξη και την επικύρωση των μεθόδων ανάλυσης (Κεφάλαιο 6). Κατά το χρονικό διάστημα ανάπτυξης των αναλυτικών μεθόδων και προετοιμασίας του πειραματικού αγρού δόθηκε η έγκριση για χρήση στην καλλιέργεια ηλίανθου του εντομοκτόνου cypermethrin σε μικροκοκκώδη μορφή για την προστασία των ριζών από έντομα εδάφους. Θεωρήθηκε σκόπιμο να συμπεριληφθεί η συγκεκριμένη μορφή του εντομοκτόνου στο σχεδιασμό του πειράματος καθώς δεν υπήρχαν στη βιβλιογραφία αναφορές για την περιβαλλοντική της συμπεριφορά. Όταν κατά τη διάρκεια της καλλιέργειας ηλίανθου παρουσιάστηκε προσβολή από την προνύμφη του εντόμου Helicoverpa sp. (Geometridae, Lepidoptera) (Παράγραφος 5.3) αποφασίστηκε να χρησιμοποιηθεί για την καταπολέμησή του ένα σκεύασμα του εντομοκτόνου cypermethrin, ώστε να μην υπάρξουν νέες δραστικές ενώσεις που θα αύξαναν τον αριθμό των αναλύσεων εδάφους και ιζήματος. 104

119 Έως την έναρξη της καλλιέργειας της ελαιοκράμβης, (την άνοιξη του 2012) είχε λάβει έγκριση για χρήση στην συγκεκριμένη καλλιέργεια και ένα σκεύασμα του εντομοκτόνου cypermethrin. Η χρήση, τελικά, του εντομοκτόνου αυτού αντί του α- cypermethrin, όπως αρχικά είχε σχεδιαστεί, έγινε για καθαρά πρακτικούς λόγους, στάθηκε αδύνατο να βρεθεί το συγκεκριμένο παρασκεύασμα της α-cypermethrin στην ευρύτερη περιοχή της Δυτικής Ελλάδας. 4.3 Η διαμόρφωση του πειραματικού αγρού Ο πειραματικός αγρός εγκαταστάθηκε στο αγρόκτημα του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου, στους Κωστακιούς Άρτας (γεωγραφικό πλάτος 39 07N, γεωγραφικό μήκος 20 56E), σε έκταση 700 m 2 περίπου, η οποία παρέμεινε ακαλλιέργητη τα τελευταία 5 χρόνια (πριν την έναρξη του πειράματος) και χωρίς εφαρμογή παρασιτοκτόνων τουλάχιστον τα τελευταία 10 χρόνια. Η επιλεγμένη έκταση χωρίστηκε σε δύο τμήματα, ένα εκ των οποίων θα καλλιεργούνταν και ένα που θα παρέμενε ακαλλιέργητο. Σε κάθε τμήμα διαμορφώθηκαν 2 εδαφικές κλίσεις: 5% και 1%. Στη χαμηλότερη πλευρά του κάθε τμήματος διανοίχτηκαν τάφροι για την εγκατάσταση των συλλεκτήρων του απορρέοντος επιφανειακού νερού και ιζήματος. Μετά το τέλος των χωματουργικών εργασιών η έκταση παρέμεινε ακαλλιέργητη για 7 μήνες. Στα μέσα της άνοιξης, όταν οι κλιματολογικές και εδαφολογικές συνθήκες το επέτρεψαν, πραγματοποιήθηκαν τρία φρεζαρίσματα, ανά 10 ημέρες περίπου και έγινε η τελική διαμόρφωση του αγρού. Κάθε τμήμα (350 m 2 περίπου) χωρίστηκε σε 6 πειραματικά τεμάχια (πιλοτικά) 40 m 2 (4 x 10 m) το καθένα. Τρία πιλοτικά σε κάθε τμήμα είχαν κλίση εδάφους 5% και τρία 1%. Μεταξύ των πιλοτικών υπήρχε απόσταση 1 m (Σχήμα 4.1, Εικόνα 4.2). Στις δύο κατά μήκος πλευρές κάθε πιλοτικού στήθηκαν προστατευτικά πετάσματα από φύλλα λαμαρίνας ύψους 40 cm περίπου, ενώ στη χαμηλότερη πλευρά κατασκευάστηκε το σύστημα συλλογής του νερού της επιφανειακής απορροής και του ιζήματος (Εικόνα 4.1). Η κατασκευή του συστήματος αυτού έγινε με τέτοιο τρόπο ώστε να συλλέγεται ο συνολικός όγκος του νερού απορροής. Στο χείλος κάθε πιλοτικού τοποθετήθηκε ένα φύλλο λαμαρίνας (4 m x 30 cm). Το νερό της επιφανειακής απορροής από τη 105

120 λαμαρίνα έπεφτε σε υδρορροή, που κάλυπτε όλη την πλευρά του πιλοτικού, και μέσω ενός πλαστικού σωλήνα διαμέτρου 120 mm οδηγούνταν στο συλλεκτήρα. Ο τελευταίος αποτελούνταν, για κάθε πιλοτικό, από δύο πλαστικά βαρέλια, χωρητικότητας 85 L, συνδεδεμένα σε σειρά (συνολική χωρητικότητα 170 L) (Εικόνα 4.1). Πριν την έναρξη των καλλιεργειών εγκαθιστούνταν αρδευτικό σύστημα κλειστού κυκλώματος ή τύπου Tichelmann. Σε αυτού του τύπου τα συστήματα η γραμμή εξόδου τοποθετείται απέναντι από τη γραμμή εισόδου, έτσι ώστε η διαδρομή του νερού μέσω του συστήματος να είναι ίδια για όλες τις γραμμές και το μήκος των γραμμών να είναι ίσο, με αποτέλεσμα η κατανομή του νερού να είναι σχεδόν ομοιόμορφη σε όλες τις γραμμές παροχής. Σε κάθε πιλοτικό συνδέονταν τρεις εκτοξευτήρες σταθερής παροχής (Σχήμα 4.1). Σχήμα 4.1 Σχηματική αναπαράσταση του πειραματικού αγρού με το σύστημα άρδευσης και το σύστημα συλλογής του νερού απορροής. 106

121 Εικόνα 4.1. Πειραματικό τεμάχιο στο οποίο έχει εγκατασταθεί το σύστημα συλλογής απορρέοντος επιφανειακού νερού. Για την παρακολούθηση της εδαφικής υγρασίας και θερμοκρασίας, σε βάθος από 0 έως 10 cm, χρησιμοποιήθηκαν τρία ηλεκτρονικά υγρασιόμετρα πεδίου με τέσσερεις αισθητήρες το καθένα που τοποθετήθηκαν σε τέσσερα πιλοτικά. Οι ανά εβδομάδα μέσοι όροι των τιμών της εδαφικής υγρασίας και θερμοκρασίας για την καλλιέργεια του ηλίανθου παρουσιάζονται στα Σχήματα 4.2 και 4.3 και για την καλλιέργεια της ελαιοκράμβης στα Σχήματα 4.6 και 4.7. Τα κλιματολογικά δεδομένα (θερμοκρασία αέρα, ύψος βροχόπτωσης και η ημερήσια ένταση της ηλιακής ακτινοβολίας) και των δύο καλλιεργητικών περιόδων, καταγράφονταν από το μετεωρολογικό σταθμό του Τ.Ε.Ι. Ηπείρου που είναι εγκατεστημένος κοντά στον πειραματικό αγρό και παρουσιάζονται στα Σχήματα 4.4 και 4.5 για την πρώτη καλλιεργητική περίοδο και στα Σχήματα 4.8 και 4.9 για τη δεύτερη καλλιεργητική περίοδο. 4.4 Εφαρμογή των παρασιτοκτόνων και δειγματοληψίες Όλα τα παρασιτοκτόνα, εκτός της cypermethrin σε μικροκοκκώδη μορφή, εφαρμόστηκαν με ψεκασμό και στις μέγιστες επιτρεπόμενες συγκεντρώσεις, σύμφωνα με τις εγκρίσεις κυκλοφορίας του ΥΠ.Α.Α.Τ.. Οι ψεκασμοί έγιναν με τη χρήση ενός μηχανοκίνητου, φορητού ψεκαστήρα πλάτης εφοδιασμένου με 107

122 ακροφύσιο τύπου σκούπας. Πριν από τον κάθε ψεκασμό ο ψεκαστήρας ρυθμίζονταν ώστε να ψεκάζει σταθερό όγκο ψεκαστικού υγρού ανά μονάδα χρόνου. Επιπλέον γίνονταν πολλές δοκιμές ώστε να εξασφαλιστεί ότι εφαρμόζονταν σταθερός όγκος ψεκαστικού υγρού ανά μονάδα επιφάνειας. Τέλος, ο ψεκασμός των ζιζανιοκτόνων σε κάθε πιλοτικό γίνονταν κατά μήκος, σε ένα επαναλαμβανόμενο μοτίβο ώστε να εξασφαλιστεί, όσο το δυνατόν, ομοιόμορφη κατανομή του ψεκαστικού υγρού. Ο ψεκασμός των εντομοκτόνων γίνονταν με κάλυψη του φυλλώματος. Για να εξασφαλιστεί η συλλογή αντιπροσωπευτικού δείγματος εδάφους κάθε πιλοτικό χωρίστηκε σε τρία τμήματα. Με δειγματολήπτη τύπου πυρήνα (καρότου), διαμέτρου 3 cm, συλλέγονταν τρία δείγματα, από τυχαίες θέσεις κάθε τμήματος, τα οποία ενώνονταν σε ένα σύνθετο δείγμα. Οι δειγματοληψίες που αφορούσαν στη cypermethrin στην καλλιέργεια του ηλίανθου γίνονταν σε τυχαίες θέσεις επί της γραμμής σποράς. Οι δειγματοληψίες πραγματοποιούνταν σε δύο βάθη: 0 10 cm και cm. Συνολικά σε κάθε δειγματοληψία συλλέγονταν 72 δείγματα εδάφους, 36 από κάθε βάθος. Τα δείγματα απορρέοντος επιφανειακού νερού και ιζήματος συλλέγονταν έπειτα από κάθε άρδευση ή βροχόπτωση όπου υπήρχε απορροή. Πριν τη δειγματοληψία το περιεχόμενο του κάθε βαρελιού αναδεύονταν ισχυρά με μια μεταλλική ράβδο έτσι ώστε να ομογενοποιηθεί το περιεχόμενο. Σε κάθε δειγματοληψία και από κάθε συλλεκτήρα γίνονταν λήψη 10 L εναιωρήματος νερού-ιζήματος, σε υάλινες φιάλες των 2,5 L, εκτός αν η απορροή ήταν μικρότερου όγκου, οπότε και συλλέγονταν ολόκληρη. Για τις δειγματοληψίες των φυτών συλλέγονταν ολόκληρα φυτά (υπέργειο μέρος και ρίζες). Σε κάθε πιλοτικό αντιστοιχούσε ένα δείγμα αποτελούμενο από αριθμό φυτών που εξαρτώνταν από το είδος της καλλιέργειας και το στάδιο ανάπτυξης των φυτών. Και τα δύο φυτά που καλλιεργήθηκαν έχουν εκτεταμένο ριζικό σύστημα, το οποίο ήταν αδύνατο να συλλεχθεί ολόκληρο. Το μέρος του ριζικού συστήματος που τελικά συλλεγόταν έφτανε σε βάθος 20 cm περίπου. Όλα τα δείγματα μετά την κάθε δειγματοληψία μεταφέρονταν αμέσως στο εργαστήριο όπου ακολουθούσε η προκατεργασία τους και η εκχύλισή τους. 108

123 Εικόνα 4.2 Γενική άποψη του πειραματικού αγρού στην τελική του διαμόρφωση (α) και άποψη του καλλιεργήσιμου τμήματος λίγες ημέρες πριν τη σπορά (β). 109

124 Θερμοκρασία εδάφους στα 0-10 cm κατά την πρώτη πειραματική περίοδο ( C) 4.5 Η καλλιέργεια του ηλίανθου: πειραματικός σχεδιασμός και δειγματοληψίες Η καλλιέργεια του ηλίανθου πραγματοποιήθηκε το καλοκαίρι του Η σπορά έγινε στις 30 Μαΐου με το χέρι σε αυλάκια βάθους 4 5 cm. Σπάρθηκε μόνο το ένα τμήμα του πειραματικού αγρού (καλλιεργημένο), ενώ το άλλο παρέμεινε ακαλλιέργητο (μάρτυρας). Όπως έχει ήδη αναφερθεί το κάθε τμήμα αποτελούνταν από 6 πιλοτικά, τρία με κλίση εδάφους 5% και τρία με κλίση 1% (Σχήμα 4.1, Εικόνα 4.2). Η απόσταση μεταξύ των γραμμών σποράς ήταν 0,7 m και η απόσταση μεταξύ των φυτών, επί της γραμμής 0,22 m ΑΚ ΚΑΛ Χρόνος (εβδομάδες) Σχήμα 4.2 Η μέση εβδομαδιαία θερμοκρασία του εδάφους ( C) σε βάθος 0 10 cm από τον Ιούνιο έως τον Οκτώβριο του 2011 (καλλιέργεια ηλίανθου). ΑΚ: ακαλλιέργητο, ΚΑΛ: καλλιεργημένο. Ταυτόχρονα με την σπορά έγινε και η εφαρμογή του εντομοκτόνου cypermethrin με τη μορφή μικροκοκκώδους σκευάσματος (BELLEM 0,8 MG, 0,8% w/w) για την προστασία των φυτών από έντομα του γένους Agriotes sp. (Coleoptera). Το σκεύασμα διασπάρθηκε στα αυλάκια σποράς (βάθους 3 έως 5 cm) με δοσολογία 8 g σκευάσματος ανά αυλάκι ή 9,6 g δραστικής ουσίας ανά στρέμμα και ενσωματώθηκε στο έδαφος. Το εντομοκτόνο εφαρμόστηκε και στο ακαλλιέργητο τμήμα σε αυλάκια που ανοίχτηκαν για αυτό το σκοπό. Αμέσως μετά τη σπορά σε κάθε πιλοτικό 110

125 Υγρασία του εδάφους σε βάθος 0-10 cm κατά την πρώτη πειραματική περίοδο (m 3 /m 3 ) προστέθηκαν 2 kg πλήρους λιπάσματος (220 g Ν, 131 g P, 249 g K). Τις πρώτες ημέρες μετά τη σπορά, λόγω των ξηρών κλιματολογικών συνθηκών που επικρατούσαν γίνονταν τακτικές επιφανειακές αρδεύσεις με 5 έως 10 m 3 νερού ανά στρέμμα (5 10 mm) (Σχήμα 4.5). 0,350 0,300 0,250 0,200 ΑΚ 1% ΑΚ 5% ΚΑΛ 1% ΚΑΛ 5% 0, Χρόνος (εβδομάδες) Σχήμα 4.3 Οι μέσες εβδομαδιαίες τιμές της υγρασίας του εδάφους (m 3 /m 3 ) σε βάθος 0 10 cm από τον Ιούνιο έως τον Οκτώβριο του 2011 (καλλιέργεια ηλίανθου). ΑΚ: ακαλλιέργητο, ΚΑΛ: καλλιεργημένο. Δύο ημέρες μετά τη σπορά (1/6/11) έγινε η εφαρμογή του oxyfluorfen με τη μορφή γαλακτοποιήσιμου υγρού σκευάσματος (ΛΑΠΑΦΑΡΜ 24 EC, 24% w/v). Η δόση εφαρμογής στον ηλίανθο ήταν: 100 ml σκευάσματος ή 24 g δραστικής ουσίας ανά στρέμμα. Τριάντα δύο ημέρες μετά τη σπορά (30/6/11) έγινε η εφαρμογή του quizalifop-p-ethyl με τη μορφή γαλακτοποιήσιμου υγρού σκευάσματος (TARGA 5 EC, 5% w/v), με δόση εφαρμογής: 300 ml ή 15 g δραστικής ουσίας ανά στρέμμα. Στα μέσα του Ιουνίου παρατηρήθηκε έντονη προσβολή των φυτών από την προνύμφη του εντόμου Helicoverpa sp. (Geometridae, Lepidoptera), καθώς και η παρουσία του αλευρώδη Bemisia tabaci (Aleyrodidae, Homoptera). Στις 18/7, 50 ημέρες από τη σπορά και την εφαρμογή της cypermethrin σε μικροκοκκώδη μορφή, εφαρμόστηκε με ψεκασμό το ίδιο εντομοκτόνο με μορφή γαλακτοποιήσιμου υγρού σκευάσματος (ASSIST 10 EC, 10% w/v), με δόση εφαρμογής 40 ml ή 4 g δραστικής ουσίας ανά στρέμμα. 111

126 3/6/11 8/6/11 12/6/11 14/6/11 18/6/11 27/6/11 6/7/11 20/7/11 9/8/11 19/9/11 21/9/11 8/10/11 10/10/11 15/10/11 23/11/11 5/12/11 7/12/11 11/12/11 IΆρδευση-Βροχόπτωση κατά την πρώτη πειραματική περίοδο (mm) Σχήμα 4.4 Οι μέσες εβδομαδιαίες τιμές της έντασης της ηλιακής ακτινοβολίας (Wh/m 2 ) και της θερμοκρασίας του αέρα ( C) από τον Ιούνιο έως τον Δεκέμβριο του 2011 (καλλιέργεια ηλίανθου) Άρδευση Βροχόπτωση 20 0 Σχήμα 4.5 Το ύψος του νερού σε mm από βροχοπτώσεις και τις αρδεύσεις κατά την περίοδο από τον Ιούνιο έως τον Δεκέμβριο του 2011 (καλλιέργεια ηλίανθου). 112

127 Η πρώτη δειγματοληψία εδάφους έγινε την 1/6 και η τελευταία στις 9/12. Συνολικά πραγματοποιήθηκαν 16 δειγματοληψίες εδάφους. Η πρώτη δειγματοληψία νερού-ιζήματος έγινε στις 13/6 και ακολούθησαν άλλες 10, μέχρι τις 7/12. Τέλος πραγματοποιήθηκαν και 10 δειγματοληψίες φυτών, η πρώτη στις 19/6, 20 ημέρες από τη σπορά και η τελευταία στις 12/9 με το τέλος της καλλιέργειας. Στην 1η δειγματοληψία συλλέχθηκαν 16 φυτά, στην 2η 12, στις 3η και 4η 8, στις επόμενες τέσσερεις από 6 φυτά και στις δύο τελευταίες από 4 φυτά. 4.6 Η καλλιέργεια της ελαιοκράμβης: πειραματικός σχεδιασμός και δειγματοληψίες Η καλλιέργεια της ελαιοκράμβης πραγματοποιήθηκε την άνοιξη και το καλοκαίρι του Πριν την έναρξη των καλλιεργητικών εργασιών έγιναν διορθώσεις στις κλίσεις των πειραματικών τεμαχίων. Στις 28 Απριλίου πραγματοποιήθηκε το τελευταίο φρεζάρισμα του αγρού κατά το οποίο ενσωματώθηκαν στο έδαφος (σε κάθε πιλοτικό) 0,57 kg λιπάσματος θειικής αμμωνίας (21 0 0) (120 g Ν) και 1 kg σύνθετου λιπάσματος K, P ( ) (76 g P και 166 g K). Η σπορά έγινε στις 2 Μαΐου με το χέρι σε αυλάκια βάθους 2 3 cm σε αποστάσεις 40 cm μεταξύ των γραμμών και 5 cm επί των γραμμών. Σπάρθηκε μόνο το ένα τμήμα του πειραματικού αγρού (καλλιεργημένο), ενώ το άλλο παρέμεινε ακαλλιέργητο (μάρτυρας). Τις πρώτες ημέρες μετά τη σπορά, λόγω των ξηρών κλιματολογικών συνθηκών που επικρατούσαν γίνονταν τακτικές επιφανειακές αρδεύσεις με 5 έως 10 m 3 νερού ανά στρέμμα (5 10 mm) (Σχήμα 4.9). Την επομένη της σποράς έγινε η εφαρμογή των ζιζανιοκτόνων metazachlor και quinmerac με τη μορφή σκευάσματος πυκνού εναιωρήματος (BUTISAN 40/10 SC, metazachlor 40% και quinmerac 10% w/v). Η δόση εφαρμογής ήταν 250 ml σκευάσματος ή 100 g δραστικής ουσίας metazachlor και 25g δραστικής ουσίας quinmerac ανά στρέμμα. Στις 15 Ιουνίου (με την έναρξη της έκπτυξης των ανθοφόρων βλαστών) προστέθηκε σε κάθε πιλοτικό 1,5 kg λιπάσματος θειικής αμμωνίας (21 0 0) (310 g Ν). 113

128 Υγρασία του εδάφους σεβάθος 0-10 cm κατά τη δεύτερη πειραματική περίοδο (m 3 /m 3 ) Σχήμα 4.6 Η μέση εβδομαδιαία θερμοκρασία του εδάφους ( C) σε βάθος 0 10 cm από τον Μάιο έως τον Νοέμβριο του 2012 (καλλιέργεια ελαιοκράμβης). ΑΚ: ακαλλιέργητο, ΚΑΛ: καλλιεργημένο. 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 ΑΚ 1% ΑΚ 5% ΚΑΛ 1% ΚΑΛ 5% 0,15 0, Χρόνος (εβδομάδες) Σχήμα 4.7 Οι μέσες εβδομαδιαίες τιμές της υγρασίας του εδάφους (m 3 /m 3 ) σε βάθος 0 10 cm από τον Μάιο έως τον Νοέμβριο του 2012 (καλλιέργεια ελαιοκράμβης). ΑΚ: ακαλλιέργητο, ΚΑΛ: καλλιεργημένο. 114

129 Στα τέλη του Ιουνίου παρατηρήθηκε προσβολή της καλλιέργειας από το σκαθάρι της γύρης (Meligethes spp., Nitidulidae, Coleoptera). Στις 9/7, 69 ημέρες από τη σπορά, πραγματοποιήθηκε ψεκασμός με το εντομοκτόνο cypermethrin με τη μορφή γαλακτοποιήσιμου υγρού σκευάσματος (CYPERKILL 10 EC, 10% w/v) με δόση εφαρμογής 25 ml ή 2,5 g δραστικής ουσίας ανά στρέμμα. Η πρώτη δειγματοληψία εδάφους έγινε την ημέρα εφαρμογής των metazachlor, quinmerac και η τελευταία στις 14/12. Συνολικά πραγματοποιήθηκαν 14 δειγματοληψίες εδάφους. Η πρώτη δειγματοληψία νερού-ιζήματος έγινε στις 15/5 και ακολούθησαν άλλες 15, μέχρι τις 29/11. Τέλος πραγματοποιήθηκαν και 10 δειγματοληψίες φυτών, η πρώτη στις 24/5, 22 ημέρες από τη σπορά και η τελευταία στις 10/8 με το τέλος της καλλιέργειας. Στην 1η δειγματοληψία συλλέχθηκαν 15 φυτά, στην 2η 10, στην 3η 8 και στις επόμενες επτά δειγματοληψίες από 5 φυτά. Σχήμα 4.8 Οι μέσες εβδομαδιαίες τιμές της έντασης της ηλιακής ακτινοβολίας (Wh/m 2 ) και της θερμοκρασίας του αέρα ( C) από τον Μάιο έως τον Νοέμβριο του 2012 (καλλιέργεια ελαιοκράμβης). 115

130 4/5/12 19/5/12 3/6/12 18/6/12 3/7/12 18/7/12 2/8/12 17/8/12 1/9/12 16/9/12 1/10/12 16/10/12 31/10/12 15/11/12 Άρδευση-Βροχόπτωση κατά τη δεύτερη πειραματική περίοδο (mm) Άρδευση Βροχόπτωση Σχήμα 4.9 Το ύψος του νερού σε mm από βροχοπτώσεις και τις αρδεύσεις κατά την περίοδο από τον Μάιο έως τον Νοέμβριο του 2012 (καλλιέργεια ελαιοκράμβης). 116

131 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 5 Υλικά και Μέθοδοι 5.1 Όργανα Υλικά Αντιδραστήρια Πρότυπες ουσίες και εμπορικά σκευάσματα των παρασιτοκτόνων Η προμήθεια των πρότυπων ουσιών υψηλής καθαρότητας των oxyfluorfen (99,8%), quizalofop-p-ethyl (98,5%), metazachlor (99,9%), quinmerac (98,2%), cypermethrin, α-cypermethrin (99,8%, μίγμα (1:1) των δυο στερεοϊσομερών) και του s-metolachlor (98,2%) πραγματοποιήθηκε από τον οίκο Riedel-de-Haen (Γερμανία). Τα εμπορικά σκευάσματα των παρασιτοκτόνων τα οποία εφαρμόστηκαν στις πειραματικές καλλιέργειες ήταν τα: ΛΑΠΑΦΑΡΜ 24 EC (oxyfluorfen 24% β/ο, Zhejiang Yifan, Κίνα), TARGA 5 EC (quizalofop-p-ethyl 5% β/ο, Nissan, Ιαπωνία), BELLEM 0,8 MG και ASSIST 10 EC (cypermethrin 0,8% β/β και 10% β/ο, αντίστοιχα, SBM, Γαλλία) για την καλλιέργεια ηλίανθου και τα: BUTISAN 40/10 SC (metazachlor 40% και quinmerac 10% β/ο, BASF, Γερμανία) και CYPERKILL 10 EC (cypermethrin 10% β/ο, Agriphar, Βέλγιο) για την καλλιέργεια της ελαιοκράμβης Διαλύτες Για την παρασκευή των προτύπων διαλυμάτων και την εκχύλιση των φυτοπροστατευτικών ουσιών από το νερό, το έδαφος και τους φυτικούς ιστούς χρησιμοποιήθηκαν οι διαλύτες: ακετονιτρίλιο (AcN), μεθανόλη (MeOH), οξικός αιθυλεστέρας (EtOAc), ακετόνη και νερό, όλοι βαθμού καθαρότητας HPLC, Analytical Reagent ή Pestiscan (Sigma-Aldrich, Γερμανία). Στην υγρή χρωματογραφία χρησιμοποιήθηκαν AcN και νερό βαθμού καθαρότητας HPLC-MS. 117

132 Για τον τελικό καθαρισμό των υάλινων σκευών χρησιμοποιήθηκε ακετόνη technical grade Αντιδραστήρια Θειικό μαγνήσιο (MgSO 4 ) άνυδρο, 99,5% (Sigma-Aldrich, Γερμανία) Χλωριούχο νάτριο (NaCl), pro analysi (Merck, Γερμανία) Sodium citrate tribasic dehydrate, 99% (Sigma-Aldrich, Γερμανία) Sodium citrate dibasic sesquihydrate, 99% (Sigma-Aldrich, Γερμανία) Θειικό νάτριο (Na 2 SO 4 ), άνυδρο, pro analysi (Merck, Γερμανία) Primary secondary amine (PSA) (Supelco, ΗΠΑ) Graphitised carbon black (GCB) 120/400 (Supelco, ΗΠΑ) Octadecyl silica (C 18 ), μm (Supelco, ΗΠΑ) Φθοριούχο νάτριο (NaF), pro analysi (Merck, Γερμανία) Φωσφορικό οξύ (H 3 PO 4 ), 85% (Riedel de Haen, Γερμανία) Θειικό οξύ (H 2 SO 4 ), 95 97% (Merck, Γερμανία) Οξικό οξύ (Riedel de Haen, Γερμανία) Μυρμηκικό οξυ (Riedel de Haen, Γερμανία) Διάλυμα υδροχλωρικού οξέως (HCl) 1:1 (Riedel de Haen, Γερμανία) Υδατικό διάλυμα διχρωμικού καλίου (K 2 Cr 2 O 7 ) 1Ν (Riedel de Haen, Γερμανία) Υδατικό διάλυμα θειικού σιδήρου (FeSO 4 7Η 2 Ο) 0,5 Ν (Riedel de Haen, Γερμανία) Υδατικό διάλυμα μεταφοσφωρικού νατρίου (NaPO 3 ) 1% (Riedel de Haen, Γερμανία) Υδατικό διάλυμα χλωριούχου ασβεστίου (CaCl 2 ) 0,01 Μ (Riedel de Haen, Γερμανία) Δείκτης διφαινυλαμίνης (Riedel de Haen, Γερμανία) Αέρια Αέριο ήλιο (He) υψηλής καθαρότητας (κλάσης 6.0) (Messer, Αυστρία) Αέριο Αργό (Ar) υψηλής καθαρότητας (99,995%) (Messer, Αυστρία) Αέριο άζωτο (Ν 2 ) βιομηχανικού τύπου (Lydl, Ελλάδα) 118

133 5.1.5 Υλικά Σκεύη Μικροστήλες εκχύλισης στερεάς φάσης (SPE) OASIS HLB 6 cc Vac Cartridge, 200 mg (Supelco, ΗΠΑ) Φίλτρα 0,45 μm, διαμέτρου 47 mm (Millipore, ΗΠΑ) Κόσκινα 2 mm (Retsch, Γερμανία) Σωλήνες φυγοκέντρισης τύπου falcon των 15 και 50 ml (Sarstedt, Γερμανία) Υάλινα φιαλίδια των 2 ml με βιδωτά πώματα με septa Υάλινα φιαλίδια των 8 ml με βιδωτά πώματα Υάλινοι βαθμονομημένοι σωλήνες των 15 ml (Hirschmann, Γερμανία) Υάλινοι σωλήνες με βιδωτά πώματα των 15 ml Υάλινες φιάλες με βιδωτά πώματα των 100, 200 ml και 2,5 L (Isolab, Γερμανία) Υάλινες φιάλες κενού του 1 L (Sigma, Γερμανία) Ποτήρια ζέσης των 100, 250, 500 και 1000 ml Υάλινες ογκομετρικές φιάλες των 50, 100 και 1000 ml (Isolab, Γερμανία) Ακρορύγχια αυτόματων πιπετών μεταβλητού όγκου (Hirschmann, Γερμανία) Βαθμονομημένα σιφώνια των 1, 2, 5 και 10 ml (Sarstedt, Γερμανία) Κύλινδροι μηχανικής ανάλυσης με χαραγή στα 1130 ml Μεταλλική ράβδος ανατάραξης δείγματος στον κύλινδρο Μεταλλικές σπάτουλες διαφόρων μεγεθών Ταινία parafilm Διηθητικό χαρτί Αλουμινόχαρτο Πλαστικές σακούλες τύπου freezer bag Συσκευές Αναλυτικός ζυγός ακριβείας τεσσάρων δεκαδικών (Precisa 62 Α, Ελβετία) Ζυγός ακριβείας τριών δεκαδικών (Kern RLS 510-3, Γερμανία) Ζυγός ακριβείας δύο δεκαδικών (Kern EW, Γερμανία) Συσκευή φυγοκέντρισης με μέγιστη ταχύτητα περιστροφής 4000 rpm (Sigma 2 5, Γερμανία) Οριζόντιος αναδευτήρας (Orto Alresa, Ισπανία) Περιστροφικός αναδευτήρας, vortex (Velp Zx 3, Ιταλία) 119

134 Μαγνητικός αναδευτήρας με δυνατότητα θέρμανσης (Velp Arex, Ιταλία) Τράπεζα ανακίνησης εδαφικών δειγμάτων (Sammic, Ισπανία) Λουτρό υπερήχων (Bandelin, Γερμανία) Συσκευή μέτρησης ph (Hanna ph 211, Γερμανία) Αυτόματες πιπέτες μεταβλητού όγκου 2 20 μl, μl, μl και μl (Hirschmann labopette, Γερμανία) Συσκευή υγρής-στερεής εκχύλισης έξι θέσεων (Labware, Ελλάδα) Αντλία κενού (Labware, Ελλάδα) Ασβεστόμετρο Bernard Πυκνόμετρο Bouyocos Υγρασιόμετρα πεδίου (Decagon Em 50, ΗΠΑ) Μηχανοκίνητο ψεκαστικό πλάτης ρυθμιζόμενης πίεσης, εφοδιασμένο με ακροφύσιο τύπου «σκούπας» (Komatsu, Ιαπωνία) Στελεχοκόπτης (ψαλίδι κλαδέματος) Οικιακή συσκευή τεμαχισμού και ομογενοποίησης (moultimixer) (Moulinex Izzy, Γαλλία) Ομογενοποιητής φυτικών ιστών Ultra-Turrax (Kika-Werke DI 25 basic, Γερμανία) Θάλαμος ελεγχόμενων συνθηκών (Fermaks, Νορβηγία) Κλίβανος ξήρανσης (Memmert 500, Γερμανία) Ψυγεία με θερμοκρασία λειτουργίας 4 8 C Καταψύκτες ελάχιστης θερμοκρασίας 20 C Όργανα χρωματογραφίας Για την χρωματογραφική ανάλυση και τον ποσοτικό προσδιορισμό των υπολειμμάτων των oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και cypermethrin σε δείγματα εδάφους, νερού, ιζήματος και φυτικών ιστών χρησιμοποιήθηκε σύστημα αέριας χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας (GC-MS) Shimadzu QP 2010 (Shimadzu, Japan) εφοδιασμένο με: Αυτόματο δειγματολήπτη 8 θέσεων (model AOC-20i) Σύστημα εισαγωγής με δυνατότητα ελάττωσης του όγκου του δείγματος (split/splitless injector) 120

135 Χρωματογραφική στήλη: SLB TM -5ms τριχοειδή πληρωμένη στήλη μήκους 30 m, εσωτερική διάμετρο 0,25 mm και πάχος film 0,25 μm. Υλικό πλήρωσης: 95% methyl siloxane -5% diphenyl (Supelco, ΗΠΑ) Φασματογράφο μάζας με ανιχνευτή τετραπόλου (single quadrupole) Η/Υ με δυνατότητα επεξεργασίας του χρωματογραφικού σήματος με το λογισμικό LabSolutions, GCMS solution. Για την χρωματογραφική ανάλυση και τον ποσοτικό προσδιορισμό των υπολειμμάτων του quinmerac σε δείγματα εδάφους, νερού, ιζήματος και φυτικών ιστών χρησιμοποιήθηκαν τα συστήματα υγρής χρωματογραφίας υψηλής πίεσηςφασματομετρίας μάζας (HPLC-MS): Thermo Scientific (Thermo Fisher, ΗΠΑ) εφοδιασμένο με: Αυτόματο δειγματολήπτη Χρωματογραφική στήλη MS C18 Hypersil Gold (100 mm 2,1 mm) πληρωμένη με σωματίδια μεγέθους 1,9 μm (Thermo Fisher, ΗΠΑ) Φασματογράφο διαδοχικής φασματομετρίας μαζών TSQ Quantum Access MAX τριπλού τετραπόλου (triple quadrupole) συνδεδεμένου με διάταξη πηγής ιονισμού με ηλεκτροψεκασμό (ESI) (Thermo Fisher, ΗΠΑ) Σύνδεση με Η/Υ και δυνατότητα επεξεργασίας του χρωματογραφικού σήματος με το λογισμικό Xcalibur και Shimadzu 8030 (Shimadzu, Ιαπωνία) εφοδιασμένο με: Αυτόματο δειγματολήπτη Γεννήτρια αζώτου NiGen LCMS 40 1 (Brezza, Ολλανδία) Χρωματογραφική στήλη MS C18 Slim-pack (100 mm 2,1 mm) πληρωμένη με σωματίδια μεγέθους 2,2 μm (Shimadzu, Ιαπωνία). Φασματογράφο διαδοχικής φασματομετρίας μαζών τριπλού τετραπόλου (triple quadrupole) συνδεδεμένου με διάταξη πηγής ιονισμού με ηλεκτροψεκασμό (ESI) (Shimadzu, Ιαπωνία). Σύνδεση με Η/Υ και δυνατότητα επεξεργασίας του χρωματογραφικού σήματος με το λογισμικό Lab Solutions. 121

136 5.2 Μέθοδοι Μέθοδοι προσδιορισμού χαρακτηριστικών εδάφους Η δειγματοληψία του εδάφους, για τον προσδιορισμό των χαρακτηριστικών του, πραγματοποιήθηκε με δειγματολήπτη τύπου πυρήνα (καρότου) διαμέτρου 3 cm, πριν την εγκατάσταση της πρώτης καλλιέργειας. Μετά τη συλλογή το χώμα ξηράνθηκε σε συνθήκες περιβάλλοντος, κονιοποιήθηκε και πέρασε από κόσκινο με οπές διαμέτρου 2 mm, ώστε να απομακρυνθούν τα σκελετικά και αδρανή υλικά με μεγαλύτερη διάμετρο. Τα φυσικοχημικά χαρακτηριστικά του εδάφους παρουσιάζονται στον Πίνακα Μηχανική ανάλυση εδάφους (μέθοδος Bouyocos) Στηρίζεται στην καθίζηση σφαιρικών σωματιδίων μέσα σε ένα ομοιογενές αιώρημα απεριορίστων διαστάσεων. Τα σωματίδια καθιζάνουν με διαφορετική ταχύτητα γιατί έχουν το ίδιο ειδικό βάρος, αλλά διαφορετικό μέγεθος. Πρώτα καθιζάνει το κλάσμα της άμμου (συντίθεται από τα μεγαλύτερα σε μέγεθος σωματίδια), ακολουθούμενο από το κλάσμα της ιλύος και τέλος από το κλάσμα της αργίλου. Η ταχύτητα καθίζησης των εδαφικών σωματιδίων στο εδαφικό αιώρημα σε συνάρτηση με το χρόνο δίνεται από το νόμο του Stokes. Πειραματική διαδικασία: Ζυγίζονται 50 g εδάφους, τοποθετούνται σε ποτήρι ζέσης των 400 ml και προστίθενται 40 ml Na 3 PO 3 1% για τον διαχωρισμό των συσσωματωμάτων σε διακριτές πρωτογενείς ομάδες. Το μίγμα αναδεύεται με μεταλλική ράβδο και τοποθετείται για 10 min σε αναδευτήρα εδάφους. Τέλος μεταφέρεται σε κύλινδρο μηχανικής ανάλυσης και αναδεύεται ξανά με τον αναδευτήρα ανατάραξης. Ο προσδιορισμός της κατανομής μεγέθους των εδαφικών τεμαχιδίων πραγματοποιείται με τη μέτρηση της πυκνότητας του αιωρήματος σε τακτά χρονικά διαστήματα. Υπολογισμός των αποτελεσμάτων: Ο προσδιορισμός των ποσοστών της άμμου, της ιλύος και της αργίλου έγινε με βάση τις παρακάτω εξισώσεις: I. Προσδιορισμός του ποσοστού της άμμου 122

137 % άμμος = (Α ± Δ 1 ) (5.1) όπου: Α η πρώτη ανάγνωση του πυκνομέτρου (40 sec μετά την τελευταία ανάδευση) Δ 1 συντελεστής διόρθωσης της πρώτης πυκνομέτρησης που αντιστοιχεί στη θερμοκρασία της πυκνομέτρησης και βρίσκεται από ειδικούς πίνακες. II. Προσδιορισμός του ποσοστού της αργίλου % άργιλος = (Β ± Δ 2 ) (5.2) όπου: Β η δεύτερη ανάγνωση του πυκνομέτρου (2 h μετά την τελευταία ανάδευση) Δ 2 συντελεστής διόρθωσης της δεύτερης πυκνομέτρησης που αντιστοιχεί στη θερμοκρασία της πυκνομέτρησης και βρίσκεται από ειδικούς πίνακες. III. Προσδιορισμός του ποσοστού της ιλύος % ιλύς = 100 (άργιλος + άμμος) (5.3) Προσδιορισμός του ολικού ανθρακικού ασβεστίου (μέθοδος ασβεστομέτρου Bernard) Η μέθοδος στηρίζεται στη μέτρηση του όγκου του εκλυόμενου CO 2 μετά από αντίδραση των ανθρακικών αλάτων του εδάφους με υδροχλωρικό οξύ σύμφωνα με την παρακάτω αντίδραση: CaCO HCl CO 2 + H 2 O + CaCl 2 (5.4) Με τον τρόπο αυτό υπολογίζονται όλα τα ανθρακικά άλατα του εδάφους. Όμως, επειδή η ποσότητα του CaCO 3 στο έδαφος υπερτερεί κατά πολύ των άλλων ανθρακικών αλάτων και συγχρόνως η έκλυση του CO 2 από το CaCO 3 είναι ταχύτατη, το CO 2 της παραπάνω αντίδρασης αποδίδεται στο CaCO 3. Ο υπολογισμός του CaCO 3 του εδάφους βασίζεται στο ότι 1 mole ή 100 g CaCO 3 δίνουν υπό κανονικές συνθήκες 22,4 L CO 2. Πειραματική διαδικασία: Ζυγίζεται 1 g χώματος και τοποθετείται στην κωνική φιάλη του ασβεστομέτρου. Στην ίδια φιάλη τοποθετείται μικρός δοκιμαστικός σωλήνας που περιέχει 3 ml διαλύματος HCl 1:1. Η κωνική φιάλη αναδεύεται ελαφρά και το οξύ προστίθεται στο δείγμα εδάφους. Η ανάδευση συνεχίζεται για την καλή ανάμιξη του εδάφους με το διάλυμα HCl. Το εκλυόμενο CO 2 διώχνει το νερό στον βαθμονομημένο σωλήνα. Όταν η στάθμη του νερού σταματά να κατέρχεται μετράται 123

138 ο όγκος του CO2 που εκλύθηκε. Η παραπάνω διαδικασία ακολουθείται τρεις φορές για κάθε δείγμα χώματος και υπολογίζεται ο μέσος όρος του όγκου του CO2. Υπολογισμός των αποτελεσμάτων: Η περιεκτικότητα του εδάφους σε CaCO3 υπολογίζεται από τη σχέση: CaCO3% = 𝑉 𝐺 K (5.5) όπου:v τα ml του CO2 που μετρήθηκαν στο ασβεστόμετρο G το βάρος του εδαφικού δείγματος σε g K συντελεστής μετατροπής 1 ml CO2 σε g CaCO3 που σε θερμοκρασία 20 C και πίεση 760 mm Hg έχει τιμή 0, Προσδιορισμός της οργανικής ουσίας του εδάφους (κατά Walkley Black) Η μέθοδος στηρίζεται στην οξείδωση του οργανικού άνθρακα από ένα ισχυρό οξειδωτικό μέσο, το διχρωμικό κάλιο. Πειραματική διαδικασία: Ζυγίζεται δείγμα εδάφους 1 g και τοποθετείται σε κωνική φιάλη των 500 ml. Προστίθενται 10 ml διαλύματος διχρωμικού καλίου 1Ν και ακολουθεί ανάδευση της φιάλης ώστε να αναμιχθεί με το έδαφος. Στη συνέχεια προστίθενται γρήγορα 20 ml πυκνού θειικού οξέος (98% w/v) και ακολουθεί νέα ανάδευση για 50 sec. Η ίδια διαδικασία ακολουθείται ξανά χωρίς την προσθήκη δείγματος εδάφους. Το αποτέλεσμα της δεύτερης διαδικασίας αποτελεί το «τυφλό» δείγμα, το οποίο απαιτείται για τον υπολογισμό της οργανικής ουσίας. Οι δύο φιάλες αφήνονται σε ηρεμία για 30 min. Στη συνέχεια προστίθενται 200 ml απεσταγμένο νερό, 10 ml πυκνό θειικό οξύ (98% w/v) και 0,2 g φθοριούχου νατρίου και τα δείγματα αφήνονται να ψυχθούν. Τέλος προστίθενται 2 ml δείκτη διφαινυλαμίνης. Η ογκομέτρηση γίνεται με διάλυμα θειικού σιδήρου 0,5 Ν, αρχίζοντας από τη φιάλη με το τυφλό δείγμα. Στο ισοδύναμο σημείο της ογκομέτρησης το διάλυμα από βαθύ μπλε γίνεται απότομα πράσινο. Υπολογισμός των αποτελεσμάτων: Για τον υπολογισμό της περιεκτικότητας του εδάφους σε οργανική ουσία υπολογίζεται πρώτα η περιεκτικότητα σε οργανικό άνθρακα με τη σχέση: 124

139 𝛰𝜌𝛢𝜈 % = (𝛵 𝛵 ) 𝛮 0,3 (5.6) 𝛣 όπου: ΟρΑν οργανικός άνθρακας Τ τα ml του διαλύματος FeSO4 που καταναλώθηκαν για την τιτλοδότηση του δείγματος εδάφους Τ τα ml του διαλύματος FeSO4 που καταναλώθηκαν για την τιτλοδότηση του «τυφλού» δείγματος Β το βάρος του δείγματος σε g Ν η κανονικότητα του διαλύματος FeSO4 Με την παραπάνω μέθοδο οξειδώνεται μόνο το 77% του άνθρακα του εδάφους. Για τη μετατροπή του άνθρακα που οξειδώθηκε σε ολικό πολλαπλασιάζεται η τιμή του οργανικού άνθρακα με το συντελεστή 1/0,77 = 1,3 σύμφωνα με την εξίσωση 5.7: ΟλΑν % =𝛰𝜌𝛢𝜈 1,3 = (𝛵 𝛵 ) 𝛮 0,39 (5.7) 𝛣 όπου: ΟλΑν ο ολικός οργανικός άνθρακας Η περιεκτικότητα της οργανικής ουσίας σε άνθρακα είναι 58%, οπότε για να εκφραστεί το αποτέλεσμα σε οργανική ουσία πολλαπλασιάζεται η τιμή του ολικού άνθρακα με το συντελεστή 1/0,58 = 1,72 σύμφωνα με την εξίσωση 5.8: Ολική οργανική ουσία %= 𝛰𝜆𝛢𝜈 1,72 = (𝛵 𝛵 ) 𝛮 0,67 𝛣 (5.8) Προσδιορισμός του εδαφικού ph και της ηλεκτρικής αγωγιμότητας Η μέτρηση του ph πραγματοποιήθηκε με πεχάμετρο σε αιώρημα εδάφους:νερού 1:2,5 και της ηλεκτρικής αγωγιμότητας (EC) με αγωγιμόμετρο σε εκχύλισμα εδάφους:νερού 1:2,5 Πίνακας 5.1 Τα κύρια φυσικοχημικά χαρακτηριστικά του εδάφους και του ιζήματος. Βάθος (cm) 0-10 EC (ms/cm) 0,4 ph 7,9 Άργιλος (%) 46,1 Ιλύς (%) 39,0 Άμμος (%) 14,9 OC (%) 2,8 CaCO3 (%) 11, ,4 7,9 45,2 44,0 10,9 2,4 11,8 Ίζημα 0,5 7,7 50,0 42,5 7,4 4,1 10,7 125

140 5.2.2 Μέθοδοι ανάλυσης υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων από το νερό, το έδαφος, το ίζημα και τους φυτικούς ιστούς Επεξεργασία δειγμάτων Επεξεργασία δειγμάτων νερού/ιζήματος Τα δείγματα επιφανειακού απορρέοντος νερού που συλλέγονταν από τους συλλεκτήρες στον πειραματικό αγρό (10 L ανά συλλεκτήρα) μεταφέρονταν άμεσα στο εργαστήριο και παρέμεναν για 24 h σε ψυγεία (4 C) ώστε να κατακαθίσει το ίζημα. Στη συνέχεια 600 ml περίπου, από κάθε δείγμα διηθούνταν μέσω φίλτρων διαμέτρου πόρων 0,45 μm υπό κενό και τοποθετούνταν ξανά σε ψυγείο μέχρι την εκχύλιση (εντός 48 h). Το υπόλοιπο νερό αδειάζονταν προσεκτικά, για να μην αναταραχθεί το ίζημα, και το ίζημα συλλεγόνταν σε σωλήνες πολυπροπυλαινίου των 50 ml. Οι σωλήνες ζυγίζονταν και τοποθετούνταν σε φυγόκεντρο στις rpm για 2 min. Στη συνέχεια το υπερκείμενο απομακρύνονταν προσεκτικά και οι σωλήνες ζυγίζονταν ξανά για να υπολογιστεί η μάζα του ιζήματος. Το ίζημα ξηραίνονταν στον αέρα σε θερμοκρασία περιβάλλοντος ή σε θάλαμο ελεγχόμενων συνθηκών στους 25 C (ανάλογα με τις συνθήκες) και σε σκοτάδι για 24 h και ζυγίζονταν ξανά για να υπολογιστεί η περιεχόμενη υγρασία. Τέλος το ίζημα αποθηκεύονταν σε καταψύκτη ( 20 C) μέχρι την ανάλυση (Schulz, 2001). Τα φυσικοχημικά χαρακτηριστικά του ιζήματος παρουσιάζονται στον Πίνακα 5.1. Επεξεργασία δειγμάτων εδάφους Τα συλλεχθέντα δείγματα εδάφους μεταφέρονταν στο εργαστήριο όπου αναλόγως των συνθηκών ξηραίνονταν είτε σε συνθήκες περιβάλλοντος και σκοτάδι, είτε σε θάλαμο ελεγχόμενων συνθηκών στους 25 C και σκοτάδι για 24 h. Στη συνέχεια κάθε εδαφικό δείγμα περνούσε από κόσκινο με οπές διαμέτρου 2 mm ώστε να ομογενοποιηθεί και αποθηκεύονταν σε καταψύκτη ( 20 C) μέχρι την ανάλυση. Επεξεργασία δειγμάτων φυτών Τα φυτά (υπέργειο μέρος και ρίζες) που συλλέγονταν στον πειραματικό αγρό μεταφέρονταν στο εργαστήριο όπου διαχωρίζονταν σε δείγματα υπεργείου μέρους και ριζικού συστήματος, καθώς και σε δείγματα ταξιανθίας και φρουτοκαρπίας όταν τα φυτά είχαν αναπτυχθεί. Τα διαφορετικά μέρη των φυτών κόβονταν σε μικρά 126

141 κομμάτια με έναν στελεχοκόπτη και αποθηκεύονταν σε καταψύκτη ( 20 C) μέχρι την ανάλυση. Την ημέρα της ανάλυσης τα μέρη των φυτών, ενώ ήταν ακόμη παγωμένα, αλέθονταν με ένα moultimixer και ομογενοποιούνταν. Ακολούθως όλο το δείγμα ή ένα μέρος του (50 g περίπου), ανάλογα με τη μάζα του δείγματος ομογενοποιούνταν με τη χρήση μιας συσκευής Ultra-Turrax Μέθοδοι εκχύλισης υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων από το νερό, το έδαφος, το ίζημα και τους φυτικούς ιστούς Εκχύλιση δειγμάτων νερού Για την εκχύλιση των υπολειμμάτων των φυτοπροστατευτικών ουσιών από το νερό χρησιμοποιήθηκε η μέθοδος της υγρής-στερεής εκχύλισης (Solid Phase extraction). Πειραματική διαδικασία: Ογκομετρούνταν 500 ml διηθημένου νερού από το κάθε δείγμα. Για την εκχύλιση του quinmerac τα δείγματα νερού οξινίζονταν με H 3 PO 4 σε ph 3. Σε φιάλες κενού συνδεδεμένες με αντλία κενού προσαρμόζονταν μικροστήλες εκχύλισης στερεάς φάσης OASIS HLB των 6 ml. Οι μικροστήλες ενεργοποιούνταν με τη διαδοχική προσθήκη 5 ml EtOAc, 5 ml MeOH και 5 ml νερού HPLC. Οι διαλύτες εκλούονταν από τις μικροστήλες με εφαρμογή κενού με ρυθμό ροής 1 ml min 1. Ακολούθως, αμέσως μετά την ενεργοποίηση και πριν στεγνώσει το προσροφητικό υλικό, τα δείγματα του νερού διηθούνταν από τις μικροστήλες με εφαρμογή κενού και με ταχύτητα ροής 8 10 ml min 1. Στη συνέχεια οι μικροστήλες αφήνονταν υπό κενό για 30 περίπου λεπτά ώστε να στεγνώσει το προσροφητικό υλικό. Οι φυτοπροστατευτικές ενώσεις εκλούονταν με 3 x 4 ml EtOAc (2 x 5 ml οξινισμένης MeOH για το quinmerac) με εφαρμογή κενού και με ταχύτητα ροής 1 ml min 1. Το κάθε έκλουσμα ξηραίνονταν με μικρή ποσότητα άνυδρου Na 2 SO 4 δια μέσω ηθμού υαλοβάμβακα και συμπυκνώνονταν κάτω από ρεύμα αζώτου, στους 30 C, σε όγκο 0,1 έως 0,5 ml, ανάλογα με τις αναμενόμενες συγκεντρώσεις των φυτοπροστατευτικών ουσιών στα δείγματα. Τέλος, τα τελικά εκχυλίσματα μεταφέρονταν με πιπέτες pasteur σε υάλινα φιαλίδια των 2 ml με βιδωτά πώματα με septa τεφλόν-σιλικόνης, συμβατά με αυτόματους δειγματολήπτες για τη χρωματογραφική ανάλυση. 127

142 Εκχύλιση δειγμάτων εδάφους - ιζήματος Τα δείγματα εδάφους και ιζήματος εκχυλίστηκαν με τη μέθοδο QuEChERS, όπως αυτή τροποποιήθηκε στα πλαίσια της παρούσας εργασίας. Στην κλασική της μορφή η μέθοδος περιλαμβάνει την ανακίνηση του δείγματος με ακετονιτρίλιο, την προσθήκη ρυθμιστικών αλάτων και τη φυγοκέντριση του δείγματος, ενώ το στάδιο καθαρισμού του δείγματος (clean-up), πραγματοποιείται με την προσθήκη MgSO4 και PSA. Για την εκχύλιση δειγμάτων εδάφους, στο οποίο τα παρασιτοκτόνα μπορεί να προσροφηθούν ισχυρά, η χρήση της κλασικής μεθόδου μπορεί να έχει ως αποτέλεσμα μη ικανοποιητικές ανακτήσεις. Για το λόγο αυτό έχει προταθεί από διάφορους ερευνητές (Padilla-Sanchez et al., 2010, Pinto et al., 2011, Rouviere et al., 2012) η προσθήκη ενός επιπλέον σταδίου όπου το μίγμα δείγματος-διαλύτη εμβαπτίζεται σε λουτρό υπερήχων με σκοπό την υποβοήθηση της αποδέσμευσης των παρασιτοκτόνων από το υπόστρωμα. Το υλικό PSA, λόγω της παρουσίας των πρωτογενών και κυρίως των δευτερογενών αμινών χρησιμοποιείται για την κατακράτηση διάφορων συνεκχυλιζόμενων ουσιών όπως των σακχάρων, των λιπαρών οξέων, των πολικών χρωστικών και άλλων πολικών μορίων. Ταυτόχρονα όμως μπορεί να κατακρατήσει και αναλύτες με όξινη συμπεριφορά με συνέπεια η χρήση τους στον καθαρισμό δειγμάτων όπου οι προς εκχύλιση ενώσεις συμπεριλαμβάνουν οργανικά οξέα όπως φαινοξυ-οξέα (π.χ. quinmerac) να οδηγεί τελικά σε μικρές ανακτήσεις των συγκεκριμένων ενώσεων (Koesukwiwat et al., 2008). Στη μέθοδο που εφαρμόστηκε σε αυτή την εργασία, για την εκχύλιση των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων από δείγματα εδάφους, το προσροφητικό υλικό από PSA αντικαταστάθηκε από C18, ένα προσροφητικό αντίστροφης φάσης, που είναι ιδιαίτερα αποτελεσματικό στη δέσμευση και απομάκρυνση οργανικών μακρομορίων, λιπιδίων, στερολών και άλλων μη πολικών συνεκχυλιζόμενων ουσιών από εδαφικά δείγματα. Πειραματική διαδικασία: Ζυγίζονταν δείγματα εδάφους ή ιζήματος 10 g και τοποθετούνταν σε σωλήνες πολυπροπυλαινίου τύπου falcon των 50 ml. Σε κάθε δείγμα προστίθονταν 5 ml νερού HPLC και το μίγμα ανακινούνταν σε μηχανικό αναδευτήρα (vortex) για 1 min. Στη συνέχεια προστίθονταν 10 ml AcN, το οποίο για την εκχύλιση του quinmerac ήταν οξινισμένο με οξικό οξύ 1% v/v, και το μίγμα ανακινούνταν χειροκίνητα για 1 min και στο vortex για ακόμη 1 min. Ακολούθως προστίθονταν 4 g άνυδρο MgSO4, 1 g NaCl, 1 g sodium citrate tribasic dehydrate και 128

143 0,5 g sodium citrate dibasic sesquihydrate και το μίγμα άμεσα ανακινούνταν με το χέρι για 30 s. Το δείγμα τοποθετούνταν σε λουτρό υπερήχων για 5 min και ακολουθούσε φυγοκέντριση στις rpm για 5 min επίσης. Μετά την φυγοκέντριση ακολουθούσε η φάση του καθαρισμού (clean-up) του δείγματος με υγρή-στερεή εκχύλιση. Κατά τη φάση αυτή το υπερκείμενο (7,5 ml) τοποθετούνταν σε σωλήνα πολυπροπυλαινίου τύπου falcon των 15 ml, ο οποίος περιείχε 1,125 g MgSO 4 (150 mg MgSO 4 ανά ml εκχυλίσματος) και 0,225 g C 18 (30 mg C 18 ανά ml εκχυλίσματος) και το μίγμα ανακινούνταν με το χέρι για 30 s, τοποθετούνταν σε λουτρό υπερήχων για 1 min και φυγοκεντρούνταν για 5 min στις rpm. Τα τελικά εκχυλίσματα (5mL) συμπυκνώνονταν κάτω από ρεύμα αζώτου, στους 30 C, σε όγκο 0,1 έως 0,5 ml, ανάλογα με τις αναμενόμενες συγκεντρώσεις των φυτοπροστατευτικών ουσιών στα δείγματα. Τέλος, μεταφέρονταν με πιπέτες pasteur σε υάλινα φιαλίδια των 2 ml με βιδωτά πώματα με septa, συμβατά με αυτόματους δειγματολήπτες για τη χρωματογραφική ανάλυση. Εκχύλιση δειγμάτων φυτικών ιστών Η εκχύλιση των δειγμάτων φυτικών ιστών πραγματοποιήθηκε με τη μέθοδο QuEChERS. Πειραματική διαδικασία: Ζυγίζονταν δείγματα πολτοποιημένωνομογενοποιημένων φυτικών ιστών 10 g και τοποθετούνταν σε σωλήνες πολυπροπυλαινίου τύπου falcon των 50 ml. Σε κάθε δείγμα προστίθονταν 10 ml AcN, το οποίο για την εκχύλιση του quinmerac ήταν οξινισμένο με οξικό οξύ 1% v/v, και το μίγμα ανακινούνταν χειροκίνητα για 2 min. Ακολούθως προστίθονταν 4 g άνυδρο MgSO 4, 1 g NaCl, 1 g sodium citrate tribasic dehydrate και 0,5 g sodium citrate dibasic sesquihydrate. Άμεσα το μίγμα ανακινούνταν με το χέρι για 30 s και ακολουθούσε φυγοκέντριση στις rpm για 5 min. Μετά τη φυγοκέντριση ακολουθούσε η φάση του καθαρισμού (clean-up) του δείγματος με υγρή-στερεή εκχύλιση. Κατά τη φάση αυτή το υπερκείμενο (7,5 ml) τοποθετούνταν σε σωλήνα πολυπροπυλαινίου τύπου falcon των 15 ml, ο οποίος περιείχε 1,125 g MgSO 4 (150 mg MgSO 4 ανά ml εκχυλίσματος), 0,188 g PSA (25 mg PSA ανά ml εκχυλίσματος) και 0,128g GCB (17 mg GCB ανά ml εκχυλίσματος). Κατά την εκχύλιση φυτικών ιστών του ριζικού συστήματος δεν γίνονταν προσθήκη GCB λόγω της απουσίας χρωστικών (π.χ. χλωροφύλλη). Στη συνέχεια το μίγμα ανακινούνταν με το χέρι για 30 s και φυγοκεντρούνταν για 5 min στις rpm. Τα τελικά εκχυλίσματα (5mL) 129

144 συμπυκνώνονταν υπό από ρεύμα αζώτου, στους 30 C, σε όγκο 0,1 έως 0,5 ml, ανάλογα με τις αναμενόμενες συγκεντρώσεις των φυτοπροστατευτικών ουσιών στα δείγματα. Τέλος, μεταφέρονταν με πιπέτες pasteur σε υάλινα φιαλίδια των 2 ml με βιδωτά πώματα με septa, συμβατά με αυτόματους δειγματολήπτες για τη χρωματογραφική ανάλυση Χρωματογραφικές μέθοδοι ανάλυσης Αέρια χρωματογραφία Φασματομετρία μάζας (GC MS) Για τη χρωματογραφική ανάλυση (ταυτοποίηση και ποσοτικοποίηση) των oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και cypermethrin χρησιμοποιήθηκε αέριος χρωματογράφος με ανιχνευτή μάζας. Ο όγκος έγχυσης του δείγματος ήταν 1 μl και η εισαγωγή του γίνονταν σε λειτουργία splitless. Η θερμοκρασία του εισαγωγέα (injector) ήταν 220 C. Το θερμοκρασιακό πρόγραμμα της στήλης SLB TM -5ms που ακολουθούνταν ήταν: αρχική θερμοκρασία 50 C και παραμονή για 1 min, αύξηση της θερμοκρασίας με ρυθμό 20 C min 1 στους 190 C, νέα αύξηση της θερμοκρασίας με ρυθμό 3 C min 1 στους 220 C, νέα αύξηση της θερμοκρασίας με ρυθμό 25 C min 1 στους 300 C και παραμονή για 5 min. Η θερμοκρασία του διασυνδετή της στήλης-φασματογράφου μάζας ήταν στους 250 C. Για τον καθορισμό του χρόνου κατακράτησης των προς ανάλυση ουσιών και την επιλογή των ιόντων (m/z) που θα χρησιμοποιούνταν για την ποιοτική και ποσοτική ανάλυση, η ανάλυση πραγματοποιήθηκε αρχικά σε συνθήκες πλήρους σάρωσης (Full Scan Mode, (m/z) 50 έως 450). Εν συνεχεία ο προσδιορισμός των φυτοπροστατευτικών ουσιών στα δείγματα πραγματοποιούνταν με τη λειτουργία παρακολούθησης επιλεγμένων ιόντων (Selected Ion Monitoring) στα 70 ev, χρησιμοποιώντας το ιόν με τη μεγαλύτερη σχετική ένταση για τον ποσοτικό προσδιορισμό και τουλάχιστον δύο ακόμη ιόντα για τον ποιοτικό προσδιορισμό (ταυτοποίηση) της κάθε φυτοπροστατευτικής ουσίας (Πίνακας 5.2 ). Υγρή χρωματογραφία Φασματομετρία μάζας (LC MS) Το quinmerac είναι θερμοευαίσθητη ένωση και δεν μπορεί να προσδιοριστεί με αέρια χρωματογραφία. Για την χρωματογραφική ανάλυσή του χρησιμοποιήθηκαν δύο οργανολογίες υγρής χρωματογραφίας συνδεδεμένες με συστήματα διαδοχικής φασματομετρίας μαζών (MS-MS). 130

145 Τα φασματόμετρα μάζας χρησιμοποιήθηκαν σε λειτουργία παρακολούθησης επιλεγμένης αντίδρασης (Single Reaction Monitoring) ανιχνεύοντας δύο ζεύγη επιλεγμένων ιόντων από αντιδράσεις θραυσματοποίησης (μητρικό και δύο θυγατρικά ιόντα) τα οποία αναλύονταν σε χρόνο παραμονής 50 ms (Πίνακας 5.2). Πραγματοποιήθηκε βελτιστοποίηση των ενεργειών σύγκρουσης (ev) για τη μέγιστη παραγωγή των επιλεγμένων θυγατρικών ιόντων. Για την πλήρωση των κυψελίδων συγκρούσεων χρησιμοποιούνταν αέριο Αργό 99,995%. Η πίεση εντός της κυψελίδας συγκρούσεων ήταν 3,35 x 10 3 mbar. Η τάση του τριχοειδούς σωλήνα της πηγής ιονισμού με ηλεκτροψεκασμό (ESI) ήταν 3 KV σε διαμόρφωση θετικού ιοντισμού και η θερμοκρασία του 325 C. Η θερμοκρασία του νεφελοποιητή του ESI ήταν 45 C. Πίνακας 5.2 Οι χρόνοι κατακράτησης των φυτοπροστατευτικών ουσιών, οι επιλεγμένοι λόγοι μαζών (m/z) των ιόντων και της μετάπτωσης των ιόντων που χρησιμοποιήθηκαν για την ταυτοποίηση και την ποσοτικοποίηση σε GC/MS και LC/ESI-MS/MS. Δραστική ουσία Χρόνος κατακράτησης (min) Επιλεγμένα ιόντα (m/z) Ιόν ποσοτικοποίησης (m/z) Νερό Έδαφος Φυτά Metazachlor GC/MS 14, Oxyfluorfen GC/MS 16, GC/MS 22, cypermethrin GC/MS 22,14/22, Quinmerac 1 Quizalofop-pethyl LC- MS/MS Χρόνος κατακράτησης (min) Quinmerac 2 LC- MS/MS 1 LC-MS/MS Thermo Scientific 2 LC-MS/MS Shimadzu 3 Στην παρένθεση η ενέργεια σύγκρουσης (ev) Tube Lens (V) Ποσοτικοποίηση MS/MS μετάπτωση ιόντων (m/z) Ταυτοποίηση MS/MS μετάπτωση ιόντων (m/z) 3, ,2> 204,1 (15) 3 222,2>141,2 (34) 221,9>204,0 (15) 221,9>140,9 (32) 3 Στην πρώτη οργανολογία (Thermo Scientific) η χρωματογραφική ανάλυση γίνονταν με βαθμωτή έκλουση με διαλύτη Α AcN-μυρμηκικό οξύ (0,02%) και 131

146 διαλύτη Β ένα υδατικό διάλυμα μυρμηκικού αμμωνίου και μυρμηκικού οξέος (0,02%). Το πρόγραμμα έκλουσης άρχιζε με 10% του διαλύτη Α, το ποσοστό του οποίου αυξανόταν γραμμικά στο 90% σε 5 min. Η σύνθεση παρέμενε σταθερή για 3,5 min πριν επιστρέψει στην αρχική σύνθεση σε 0,5 min, όπου παρέμενε για άλλα 4 min. Η ταχύτητα ροής ήταν 0,45 ml min 1 και η θερμοκρασία της στήλης 40 C. Ο όγκος του δείγματος που εγχύονταν στον εισαγωγέα ήταν 10 μl. Στη δεύτερη οργανολογία (Shimadzu 8030) η χρωματογραφική ανάλυση γίνονταν επίσης με βαθμωτή έκλουση με διαλύτη Α AcN και διαλύτη Β νερό HPLC/MS-μυρμηκικό οξύ (0,1%). Το πρόγραμμα έκλουσης άρχιζε με 70% διαλύτη Α που αυξάνονταν γραμμικά στο 90% σε διάστημα 3 min και στη συνέχεια μειώνονταν στο αρχικό ποσοστό σε διάστημα 1 min. Η ταχύτητα ροής ήταν 0,45 ml min 1 και η θερμοκρασία της στήλης 40 C. Ο όγκος του δείγματος που εγχύονταν στον εισαγωγέα ήταν 10 μl Επικύρωση των μεθόδων ανάλυσης και στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων Πριν την εφαρμογή των αναλυτικών μεθόδων για την ανάλυση των δειγμάτων εργασίας κρίθηκε απαραίτητη η επικύρωσή τους στις εργαστηριακές συνθήκες. Η τελευταία πραγματοποιήθηκε με τη χρήση εμβολιασμένων δειγμάτων απορρέοντος νερού, εδάφους και φυτικών ιστών σύμφωνα με τις οδηγίες της Ευρωπαϊκής Υπηρεσίας SANCO (12495/2011) και περιλάμβανε τον έλεγχο της γραμμικότητας της καμπύλης αναφοράς (linearity), των ποσοστών ανάκτησης (recovery), της επαναληψιμότητας (repeatability), τον καθορισμό των ορίων ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) και τον καθορισμό της επίδρασης του υποστρώματος (matrix effect). Ο υπολογισμός των συγκεντρώσεων των αναλυτών στα δείγματα γίνονταν με τη χρήση εσωτερικού προτύπου (internal standard) για τα oxyfluorfen, quizalofop-pethyl, metazachlor και α-cypermethrin και με τη μέθοδο της πρότυπης καμπύλης για το quinmerac. Κατά τη μέθοδο του εσωτερικού προτύπου γνωστή ποσότητα πρότυπου διαλύματος μιας ένωσης αναφοράς προστίθεται στο προς ανάλυση δείγμα, καθώς και σε πρότυπα διαλύματα του αναλύτη πριν τη χρωματογραφική ανάλυση. Η 132

147 ένωση αναφοράς ονομάζεται εσωτερικό πρότυπο και επιλέγεται σύμφωνα με τα παρακάτω κριτήρια: να είναι σταθερή ουσία στις εφαρμοζόμενες χρωματογραφικές συνθήκες, να μην αντιδρά με συστατικά του δείγματος, να μην υπάρχει η πιθανότητα ανίχνευσής του στο δείγμα, ο χρωματογραφικός διαχωρισμός του από τις κορυφές των αναλυτών του δείγματος και των κορυφών του υποστρώματος να είναι εύκολος, ώστε να μην υπάρχουν συνεκλούσεις και ενίσχυση του σήματος της κορυφής του εσωτερικού προτύπου και να έχει ανάλογη απόκριση στον ανιχνευτή που χρησιμοποιείται στην χρωματογραφική ανάλυση. Συνήθως επιλέγεται μία ένωση με φυσικές και χημικές ιδιότητες παρόμοιες με αυτές των αναλυτών. Στην παρούσα εργασία ως εσωτερικό πρότυπο επιλέχθηκε το smetolachlor. Η διαδικασία που ακολουθούνταν για τον υπολογισμό των συγκεντρώσεων των αναλυτών ήταν η εξής (Δεληγιαννάκης κ.ά., 2010): πρότυπα διαλύματα που περιλάμβαναν το εσωτερικό πρότυπο και τον αναλύτη, σε διαφορετικές συγκεντρώσεις, αναλύονταν και κατασκευάζονταν η καμπύλη αναφοράς με γραφική παράσταση των λόγων των εμβαδών των χρωματογραφικών κορυφών συναρτήσει των λόγων των συγκεντρώσεων εσωτερικού προτύπου και αναλύτη. Από την κλίση της καμπύλης αναφοράς προσδιορίζονταν ο σχετικός συντελεστής απόκρισης (RRF) σύμφωνα με την εξίσωση: 𝑅𝑅𝐹 = 𝛦𝜇𝛽𝛼𝛿ό𝛢 𝛴𝜐𝛾𝜅έ𝜈𝜏𝜌𝜔𝜎𝜂𝛦𝛱 𝛦𝜇𝛽𝛼𝛿ό𝛦𝛱 𝛴𝜐𝛾𝜅έ𝜈𝜏𝜌𝜔𝜎𝜂𝛢 (5.9) όπου: ΕμβαδόΑ το εμβαδόν της κορυφής του αναλύτη ΕμβαδόΕΠ το εμβαδόν της κορυφής του εσωτερικού προτύπου ΣυγκέντρωσηΑ η συγκέντρωση του αναλύτη ΣυγκέντρωσηΕΠ η συγκέντρωση του εσωτερικού προτύπου Γραμμικότητα καμπύλης αναφοράς Η γραμμικότητα της καμπύλης αναφοράς είναι ουσιαστικά η γραμμικότητα της καμπύλης που παράγεται από την απόκριση του ανιχνευτή (εμβαδό κορυφής) σε συνάρτηση των συγκεντρώσεων του κάθε αναλύτη σε μια σειρά δειγμάτων και ελέγχεται με την παραγωγή πρότυπης καμπύλης και τον υπολογισμό του συντελεστή 133

148 συσχέτισης R2, ο οποίος θα πρέπει να έχει τιμή υψηλότερη του 0,99. Στην παρούσα εργασία η γραμμικότητα των καμπυλών αναφοράς επιβεβαιώθηκε επιπλέον μέσω της ανάλυσης της διακύμανσης (ANOVA) και μέσω της τυπικής απόκλισης των σχετικών υπολειμμάτων (𝑆𝛥𝑦/𝑦 ), όπως αυτή υπολογίζεται από την εξίσωση: 𝛴(𝑌𝑖 𝑌 )2 𝑆𝛥𝑦/𝑦 = (5.10) 𝑛 2 όπου: Yi οι τιμές της απόκρισης των συσκευών (εμβαδά κορυφών) στις αντίστοιχες συγκεντρώσεις των αναλυτών 𝑌 η μέση τιμή των Yi n ο συνολικός αριθμός των τιμών Για τον έλεγχο της γραμμικότητας της καμπύλης αναφοράς, τυφλά δείγματα των τριών υποστρωμάτων εμβολιάστηκαν με μίγματα προτύπων διαλυμάτων των μελετώμενων παρασιτοκτόνων σε ακετονιτρίλιο, σε πέντε διαφορετικές συγκεντρώσεις, με τρείς επαναλήψεις σε κάθε συγκέντρωση: 50, 100, 250, 500, 1000 ng L 1 στο νερό, 5, 10, 50, 100, 500 μg kg 1 στο έδαφος, και 2.5, 10, 50, 100, 500 μg kg 1 σε φυτικούς ιστούς ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Για τη δημιουργία της καμπύλης αναφοράς κάθε δείγμα αναλύονταν χρωματογραφικά τρεις φορές (9 τιμές ανά συγκέντρωση και υπόστρωμα) Ποσοστά ανάκτησης και επαναληψιμότητα Κατά την διαδικασία εκχύλισης για την ανάκτηση της δραστικής ουσίας από το υπόστρωμα είναι πολύ πιθανή η απώλεια της δραστικής ουσίας, με αποτέλεσμα να υπεισέρχεται σφάλμα μεταξύ της πραγματικής συγκέντρωσης στο υπόστρωμα (Cαρχ.) και της συγκέντρωσης που προσδιορίζεται στο δείγμα μετά την εκχύλιση (Cτελ.). Αυτή η διαφορά προσδιορίζεται με το ποσοστό ανάκτησης σύμφωνα με την εξίσωση: 𝛱𝜊𝜎𝜊𝜎𝜏ό 𝛼𝜈ά𝜅𝜏𝜂𝜎𝜂𝜍 % = 100 Cαρχ. Cτελ. (5.11) Ο υπολογισμός των ανακτήσεων των επιλεγμένων φυτοπροστατευτικών ουσιών από εμβολιασμένα υποστρώματα πραγματοποιήθηκε ως εξής: δείγματα 0,5 L απορρέοντος επιφανειακού νερού και 10 g επεξεργασμένου χώματος, που συλλέχθηκαν από του πειραματικό αγρό πριν την έναρξη των καλλιεργειών, καθώς και δείγματα 10 g φυτικών ιστών εμβολιάστηκαν με μίγματα προτύπων διαλυμάτων 134

149 ως εξής: στο νερό με μίγματα πρότυπων διαλυμάτων όλων των φυτοπροστατευτικών ουσιών σε συγκεντρώσεις 0,1, 0,5 και 1,0 μg L 1 στο έδαφος με μίγματα πρότυπων διαλυμάτων των oxyfluorfen, metazachlor, quizalofop-p-ethyl και α-cypermethrin σε συγκεντρώσεις 10, 50 και 100 μg kg 1 και σε συγκεντρώσεις 50, 100 και 500 μg kg 1 για το quinmerac στους φυτικούς ιστούς με μίγματα πρότυπων διαλυμάτων των oxyfluorfen, metazachlor, quizalofop-p-ethyl και α-cypermethrin σε συγκεντρώσεις 10, 25 και 50 μg kg 1 και σε συγκεντρώσεις 25, 50 και 100 μg kg 1 για το quinmerac. Για κάθε υπόστρωμα και κάθε συγκέντρωση έγιναν τρεις διαδοχικές επαναλήψεις εντός της ίδιας ημέρας και τρεις διαδοχικές σε τρεις διαφορετικές ημέρες. Μετά τον εμβολιασμό τα δείγματα νερού τοποθετούνταν σε μαγνητικό αναδευτήρα και αναδεύονταν ήπια για 0,5 h έτσι ώστε να επιτευχθεί η πλήρης ομογενοποίηση του διαλύματος. Τα δείγματα εδάφους και φυτικών ιστών διαβρέχονταν σε όλη τη μάζα τους, με το εμβολιασμένο πρότυπο διάλυμα με εναπόθεση μικροσταγόνων και εν συνεχεία δέχονταν ήπια αναμόχλευση για να επιτευχθεί ομοιόμορφη κατανομή των δραστικών ουσιών. Ακολούθως αφήνονταν σε ηρεμία για 3 h για την απομάκρυνση του οργανικού διαλύτη και την καλύτερη διείσδυση των δραστικών ουσιών στο υπόστρωμα. Η εκχύλιση και η ανάλυση των δειγμάτων πραγματοποιήθηκε με τον τρόπο που περιγράφεται στην Παράγραφο Σύμφωνα με τις κατευθυντήριες οδηγίες της SANCO οι ανακτήσεις των αναλυτών θα πρέπει να κυμαίνονται από 60 έως 120% για τα επίπεδα συγκεντρώσεων που έχει πραγματοποιηθεί ο εμβολιασμός. Η επαναληπτικότητα των μετρήσεων υπολογίστηκε ως ποσοστό της σχετικής τυπικής απόκλισης (Relative Standard Deviation, RSD), για κάθε συγκέντρωση, των ανακτήσεων των δειγμάτων εντός της ίδιας ημέρας (RSDr) και στη διάρκεια των τριών διαφορετικών ημερών (RSD R ). Οι τιμές της σχετικής τυπικής απόκλισης που θεωρούνται αποδεκτές, σύμφωνα με τη SANCO είναι ± 20% Όρια ανίχνευσης και ποσοτικού προσδιορισμού Ως όριο ανίχνευσης (LOD) ορίζεται η ελάχιστη συγκέντρωση του αναλύτη που παράγει ένα επαναλήψιμο σήμα πάνω από τον θόρυβο του υποβάθρου και συνεπώς μπορεί να προσδιοριστεί αξιόπιστα, ενώ ως όριο ποσοτικοποίησης (LOQ) ορίζεται η συγκέντρωση για την οποία ο αναλύτης μπορεί να προσδιοριστεί ποσοτικά με αποδεκτή ακρίβεια και επαναληψιμότητα. Η τιμή των δύο ορίων εξαρτάται από τον 135

150 αναλύτη, τον ανιχνευτή, το υπόστρωμα και τη μέθοδο ανάλυσης. Το LOD προσδιορίστηκε ως η συγκέντρωση η οποία παράγει σήμα (Signal, S) που είναι τρεις φορές μεγαλύτερο από το θόρυβο (Noise, N), δηλαδή S/N = 3, ενώ το LOQ προσδιορίστηκε ως η συγκέντρωση η οποία παράγει σήμα που είναι 10 φορές μεγαλύτερο από το θόρυβο, δηλαδή S/N = 10. Μεταξύ του ορίου ανίχνευσης και του ορίου ποσοτικοποίησης ισχύει συνήθως η σχέση: LOQ = 3,3 LOD (5.12) Έλεγχος της επίδρασης του υποστρώματος Η επίδραση του υποστρώματος (Μatrix Εffect, ΜΕ) αναφέρεται στην επίδραση των συστατικών του υποστρώματος στο χρωματογραφικό σήμα και συνεπώς στον ποσοτικό προσδιορισμό του αναλύτη. Τέτοιου είδους επιδράσεις είναι πολύ πιθανό να συμβαίνουν σε περιπτώσεις πολύπλοκων υποστρωμάτων, όπως είναι το έδαφος και οι φυτικοί ιστοί (Asensio-Ramos et al., 2010). Ο έλεγχος της επίδρασης του υποστρώματος πραγματοποιείται συγκρίνοντας τις κλίσεις των καμπυλών αναφοράς προτύπων διαλυμάτων σε καθαρό διαλύτη με τις καμπύλες αναφοράς προτύπων διαλυμάτων σε δείγματα υποστρώματος σύμφωνα με την εξίσωση: 𝑆𝑚 𝛭𝛦 (%) = ( 𝑆𝑠 100) 100 (5.13) όπου: Sm η κλίση της καμπύλης στο υπόστρωμα και Ss η κλίση της καμπύλης σε καθαρό διαλύτη Όταν η ΜΕ είναι 0% δεν υφίσταται καμία επίδραση μεταξύ υποστρώματος και αναλύτη. Όταν οι τιμές της ΜΕ είναι μικρότερες του 0% η επίδραση του υποστρώματος μειώνει το χρωματογραφικό σήμα, ενώ όταν είναι μεγαλύτερες το ενισχύει. Για τιμές ΜΕ μεταξύ 20% και 20% θεωρείται ότι το υπόστρωμα προκαλεί ελαφριά μείωση ή ενίσχυση του σήματος. Για τιμές μεταξύ 50% και 20% ή 20% έως 50% η επίδραση θεωρείται μέτρια, ενώ για τιμές μικρότερες του 50% ή μεγαλύτερες του 50% η επίδραση θεωρείται ισχυρή (Kmellar et al., 2008, Caldas et al., 2011). 136

151 5.3.5 Στατιστική ανάλυση και επιλογή του κατάλληλου μοντέλου της κινητικής απομείωσης των παρασιτοκτόνων Ο έλεγχος της αξιοπιστίας των μεθόδων ανάλυσης, ο υπολογισμός των συγκεντρώσεων των δειγμάτων και η κατασκευή των διαγραμμάτων με τις υπολειμματικές συγκεντρώσεις των παρασιτοκτόνων στο νερό, το ίζημα και τους φυτικούς ιστούς πραγματοποιήθηκε με τα υπολογιστικά φύλλα (Excel) του Microsoft Office. Για τη σύγκριση μεταξύ των τιμών των συγκεντρώσεων των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων στις διάφορες μεταχειρίσεις χρησιμοποιήθηκε η ανάλυση της Διακύμανσης (one-way ANOVA), ενώ για τον έλεγχο της σημαντικότητας των διαφορών χρησιμοποιήθηκε η δοκιμή Tuckey (Tuckey s test, p < 0,05), που υπολογίστηκαν με το πρόγραμμα OriginPro 8. Το ίδιο λογισμικό χρησιμοποιήθηκε για την κατασκευή των μαθηματικών μοντέλων που περιγράφουν τις κινητικές απομείωσης των δραστικών ουσιών στο έδαφος, καθώς και για την εκτίμηση της ικανότητας προσαρμογής των κινητικών μοντέλων στα πειραματικά δεδομένα (goodness of fit). Η ικανότητα προσαρμογής εκτιμήθηκε μέσω της δοκιμής χ2 και των κριτηρίων F (F-test) και AIC (Akaike s Information Criterion). Δοκιμή χ2 Η δοκιμή χ2 εξετάζει τις αποκλίσεις μεταξύ των παρατηρούμενων και των εκτιμώμενων τιμών λαμβάνοντας υπόψιν την αβεβαιότητα των μετρήσεων, μέσω της εξίσωσης: 𝜒2 = (𝐶 𝑂)2 (𝑒𝑟𝑟/100 𝑂 )2 (5.14) όπου: C η εκτιμώμενη τιμή Ο η παρατηρούμενη τιμή 𝑂 η μέση τιμή όλων των μετρήσεων και err το ποσοστιαίο σφάλμα των μετρήσεων Οι υπολογιζόμενες τιμές χ2 που προκύπτουν συγκρίνονται με αντίστοιχες τιμές χ2m,α που δίνονται σε πίνακες ή υπολογίζονται (όπου: m = οι βαθμοί ελευθερίας και α = το επίπεδο σημαντικότητας). Αν χ2 > χ2m,α τότε το μοντέλο μπορεί να γίνει αποδεκτό για το συγκεκριμένο επίπεδο σημαντικότητας (συνήθως α = 0,05). 137

152 Η σύγκριση μεταξύ δύο ή περισσότερων μοντέλων για την επιλογή του καταλληλότερου γίνεται μέσω της σύγκρισης των ποσοστιαίων σφαλμάτων του κάθε μοντέλου, που υπολογίζονται από την εξίσωση: err = χ2 (C O)2 (5.15) m,α O 2 Το μοντέλο με το μικρότερο ποσοστιαίο σφάλμα θεωρείται το πιο κατάλληλο για την περιγραφή των παρατηρούμενων δεδομένων (FOCUS, 2011). Το κριτήριο F (F-test) Το κριτήριο F αποτελεί μία κλασσική μέθοδο σύγκρισης της ικανότητας προσαρμογής δύο κινητικών μοντέλων στα πειραματικά δεδομένα, όταν το ένα μοντέλο θεωρείται πιο πολύπλοκο από το άλλο. Η τιμή του F υπολογίζεται μέσω της εξίσωσης: F = (n m c 1) (RSS(f b ) RSS(f c)) (m c m b ) RSS(f c) (5.16) όπου: RSS(f b ) το άθροισμα των ελάχιστων τετραγώνων του απλούστερου μοντέλου RSS(f c ) το άθροισμα των ελάχιστων τετραγώνων του πολύπλοκου μοντέλου n ο αριθμός των παρατηρήσεων m b ο αριθμός των παραμέτρων του απλούστερου μοντέλου m c ο αριθμός των παραμέτρων του πολύπλοκου μοντέλου Η δοκιμή πραγματοποιείται βάσει της αρχικής υπόθεσης ότι το απλούστερο μοντέλο είναι πιο κατάλληλο για την περιγραφή των πειραματικών παρατηρήσεων από το πολύπλοκο μοντέλο. Η πιθανότητα (p-value) που αντιστοιχεί στην υπολογιζόμενη τιμή F και δίνεται σε πίνακες ή υπολογίζεται, για βαθμούς ελευθερίας df 1 = m c m b και df 2 = n m c 1 συγκρίνεται με ένα επιλεγμένο επίπεδο σημαντικότητας (συνήθως 0,05). Αν η πιθανότητα είναι μικρότερη του επιλεγμένου επιπέδου σημαντικότητας, τότε το πολύπλοκο μοντέλο είναι στατιστικά καταλληλότερο από το απλούστερο μοντέλο (FOCUS, 2011). Akaike s Information Criterion (AIC) Το κριτήριο AIC έχει εισαχθεί από τον Akaike το 1970 για τον προσδιορισμό του μοντέλου με την καλύτερη ικανότητα προσαρμογής στα πειραματικά δεδομένα ανάμεσα σε μια ομάδα εξεταζόμενων μοντέλων και ορίζεται ως: AIC = 2L m + 2K (5.17) 138

153 όπου: L m o λογάριθμος της μέγιστης πιθανότητας του μοντέλου να περιγράφει ικανοποιητικά τα πειραματικά δεδομένα, που αποτελεί και μέτρο της ικανότητας προσαρμογής (lack-of-fit) του επιλεγμένου μοντέλου Κ ο αριθμός των παραμέτρων του μοντέλου που αποτελεί μέτρο της αυξανόμενης αβεβαιότητας του επιλεγμένου μοντέλου εξαιτίας της αύξησης των παραμέτρων. Το καταλληλότερο μοντέλο είναι αυτό με τη μικρότερη τιμή AIC ανάμεσα στα εξεταζόμενα μοντέλα (Mutua, 1994). 139

154 Σκοπός, αντικείμενο και πρωτοτυπία της έρευνας Όπως έχει αναφερθεί οι ενεργειακές καλλιέργειες αναπτύσσονται ιδιαίτερα τα τελευταία χρόνια διεθνώς και στη χώρα μας καθώς οι ανάγκες για την παραγωγή βιοκαυσίμων αυξάνονται. Ειδικά για την Ελλάδα οι ενεργειακές καλλιέργειες θεωρούνται μια αξιόπιστη εναλλακτική λύση για την αντικατάσταση παραδοσιακών καλλιεργειών. Αν και έχουν προταθεί διάφορες καλλιέργειες ως ενεργειακές, στη χώρα μας τα φυτά που κυρίως καλλιεργούνται γι αυτό το σκοπό, και των οποίων η καλλιέργεια αυξάνεται την τελευταία δεκαετία, είναι ο ηλίανθος και η ελαιοκράμβη. Παρά την αύξηση της καλλιέργειας των παραπάνω φυτών οι περιβαλλοντικές επιπτώσεις της χρήσης παρασιτοκτόνων στις καλλιέργειες αυτές δεν έχει μελετηθεί επαρκώς. Κύριος σκοπός της εργασίας αυτής είναι η μελέτη της συμπεριφοράς στο περιβάλλον παρασιτοκτόνων που έχουν λάβει έγκριση από το ΥΠΑΑΤ για χρήση στις καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Για το σκοπό αυτό επιλέγησαν τα ζιζανιοκτόνα oxyfluorfen και quizalofop-p-ethyl για την καλλιέργεια ηλίανθου, metazachlor και quinmerac για την καλλιέργεια ελαιοκράμβης, καθώς και το εντομοκτόνο cypermethrin. Τα αποτελέσματα της μελέτης θα καταδείξουν την περιβαλλοντική συμπεριφορά των επιλεγμένων γεωργικών φαρμάκων σε πραγματικές καλλιεργητικές συνθήκες και των επιδράσεων της καλλιέργειας ενεργειακών φυτών σε περιβαλλοντικά συστήματα με σκοπό την προστασία του περιβάλλοντος. Πιο αναλυτικά οι στόχοι της εργασίας είναι: 1. Η μελέτη της παραμονής στο έδαφος των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων, της κινητικής απομείωσης των υπολειμμάτων τους στο πεδίο υπό την επίδραση αβιοτικών παραγόντων (κλίση εδάφους και εδαφο-κλιματικά χαρακτηριστικά) και της παρουσίας ή μη της καλλιέργειας και ο προσδιορισμός των αντίστοιχων χρόνων ημιπεριόδου ζωής. 2. Η μελέτη της επιφανειακής μεταφοράς των παρασιτοκτόνων μέσω του νερού απορροής και του μεταφερόμενου ιζήματος και η εκτίμηση της πιθανότητας ρύπανσης παρακείμενων επιφανειακών υδατικών συστημάτων. 140

155 3. Η μελέτη της κατακόρυφης μεταφοράς των παρασιτοκτόνων σε πραγματικές συνθήκες στο πεδίο μέχρι βάθους 20 cm και η εκτίμηση της πιθανότητας ρύπανσης υπογείων υδάτων. 4. Η μελέτη της παραμονής υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων στα φυτά, υπέργειο τμήμα και ριζικό σύστημα, της κινητικής απομείωσης των υπολειμμάτων τους και ο προσδιορισμός του χρόνου ημιπεριόδου ζωής. Για τον προσδιορισμό παρασιτοκτόνων σε περιβαλλοντικά δείγματα έχουν αναπτυχθεί και χρησιμοποιούνται διάφορες μέθοδοι εκχύλισης και ανάλυσης. Τα επιλεγμένα παρασιτοκτόνα ανήκουν σε διαφορετικές χημικές ομάδες και έχουν φυσικοχημικά χαρακτηριστικά που διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (π.χ. υδατοδιαλυτότητα, Koc, Kow). Το γεγονός αυτό δημιουργεί δυσκολίες στην ταυτόχρονη εκχύλισή των παρασιτοκτόνων αυτών από περιβαλλοντικά δείγματα, αλλά και στην ανάλυσή τους. Επιπλέον, λόγω των πολλών δειγμάτων που θα αναλύονταν στα πλαίσια της μελέτης αυτής (ενδεικτικά αναφέρεται ότι τα δείγματα εδάφους αναμένεται να ξεπεράσουν τα 2.000) οι μέθοδοι που θα χρησιμοποιηθούν πρέπει να είναι όσο το δυνατόν λιγότερο χρονοβόρες. Έτσι ως ένας επιπλέον στόχος της παρούσας διατριβής τέθηκε η ανάπτυξη μιας αξιόπιστης και ορθής μεθοδολογίας εκχύλισης και ανάλυσης των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων από δείγματα εδάφους, απορρέοντος νερού και φυτικών ιστών ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Ειδικά για την εκχύλιση δειγμάτων εδάφους στόχος είναι η ανάπτυξη μιας μεθόδου εκχύλισης η οποία θα βασίζεται στη μέθοδο QuEChERS, μέθοδος η οποία αναπτύχθηκε για την εκχύλιση οργανικών ενώσεων από φυτικούς ιστούς. Η μέθοδος αυτή αν και έχει τροποποιηθεί από διάφορους ερευνητές για την εκχύλιση παρασιτοκτόνων και από εδαφικά δείγματα δεν έχει μέχρι τώρα χρησιμοποιηθεί για την εκχύλιση των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων. Επιπλέον τα quizalofop-p-ethyl και cypermethrin δεν έχουν μέχρι τώρα εκχυλιστεί με τη μέθοδο αυτή και από φυτικούς ιστούς. Στη διεθνή βιβλιογραφία αρκετές εργασίες αναφέρονται στην απομείωση παρασιτοκτόνων στο έδαφος, στην υπολειμματικότητά τους στα φυτά και στη μεταφορά τους μέσω του νερού απορροής κυρίως σε εργαστηριακές μελέτες και λιγότερο σε πειράματα πεδίου. Σπανίζουν όμως οι εργασίες που αναφέρονται στη μεταφορά παρασιτοκτόνων μέσω του ιζήματος, ενώ, από όσο είναι γνωστό, δεν υπάρχουν εργασίες που να περιλαμβάνουν την ολοκληρωμένη μελέτη της τύχης 141

156 παρασιτοκτόνων σε όλα τα υποστρώματα μιας καλλιέργειας (έδαφος, φυτά, νερό απορροής και ίζημα). Όσον αφορά στα επιλεγμένα παρασιτοκτόνα υπάρχουν λίγες εργασίες και δεδομένα για την περιβαλλοντική τους συμπεριφορά όταν αυτά εφαρμόζονται στο πεδίο, ενώ δεν υπάρχουν μελέτες όταν αυτά εφαρμόζονται σε ενεργειακές καλλιέργειες ή σε οποιεσδήποτε καλλιέργειες υπό μεσογειακές κλιματικές συνθήκες. Ειδικότερα: η συμπεριφορά και η τύχη του oxyfluorfen δεν έχει μελετηθεί σε ενεργειακές καλλιέργειες ή σε οποιεσδήποτε καλλιέργειες κάτω από τις μεσογειακές περιβαλλοντικές συνθήκες, ενώ δεν υπάρχουν δεδομένα για την υπολειμματικότητά του σε φυτά όταν εφαρμόζεται προφυτρωτικά. για το quizalofop-p-ethyl υπάρχουν γενικά ελάχιστες εργασίες που αφορούν στην τύχη του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος και τα φυτά σε εκτατικές καλλιέργειες στην Ευρώπη και στην Κίνα. Δεν υπάρχουν όμως καθόλου δεδομένα για τη μεταφορά του μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος. για το metazachlor υπάρχει μικρός σχετικά αριθμός εργασιών για τη συμπεριφορά του στο έδαφος εκτατικών καλλιεργειών, ενώ για τη μεταφορά του μέσω του νερού απορροής δεδομένα υπάρχουν μόνο από μελέτες που πραγματοποιήθηκαν σε εργαστηριακές συνθήκες. Δεν υπάρχουν δεδομένα για τη μεταφορά του μέσω του ιζήματος. για το quinmerac υπάρχουν πολύ λίγες εργασίες για την περιβαλλοντική του συμπεριφορά τόσο σε πειράματα πεδίου όσο και στο εργαστήριο, οι οποίες αφορούν στη φωτοδιάσπαση και την προσρόφησή του στο έδαφος. Δεν υπάρχουν μελέτες γενικά για την απομείωσή του στο έδαφος, για τη μεταφορά του μέσω νερού απορροής και ιζήματος και για την υπολειμματικότητά του στα φυτά. για την cypermethrin αν και υπάρχουν αρκετές εργασίες που αναφέρονται στην υπολειμματικότητά της σε φυτά, ελάχιστα είναι τα δεδομένα που υπάρχουν για τη συμπεριφορά της στο έδαφος τόσο σε πειράματα εργαστηρίου, όσο και (ακόμη λιγότερες) σε πειράματα πεδίου. Τα βιβλιογραφικά δεδομένα για τη μεταφορά της μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος είναι επίσης πολύ λίγα. Επιπλέον δεν υπάρχουν καθόλου στοιχεία για την συμπεριφορά της στο περιβάλλον όταν εφαρμόζεται σε κοκκώδη μορφή, ενώ μικρός είναι και ο αριθμός εργασιών που αναφέρονται 142

157 γενικά στην περιβαλλοντική συμπεριφορά παρασιτοκτόνων τα οποία εφαρμόζονται με κοκκώδη μορφή. 143

158 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 6 Ανάπτυξη και επικύρωση της μεθοδολογίας ανάλυσης των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων σε υποστρώματα νερού απορροής, εδάφους και φυτικών ιστών Από τα μελετούμενα παρασιτοκτόνα τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και α-cypermethrin αναλύθηκαν με αέριο χρωματογράφο με ανιχνευτή μάζας (GC-MS), ενώ το quinmerac, το οποίο είναι θερμοευαίσθητη ένωση, με οργανολογίες υγρής χρωματογραφίας συνδεδεμένης με σύστημα διαδοχικής φασματοφωτομετρίας μαζών (HPLC-MS/MS) (Σχήμα 6.1) (Παράγραφος ). Η αξιολόγηση και επικύρωση των αναλυτικών μεθοδολογιών πραγματοποιήθηκε σύμφωνα με την 2002/657/ΕΚ απόφαση της Ευρωπαικής Επιτοπής για εφαρμογή της οδηγίας 96/23/ΕΚ και τις κατευθυντήριες οδηγίες της SANCO (Document N o SANCO /12495/2011) σχετικά με την επίδραση των αναλυτικών μεθόδων και την ερμηνεία των αποτελεσμάτων. Πραγματοποιήθηκε έλεγχος της γραμμικότητας (linearity), των ορίων ανίχνευσης (limits of detection, LODs) και ποσοτικοποίησης (limits of quantification, LOQs), της ορθότητας ή συστηματικού σφάλματος μέσω του υπολογισμού των ποσοστιαίων ανακτήσεων (% Recoveries) και της πιστότητας ή αξιοπιστίας της μεθόδου μέσω του υπολογισμού της επαναληψιμότητας (%RSD r ) και της αναπαραγωγιμότητας (Reproducibility, RSD R ), ενώ τέλος προσδιορίσθηκε η επίδραση του υποστρώματος (% matrix effect) στην απόκριση του χρωματογραφικού συστήματος. 144

159 6.1 Μεθοδολογία προσδιορισμού των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε δείγματα νερού απορροής με υγρή-στερεή εκχύλιση και χρήση χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας Ο έλεγχος της γραμμικότητας, δηλαδή της συσχέτισης του χρωματογραφικού σήματος και των αντίστοιχων συγκεντρώσεων προτύπων διαλυμάτων των παρασιτοκτόνων, που εμβολιάσθηκαν σε τυφλά εκχυλίσματα νερού απορροής, πραγματοποιήθηκε με στατιστικές μεθόδους (ανάλυση παλινδρόμησης ελαχίστων τετραγώνων, least squares regression analysis) και υπολογίσθηκε η εξίσωση (η τομή στον άξονα των y, και η κλίση (slope)) της ευθείας παλινδρόμησης (Πίνακας 6.1), ο συντελεστής συσχέτισης (correlation coefficient, R 2 ) και επιβεβαιώθηκε μέσω της ανάλυσης διακύμανσης (ANOVA) και μέσω του υπολογισμού της τυπικής απόκλισης των σχετικών υπολειμμάτων ( ) (ή τυπικό σφάλμα) (Εξίσωση 5.10). Η γραμμικότητα της μεθόδου μελετήθηκε σε εύρος συγκεντρώσεων από 50 έως 1000 ng L 1. Στον Πίνακα 6.1 παρουσιάζονται οι γραμμικές εξισώσεις με τα διαστήματα εμπιστοσύνης για τις κλίσεις και την τεταγμένη, ο συντελεστής R 2, η τιμή p (p-value) όπως υπολογίστηκε μέσω της ANOVA και η. Στο Σχήμα 6.1 παρουσιάζονται τα χρωματογραφήματα GC-MS TIC και LC-MS/MS των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα νερού απορροής. Για όλα τα παρασιτοκτόνα ο συντελεστής R 2 ήταν μεγαλύτερος από 0,99, με τιμές που κυμάνθηκαν από 0,9922 για την α-cypermethrin έως 0,9994 για το quinmerac και η τιμή-p ήταν μικρότερη από 3, Η τυπική απόκλιση ήταν επίσης σε όλες τις περιπτώσεις μικρότερη του 0,1 και κυμάνθηκε από 0,0087 για το quizalofop-p-ethyl έως 0,0490 για την α-cypermethrin. Η επί τοις εκατό επίδραση του υποστρώματος (ΜΕ) στο χρωματογραφικό σήμα των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων, όπως υπολογίστηκε από την Εξίσωση 5.13, παρουσιάζεται στο Σχήμα 6.2. Από τα αποτελέσματα φαίνεται ότι η επίδραση του υποστρώματος προκάλεσε μικρή θετική ενίσχυση του σήματος κατά 6,3% για το quinmerac και 17,3% για το metazachlor, μέση θετική ενίσχυση κατά 22% για το oxyfluorfen και 22,1% για την α-cypermethrin και ισχυρά αρνητική επίδραση (μείωση του σήματος) κατά 42,9% για το quizalofop-p-ethyl. Βάσει των παραπάνω ο 145

160 υπολογισμός των συγκεντρώσεων των δειγμάτων εργασίας πραγματοποιούνταν με τη χρήση προτύπων διαλυμάτων σε υπόστρωμα (matrix-matched) για τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και α-cypermethrin και με την καμπύλη αναφοράς που δημιουργήθηκε από πρότυπα διαλύματα σε υπόστρωμα νερού απορροής (matrixmatched calibration curve) για το quinmerac. Τα αποτελέσματα των δοκιμών ανάκτησης των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων από εμβολιασμένα δείγματα νερού απορροής σε συγκεντρώσεις 100, 500 και 1000 ng L 1 (Πίνακας 6.2), έδειξαν ικανοποιητικές ανακτήσεις που κυμάνθηκαν εντός των επιτρεπόμενων ορίων (60-120%) για τα επίπεδα συγκέντρωσης που μελετήθηκαν, σε όλες τις περιπτώσεις. Η μέση επί τοις εκατό ανάκτηση (n = 3) κυμάνθηκε μεταξύ 68,9% και 104,3% για το oxyfluorfen, μεταξύ 94,3% και 108,8% για το quizalofop-pethyl, μεταξύ 89,6% και 97,7% για το metazachlor, μεταξύ 68,9% και 70,6% για την α-cypermethrin και μεταξύ 65,4% και 73,3% για το quinmerac. Σε κάθε περίπτωση η επαναληψιμότητα των δοκιμών ανακτήσεων εκφρασμένη ως σχετική τυπική απόκλιση (RSD r %) ήταν μικρότερη από 13% (κυμαινόμενη από 3,4% για το quizalofop-p-ethyl σε επίπεδο εμβολιασμού 100 ng L 1 έως 12,7% για το ίδιο παρασιτοκτόνο σε επίπεδο εμβολιασμού 500 ng L 1 ), ενώ η αναπαραγωγιμότητα (RSD R %) ήταν μικρότερη του 20% (κυμαινόμενη από 7,2% για το metazachlor σε επίπεδο εμβολιασμού 1000 ng L 1 έως 20% για το quizalofop-p-ethyl σε επίπεδο εμβολιασμού 500 ng L 1 ). Τα όρια ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) (Πίνακας 6.2) (όταν το τελικό έκλουσμα συμπυκνώνονταν στο 0,5 ml) κυμάνθηκαν σε χαμηλά επίπεδα: 6,1 και 20,5 (ng L 1 ) για το oxyfluorfen, 26,6 και 88,7 (ng L 1 ) για το quizalofop-p-ethyl, 8,2 και 27,5 (ng L 1 ) για το metazachlor, 18,1 και 60,2 (ng L 1 ) για την α-cypermethrin και 0,25 και 0,85 (ng L 1 ) για το quinmerac. Τα παραπάνω αποτελέσματα είναι συγκρίσιμα με αποτελέσματα που έχουν δημοσιευτεί από άλλους ερευνητές και αναφέρονται στην εκχύλιση των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων με μικροστήλες OASIS HLΒ από διαφόρων τύπων ύδατα. Έτσι η επί τοις εκατό ανάκτηση του oxyfluorfen από νερό milli-q που εμβολιάσθηκε με 500 ng L 1 ήταν 91,0% με RSD r 21,0% (Peruzzi et al., 2000), και οι % ανακτήσεις του quizalofop-p-ethyl, από επιφανειακά ύδατα που εμβολιάσθηκαν σε επίπεδα 60 και 100 ng L 1, ήταν 102,6% (RSD 7,2%) και 78,4% (RSD 10,0%) αντίστοιχα, με LOD 4,5 ng L 1 και LOQ 10,2 ng L 1 (Pastor Montoro et al., 2007). 146

161 Σχήμα 6.1 Χρωματογραφήματα GC-MS TIC (α,β) και LC-MS/MS (γ) των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχύλισμα εδάφους. (α) 1: s-metolachlor (εσωτερικό πρότυπο), 2: metazachlor, 3: oxyfluorfen (β) 4,5: α-cypermethrin, 6: quizalofop-p-ethyl και (γ): 7 quinmerac, 8 metazachlor Οι συγκεντρώσεις όλων των παρασιτοκτόνων σε επίπεδα 0,5 mg L

162 Πίνακας 6.1 Το εύρος γραμμικότητας, οι εξισώσεις με τα διαστήματα εμπιστοσύνης για τις κλίσεις και την τεταγμένη, ο συντελεστής συσχέτισης R 2, η τιμή p (p-value) όπως υπολογίστηκε μέσω της ανάλυσης ANOVA και η τυπική απόκλιση των σχετικών υπολειμμάτων (Σ Δy/^y ) των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα νερού απορροής. Παρασιτοκτόνο Εύρος γραμμικότητας Εξίσωση R 2 Τιμή P Oxyfluorfen y = 0,1008 ± 0,0073x 0,0070 ± 0,0075 0,9945 5,15E-22 0,0130 Quizalofop-p-ethyl y = 0,0331 ± 0,0018x 0,0111 ± 0,0073 0,9985 4,86E-15 0,0087 Metazachlor (ng L 1 ) y = 0,2442 ± 0,0051x 0,0022 ± 0,0053 0,9996 4,68E-37 0,0090 α-cypermethrin y = 0,1480 ± 0,0118x 0,0810 ± 0,0544 0,9922 8,03E-11 0,0490 Quinmerac y = (1,453 ± 0,107) 10 6 x + (1,08 ± 0,614) ,9994 3,57E-11 0,0417 Πίνακας 6.2 Οι ανακτήσεις (R%), η επαναληψιμότητα (RSDr%) και αναπαραγωγιμότητα (RSD R %), καθώς και τα όρια ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα νερού απορροής. Επίπεδο εμβολιασμού 100 (ng L 1 ) 500 ng L 1 ) 1000 ng L 1 ) LOD R % RSD (ng L 1 r RSD R R % RSD r RSD R R % RSD r RSD R ) Oxyfluorfen 68,9 6,9 19,8 100,1 7,6 14,0 104,3 5,2 9,4 6,1 20,5 Quizalofop-p-ethyl 102,8 3,4 12,0 108,8 12,7 20,0 94,3 6,3 10,1 26,6 88,7 Metazachlor 97,7 13,3 13,5 89,6 6,6 13,0 90,4 4,8 7,2 8,2 27,5 α-cypermethrin 70,5 4,8 12,9 68,9 8,9 18,4 70,6 12,8 13,4 18,1 60,2 Quinmerac 70,9 7,9 11,5 73,3 5,8 15,3 65,4 8,6 12,5 0,25 0,85 LOQ (ng L 1 ) 148

163 Επίδραση του υποστρώματος 30 Νερό απορροής Σχήμα 6.2 Η επί της εκατό επίδραση του υποστρώματος στο χρωματογραφικό σήμα των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα νερού απορροής. Για το metazachlor οι % ανακτήσεις που αναφέρονται (RSD r σε παρένθεση) ήταν 103,0% (11,0%), 87,0% (4,0%) και 88,0% (3,0%) σε δείγματα υπογείων υδάτων εμβολιασμένα σε επίπεδα συγκεντρώσεων 100, 200 και 500 ng L 1, αντίστοιχα. Στην ίδια μελέτη τα όρια LOD και LOQ ήταν 40 και 120 ng L 1 αντίστοιχα, αρκετά υψηλότερα από αυτά που επιτεύχθηκαν στην παρούσα διατριβή (D Archivio et al., 2007). Επιπλέον, όταν πραγματοποίησαν δοκιμές ανάκτησης σε επιφανειακά ύδατα οι % τιμές των ανακτήσεων που επιτεύχθηκαν (RSD R σε παρένθεση) ήταν 80,7% (13,05%) και 86,8% (8,9%) για επίπεδα εμβολιασμού 60 και 100 ng L 1 αντίστοιχα, με όρια LOD 1,0 ng L 1 και LOQ 2,0 ng L 1 (Pastor Montoro et al., 2007). Ελαφρώς καλύτερες ανακτήσεις έχουν αναφερθεί για το quinmerac και την α- cypermethrin. Για το πρώτο οι αναφερόμενες % ανακτήσεις ήταν 75,1% (RSD 4,7%) και 93,4% (RSD 7,8%) αντίστοιχα, σε δείγματα επιφανειακών υδάτων εμβολιασμένα σε επίπεδα συγκεντρώσεων 60 και 100 ng L 1, ενώ τα όρια LOD και LOQ ήταν 1 και 2 ng L 1 (Pastor Montoro et al., 2007). Για την α-cypermethrin οι % ανακτήσεις που αναφέρθηκαν (RSD r σε παρένθεση) σε δείγματα υδάτων που συλλέχθηκαν από εκβολές ποταμών ήταν 75,5% (4,3%), 83,6% (3,2%) και 103,4% (3,4%) για επίπεδα 149

164 εμβολιασμού 200, 400 και 600 ng L 1 αντίστοιχα, με το όριο LOD να είναι 3,6 ng L 1 και το όριο LOQ 12,0 ng L 1 (Joao Rocha et al., 2007). 6.2 Μεθοδολογία προσδιορισμού των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε δείγματα εδάφους με εκχύλιση QuEChERS και χρήση χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας Στην κλασσική μέθοδο QuEChERS για τον καθαρισμό των δειγμάτων (clean-up), που ακολουθεί την εκχύλιση, χρησιμοποιούνται MgSO 4 και PSA (Κεφάλαιο 5.2). Τα μόρια του PSA, λόγω της παρουσίας των πρωτοταγών και κυρίως των δευτεροταγών αμινών, παρουσιάζουν μεγάλη χηλική δράση με αποτέλεσμα την κατακράτηση διάφορων συνεκχυλιζόμενων ουσιών όπως σακχάρων, λιπαρών οξέων, πολικών χρωστικών και άλλων πολικών μορίων. Ταυτόχρονα όμως κατακρατούν και αναλύτες με όξινη συμπεριφορά με συνέπεια η χρήση τους στον καθαρισμό δειγμάτων όπου οι προς εκχύλιση ενώσεις συμπεριλαμβάνουν φαίνοξυ-οξέα (π.χ. quinmerac) να οδηγεί τελικά σε μικρές ανακτήσεις των συγκεκριμένων ενώσεων (Koesukwiwat et al., 2008). Στη μέθοδο που εφαρμόστηκε στην παρούσα διατριβή, για την εκχύλιση των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων από δείγματα εδάφους, το PSA αντικαταστάθηκε από C 18, ένα προσροφητικό αντίστροφης φάσης, που είναι ιδιαίτερα αποτελεσματικό στη δέσμευση και απομάκρυνση λιπιδίων, στερολών και άλλων μη πολικών συνεκχυλιζόμενων οργανικών ενώσεων από εδαφικά δείγματα. Η γραμμικότητα των καμπυλών αναφοράς, που δημιουργήθηκαν από την ανάλυση προτύπων διαλυμάτων των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα εδάφους, μελετήθηκε σε επίπεδα συγκεντρώσεων που κυμάνθηκαν από 5 έως 500 mg kg 1. Oι εξισώσεις με τα διαστήματα εμπιστοσύνης για τις κλίσεις και την τεταγμένη, οι συντελεστές R 2, οι τιμές p (p-value) της ανάλυσης ANOVA και οι τυπικές αποκλίσεις παρουσιάζονται στον Πίνακα 6.3. Στο Σχήμα 6.3 παρουσιάζονται τα χρωματογραφήματα GC-MS TIC και LC-MS/MS των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα εδάφους. Για όλα τα παρασιτοκτόνα το R 2 ήταν μεγαλύτερο από 0,99 (από 0,9947 για το quinmerac έως 0,9997 για το oxyfluorfen), 150

165 η τιμή-p μικρότερη από 3, και η μικρότερη του 0,1 (από 0,012 για το oxyfluorfen έως 0,044 για το quinmerac). Η επί τοις εκατό επίδραση του υποστρώματος (ΜΕ) στο χρωματογραφικό σήμα των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων, όπως υπολογίστηκε από την Εξίσωση 5.13, παρουσιάζεται στο Σχήμα 6.4. Τα αποτελέσματα καταδεικνύουν ότι η επίδραση του υποστρώματος προκάλεσε μικρή θετική ενίσχυση του σήματος κατά 6,9% για το quinmerac, κατά 15,8% για το metazachlor, κατά 15,9% για το oxyfluorfen και κατά 22,1% για την α-cypermethrin και μέση θετική ενίσχυση κατά 47,6% για το quizalofop-p-ethyl. Συνέπεια της παραπάνω επίδρασης του υποστρώματος στο χρωματογραφικό σήμα είναι η επιβεβλημένη η χρήση προτύπων διαλυμάτων σε υπόστρωμα εδάφους (matrix-matched) για τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και α-cypermethrin και καμπύλης αναφοράς σε υπόστρωμα (matrixmatched calibration curve) για το quinmerac. Οι επί τοις εκατό ανακτήσεις των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων σε δείγματα εδάφους με τις αντίστοιχες τιμές %RSD r και %RSD R, καθώς και τα όρια LOD και LOQ που επιτεύχθηκαν παρουσιάζονται στον Πίνακα 6.4. Για τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και α-cypermethrin τα δείγματα εδάφους εμβολιάσθηκαν σε επίπεδα συγκεντρώσεων 10, 50 και 100 μg kg 1, ενώ για το quinmerac τα αντίστοιχα επίπεδα συγκεντρώσεων ήταν 50, 100 και 500 μg kg 1. Οι μέσες επί τοις εκατό ανακτήσεις (n = 3) κυμάνθηκαν μεταξύ 70,8% και 105,7% για το oxyfluorfen, 90,3% και 110,0% για το quizalofop-p-ethyl, 97,9% και 108,9% για το metazachlor, 88,7% και 107,9% για την α-cypermethrin και 70,0% και 73,3% για το quinmerac. Η επαναληψιμότητα εκφρασμένη ως RSD r % ήταν μικρότερη από 13% (κυμαινόμενη από 3,8% για το metazachlor σε επίπεδο εμβολιασμού 50 μg kg 1 έως 12,5% για το quizalofop-p-ethyl σε επίπεδο εμβολιασμού 10 μg kg 1 ), ενώ η αναπαραγωγιμότητα, RSD R %, ήταν μικρότερη του 20% ( κυμαινόμενη από 4,6% για το quinmerac σε επίπεδο εμβολιασμού 500 μg kg 1 έως 19,9% για το oxyfluorfen σε επίπεδο εμβολιασμού 50 μg kg 1 ). Τα όρια ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) (όταν το τελικό έκλουσμα συμπυκνώνονταν στο 0,5 ml) κυμάνθηκαν σε χαμηλά επίπεδα: 0,45 και 1,50 μg kg 1 για το oxyfluorfen, 1,60 και 5,20 μg kg 1 για το quizalofop-p-ethyl, 0,57 και 1,90 μg kg 1 για το metazachlor, 1,80 και 6,00 μg kg 1 για την α-cypermethrin και 0,10 και 0,35 μg kg 1 για το quinmerac. 151

166 Πίνακας 6.3 Το εύρος γραμμικότητας, οι εξισώσεις με τα διαστήματα εμπιστοσύνης για τις κλίσεις και την τεταγμένη, ο συντελεστής συσχέτισης R 2, η τιμή p (p-value) όπως υπολογίστηκε μέσω της ανάλυσης ANOVA και η τυπική απόκλιση των σχετικών υπολειμμάτων (Σ Δy/^y ) των παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα εδάφους. Παρασιτοκτόνο Εύρος γραμμικότητας Εξίσωση R 2 Τιμή p Oxyfluorfen y = 0,0948 ± 0,0063x 0,0028 ± 0,0065 0,9997 4,2E-23 0,012 Quizalofop-p-ethyl y = 0,0853 ± 0,0041x 0,0204 ± 0,0170 0,9989 1,25E-15 0,020 Metazachlor (5 500 μg kg 1 ) y = 0,2665 ± 0,0091x + 0,0136 ± 0,0094 0,9992 6,15E-26 0,038 α-cypermethrin y = 0,0994 ± 0,0057x 0,0400 ± 0,0236 0,9947 1,2E-14 0,028 Quinmerac y = (1,462 ± 0,108) 10 6 x + (1,25 ± 0,623) ,9973 3,85E-11 0,044 Πίνακας 6.4 Οι ανακτήσεις (R%), η επαναληψιμότητα (RSDr%) και αναπαραγωγιμότητα (RSD R %), καθώς και τα όρια ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα εδάφους. Επίπεδο εμβολιασμού 10 (μg kg 1 ) 50 (μg kg 1 ) 100 (μg kg 1 ) LOD R % RSD (μg kg 1 r RSD R R % RSD r RSD R R % RSD r RSD R ) Oxyfluorfen 70,8 4,7 14,9 90,8 9,3 19,9 105,7 7,0 17,3 0,45 1,5 Quizalofop-p-ethyl 90,3 12,5 15,0 99,5 6,7 19,1 110,0 7,8 12,3 1,6 5,2 Metazachlor 108,9 5,7 6,0 97,9 3,8 8,0 106,3 7,3 8,1 0,57 1,9 α-cypermethrin 88,7 6,0 8,3 100,0 6,0 12,5 107,9 5,0 15,0 1,8 6 Επίπεδο εμβολιασμού 50 (μg kg 1 ) 100 (μg kg 1 ) 500 (μg kg 1 ) LOQ (μg kg 1 ) Quinmerac 70,6 7,5 8,9 73,3 4,6 8,0 70,0 1,6 4,6 0,1 0,35 152

167 Σχήμα 6.3 Χρωματογραφήματα GC-MS TIC (α,β) και LC-MS/MS (γ) των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχύλισμα εδάφους. (α) 1: s-metolachlor (εσωτερικό πρότυπο), 2: metazachlor, 3: oxyfluorfen (β) 4,5: α-cypermethrin, 6: quizalofop-p-ethyl και (γ): quinmerac. Οι συγκεντρώσεις όλων των παρασιτοκτόνων σε επίπεδα 0,5 mg L

168 Επίδραση του υποστρώματος (%) Έδαφος Σχήμα 6.4 Η επί της εκατό επίδραση του υποστρώματος στο χρωματογραφικό σήμα των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα εδάφους. Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν δεδομένα που να αφορούν στην εκχύλιση των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων από δείγματα εδάφους με τη μέθοδο QuEChERS. Ειδικά για το metazachlor και το quinmerac δεν υπάρχουν καθόλου δεδομένα που να αφορούν στην εκχύλισή τους από εδαφικά δείγματα με οποιαδήποτε μέθοδο. Για τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl και α-cypermethrin οι ανακτήσεις, που επιτεύχθηκαν στην παρούσα διατριβή με τη μέθοδο QuEChERS, είναι συγκρίσιμες με ανακτήσεις που έχουν αναφέρει άλλοι συγγραφείς και οι οποίες έχουν επιτευχθεί με διαφορετικές μεθόδους. Για την εκχύλιση του oxyfluorfen, σε εδαφικά υποστρώματα εμβολιασμένα σε επίπεδα συγκεντώσεων 100 και 1000 μg kg 1 με τη μέθοδο της ανακίνησης και τη χρήση μίγματος διαλυτών μεθανόλης-ακενοτριλίου (2:1), οι ανακτήσεις που επιτεύχθηκαν ήταν 85% (0,23% RSD) και 93% (9,1% RSD) αντίστοιχα (Sondhia, 2009). Για το quizalofop-p-ethyl αναφέρονται ανακτήσεις 78,1% (5,6% RSD), 95,3% (1,7% RSD) και 92,8% (9,2% RSD), για εμβολιασμένα εδαφικά υποστρώματα σε επίπεδα συγκεντρώσεων 10, 50 και 500 μg kg 1 για την εκχύλιση του με υποβοήθηση υπερήχων και τη χρήση μίγματος διαλυτών μεθανόληςνερού (1:1) (Hu et al., 2010). Τέλος για την α-cypermethrin επιτεύχθηκαν ανακτήσεις (RSD στην παρένθεση) 97,2% (4,4%), 90,1% (9,1%) και 128,4% (16,4%) όταν η εκχύλιση πραγματοποιήθηκε με την υποβοήθηση υπερήχων, με τη μέθοδο της 154

169 ανακίνησης και με τη μέθοδο Soxhlet αντίστοιχα και τα εδαφικά δείγματα είχαν εμβολιασθεί με 2 mg kg 1 του εντομοκτόνου (Babic et al., 1998). Όπως έχει αναφερθεί δεν βρέθηκαν δεδομένα που να αφορούν στην εκχύλισή των metazachlor και quinmerac από υπόστρωματα εδάφους. Δεδομένα που αφορούν στο metolachlor και στο quinclorac, δύο ζιζανιοκτόνα με παρόμοιες φυσικοχημικές ιδιότητες με τα metazachlor και quinmerac αντίστοιχα, δείχνουν ανακτήσεις συγκρίσιμες με αυτές που παρουσιάζονται σε αυτή την διατριβή. Το metolachlor παρουσίασε ανακτήσεις έως 92% (10% RSD r ) σε εδαφικά δείγματα που είχαν εμβολιασθεί με 500 μg kg 1 και η εκχύλιση πραγματοποιήθηκε με υποβοήθηση μικροκυμάτων (Vryzas et al., 2007). Παρόμοια για την εκχύλιση του quinclorac με τη μέθοδο QuEChERS σε δύο διαφορετικά εδάφη οι ανακτήσεις (%RSD στην παρένθεση) που αναφέρονται κυμαίνονται από 73,8% (1,9%) έως 106,4% (15,7%) και από 66,6% (4,7%) έως 87,3% (9,3%), με τα όρια LOD και LOQ να είναι 50 και 500 μg kg 1 αντίστοιχα (Wang et al., 2012) Μεθοδολογία προσδιορισμού των υπολειμμάτων των παρασιτοκτόνων σε δείγματα φυτικών ιστών με εκχύλιση QuEChERS και χρήση χρωματογραφίας-φασματομετρίας μάζας Για τον έλεγχο της γραμμικότητας των καμπυλών αναφοράς και την επικύρωση της μεθόδου QuEChERS στην εκχύλιση φυτικών ιστών, για τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl και α-cypermethrin χρησιμοποιήθηκαν φυτικοί ιστοί ηλίανθου, ενώ για τα metazachlor και quinmerac φυτικοί ιστοί ελαιοκράμβης. Η επιλογή έγινε βάσει της καλλιέργειας που θα εφαρμόζονταν τα παρασιτοκτόνα. Όπως και στην περίπτωση που ως υπόστρωμα χρησιμοποιήθηκε εκχύλισμα εδάφους, η γραμμικότητα των καμπυλών αναφοράς σε υπόστρωμα εκχυλίσματος φυτικών ιστών ήταν ικανοποιητική για όλα τα παρασιτοκτόνα. Oι εξισώσεις με τα διαστήματα εμπιστοσύνης για τις κλίσεις και την τεταγμένη, ο συντελεστής R 2, η τιμή p (p-value) και η τυπική απόκλιση παρουσιάζονται στον Πίνακα 6.5. Στο Σχήμα 6.5 παρουσιάζονται τα χρωματογραφήματα GC-MS TIC και LC-MS/MS των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα φυτικών ιστών. 155

170 Ο συντελεστής R 2 κυμάνθηκε από 0,9973 για το quinmerac έως 0,9999 για το metazachlor και την α-cypermethrin, η η τυπική απόκλιση κυμάνθηκε από 0,0066 για το metazachlor έως 0,0597 για το quinmerac και η τιμή-p ήταν μικρότερη από 4, Οι τιμές της επίδρασης του υποστρώματος (%) (Σχήμα 6.6) υποδηλώνουν μικρή θετική ενίσχυση του σήματος για το quinmerac (10,7%) και το metazachlor (13,2%), μέση θετική ενίσχυση για το oxyfluorfen (35,2%), μέση αρνητική επίδραση για το quizalofop-p-ethyl ( 44,3%) και ισχυρή θετική ενίσχυση για την α-cypermethrin (67,7%) και κάνουν και σε αυτή την περίπτωση απαραίτητη τη χρήση προτύπων διαλυμάτων σε υπόστρωμα φυτικών ιστών για τον υπολογισμό των συγκεντρώσεων των oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl, metazachlor και α- cypermethrin και καμπύλης αναφοράς σε υπόστρωμα (matrix-matched calibration curve) για το quinmerac. Για τις δοκιμές ανάκτησης φυτικοί ιστοί από ηλίανθο, για τα oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl και α-cypermethrin, και ελαιοκράμβης, για το metazachlor, εμβολιάσθηκαν σε επίπεδα συγκεντρώσεων 10, 25 και 50 μg kg 1, ενώ για το quinmerac φυτικοί ιστοί ελαιοκράμβης εμβολιάσθηκαν σε επίπεδα συγκεντρώσεων 25, 50 και 100 μg kg 1. Οι μέσες τιμές των ανακτήσεων (n = 3) (Πίνακας 6.6) κυμάνθηκαν από 83,3% έως 97,2% για το oxyfluorfen, από 97,0% έως 106,1% για το quizalofop-p-ethyl, από 109,0% έως 118,6% για το metazachlor, από 89,2% έως 101,6% για την α-cypermethrin και από 66,1% έως 75,0% για το quinmerac. Σε όλες τις περιπτώσεις η επαναληψιμότητα RSD r % ήταν μικρότερη από 13% (κυμαινόμενη από 2,2% για το oxyfluorfen σε επίπεδο εμβολιασμού 50 μg kg 1 έως 12,7% για το ίδιο παρασιτοκτόνο σε επίπεδο εμβολιασμού 10 μg kg 1 ), ενώ η αναπαραγωγιμότητα, RSD R %, ήταν μικρότερη του 20% (κυμαινόμενη από 3,7% για το quizalofop-p-ethyl σε επίπεδο εμβολιασμού 25 μg kg 1 έως 18,9% για το oxyfluorfen σε επίπεδο εμβολιασμού 10 μg kg 1 ) (Πίνακας 6.6). Τα όρια ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) (όταν το τελικό έκλουσμα συμπυκνώνονταν στο 0,5 ml) κυμάνθηκαν σε χαμηλά επίπεδα: 0,95 και 2,90 μg kg 1 για το oxyfluorfen, 0,40 και 1,30 μg kg 1 για το quizalofop-p-ethyl, 0,88 και 2,90 μg kg 1 για το metazachlor, 2,00 και 6,70 μg kg 1 για την α-cypermethrin και 0,15 και 0,50 μg kg 1 για το quinmerac (Πίνακας 6.6). 156

171 Πίνακας 6.5 Το εύρος γραμμικότητας, οι εξισώσεις με τα διαστήματα εμπιστοσύνης για τις κλίσεις και την τεταγμένη, ο συντελεστής συσχέτισης R 2, η τιμή p (p-value) όπως υπολογίστηκε μέσω της ANOVA και η τυπική απόκλιση των σχετικών υπολειμμάτων (Σ Δy/^y ) των παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα φυτικών ιστών. Παρασιτοκτόνο Εύρος γραμμικότητας Εξίσωση R 2 Τιμή p Oxyfluorfen y = 0,1113 ± 0,0070x 0,0012 ± 0,0035 0,9997 7,45E-24 0,0066 Quizalofop-p-ethyl y = 0,0322 ± 0,0020x 0,0038 ± 0,0082 0,9994 3,17E-14 0,0098 Metazachlor (2,5 500 μg kg 1 ) y = 0,2350 ± 0,0092x + 0,0135 ± 0,0047 0,9999 1,89E-29 0,0086 α-cypermethrin y = 0,1405 ± 0,0082x 0,0009 ± 0,0042 0,9999 1,32E-24 0,0077 Quinmerac y = (1,513 ± 0,113) 10 6 x + (1,01 ± 0,65) ,9973 4,23E-11 0,0597 Πίνακας 6.6 Οι ανακτήσεις (R%), η επαναληψιμότητα (RSDr%) και αναπαραγωγιμότητα (RSD R %), καθώς και τα όρια ανίχνευσης (LOD) και ποσοτικοποίησης (LOQ) των παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα φυτικών ιστών. Επίπεδο εμβολιασμού (μg kg 1 ) 10 (μg kg 1 ) 50 (μg kg 1 ) 100 (μg kg 1 ) LOD (μg kg 1 ) R % RSD r RSD R R % RSD r RSD R R % RSD r RSD R Oxyfluorfen 83,3 12,7 18,9 83,4 11,7 13,8 97,2 2,2 10,4 0,95 2,9 Quizalofop-p-ethyl 97,0 8,2 15,0 98,6 2,3 3,7 106,1 6,8 9,5 0,4 1,3 Metazachlor 109,0 6,4 9,5 118,6 3,0 6,1 113,6 6,1 9,5 0,88 2,9 α-cypermethrin 89,2 7,8 11,7 92,6 10,7 12,3 101,6 2,8 7,2 2 6,7 Επίπεδο εμβολιασμού 50 (μg kg 1 ) 100 (μg kg 1 ) 500(μg kg 1 ) Quinmerac 68,4 4,9 8,4 75,0 3,6 4,9 66,1 8,2 14,3 0,15 0,5 LOQ (μg kg 1 ) 157

172 Σχήμα 6.3 Χρωματογραφήματα GC-MS TIC (α,β) των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχύλισμα εδάφους. (α) 1: s-metolachlor (εσωτερικό πρότυπο), 2: metazachlor, 3: oxyfluorfen (β) 4,5: α-cypermethrin, 6: quizalofop-p-ethyl. Οι συγκεντρώσεις όλων των παρασιτοκτόνων σε επίπεδα 0,5 mg L

173 Επίδραση του υποστρώματος (%) 80 Φυτικοί ιστοί Σχήμα 6.6 Η επί της εκατό επίδραση του υποστρώματος στο χρωματογραφικό σήμα των μελετούμενων παρασιτοκτόνων σε εκχυλίσματα φυτικών ιστών. Στη βιβλιογραφία υπάρχουν λίγες αναφορές για τη χρήση της μεθόδου QuEChERS για την εκχύλιση των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων σε υποστρώματα φυτών. Η μέθοδος έχει χρησιμοποιηθεί για την ανίχνευση των metazachlor και quinmerac σε φυτά αγγουριού και σπόρους σιταριού (Romero-Gonzalez et al., 2011) και του oxyfluorfen σε ραδίκι (Dong Nguyen, et al., 2008). Στην πρώτη περίπτωση, για το metazachlor, και σε επίπεδα εμβολιασμού 10 μg kg 1, επιτεύχθηκαν ανακτήσεις 109,0% (5% RSD), με όριο LOQ 5,1 μg kg 1 στο σιτάρι και 107,0% (12% RSD) με LOQ 5,4 μg kg 1 στο αγγούρι, ενώ το quinmerac δεν έγινε δυνατό να εκχυλιστεί. Στη δεύτερη περίπτωση, για την εκχύλιση του oxyfluorfen σε ραδίκι, οι ανακτήσεις (RSD στην παρένθεση) που επιτεύχθηκαν ήταν: 85% (2%), 91% (7%) και 104% (6%) για επίπεδα εμβολιασμού 30, 90 και 180 μg kg 1 αντίστοιχα, με όριο LOQ στα 50 μg kg

174 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 7 Απομείωση-παραμονή των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων στο έδαφος της καλλιέργειας ηλίανθου, η μεταφορά τους από το νερό απορροής και το ίζημα και η πρόσληψηυπολειμματικότητά τους στα φυτά 7.1 Oxyfluorfen Απομείωση-παραμονή του oxyfluorfen στο έδαφος Για την παρακολούθηση της απομείωσης ή της απομάκρυνσης (dissipation) του oxyfluorfen στο έδαφος των πιλοτικών αγρών για την καλλιέργεια του ηλίανθου, κατά τη διάρκεια διεξαγωγής του πειράματος από 1 Ιουνίου έως 8 Δεκεμβρίου του 2011 και σε βάθη 0 10 και cm, πραγματοποιήθηκαν 12 δειγματοληψίες εδάφους: 0, 3, 7, 15, 30, 42, 57, 71, 90, 120, 153 και 191 ημέρες από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου (HAE) Απομείωση-παραμονή του oxyfluorfen στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm Τα αποτελέσματα της ανάλυσης των εδαφικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν από βάθος 0 10 cm (μέσοι όροι 9 επαναλήψεων) παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.1 και οι κινητικές απομάκρυνσης του oxyfluorfen από το έδαφος στο Σχήμα 7.1. Οι αρχικές συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (3 ώρες μετά την εφαρμογή) ήταν 0,145 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,142 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,149 και 0,144 μg g 1. Ακολούθως τα υπολείμματα του oxyfluorfen στο έδαφος μειώνονταν εκθετικά με το χρόνο, παρέμειναν όμως ανιχνεύσιμα σε όλες τις μεταχειρίσεις, μέχρι και την τελευταία δειγματοληψία (191 ΗΑΕ) στην οποία οι συγκεντρώσεις που προσδιορίσθηκαν ήταν 0,021 και 0,020 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5% και 1% αντίστοιχα, ενώ στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια η συγκέντρωση ήταν 0,022 μg g 1 και για τις δύο κλίσεις. Η στατιστική 160

175 ανάλυση των αποτελεσμάτων έδειξε ότι οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των τιμών, που προσδιορίσθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις, καθ όλη τη διάρκεια του πειράματος σε καμία περίπτωση δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.1). Πίνακας 7.1. Η μέση τιμή (n = 9) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα του oxyfluorfen στο έδαφος ανά δειγματοληψία, στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 0 0,149±0,0080 a 1 0,144±0,0075 a 0,145±0,0065 a 0,142±0,0088 a 3 0,139±0,0079 a 0,138±0,0126 a 0,134±0,0061 a 0,134±0,0068 a 7 0,134±0,0111 a 0,132±0,0112 a 0,131±0,0045 a 0,131±0,0074 a 15 0,130±0,0094 a 0,125±0,0070 a 0,128±0,0049 a 0,126±0,0068 a 30 0,110±0,0066 a 0,116±0,0050 a 0,107±0,0066 a 0,113±0,0085 a 42 0,073±0,0070 a 0,073±0,0041 a 0,060±0,0053 a 0,062±0,0072 a 57 0,062±0,0057 a 0,055±0,0061 a 0,048±0,0063 a 0,046±0,0051 a 71 0,048±0,0035 a 0,050±0,0032 a 0,045±0,0042 a 0,045±0,0071 a 90 0,044±0,0047 a 0,042±0,0046 a 0,035±0,0044 a 0,035±0,0037 a 121 0,029±0,0035 a 0,035±0,0024 a 0,026±0,0037 a 0,030±0,0027 a 153 0,024±0,0038 a 0,026±0,0051 a 0,023±0,0060 a 0,022±0,0019 a 191 0,022±0,0030 a 0,022±0,0028 a 0,021±0,0018 a 0,020±0,0017 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Η επιλογή του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης του oxyfluorfen στο έδαφος έγινε συγκρίνοντας ανά ζεύγη (μέσω του στατιστικού προγράμματος OriginPro 8) τo κινητικό μοντέλο πρώτης τάξης (SFO), το διεκθετικό κινητικό μοντέλο (DFOP), το μοντέλο των Gustafson και Holden (FOMC) και το μοντέλο Hockey-stick (HS). 161

176 Σχήμα 7.1 Κινητική απομείωσης του oxyfluorfen στο έδαφος, σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (Κ) και μη καλλιεργημένα (ΑΚ) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% (α) και 1% (β). Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα καλλιεργημένα τεμάχια και διακεκομμένη για τα ακαλλιέργητα). 162

177 Στον Πίνακα 7.2 παρουσιάζονται οι τιμές των κριτηρίων σύγκρισης (F-test, x 2 - test και AIC-test) (Κεφάλαιο 5.3), ενώ στους Πίνακες 7.3, 7.4, 7.5 και 7.6 παρουσιάζονται οι εξισώσεις των κινητικών μοντέλων απομείωσης, οι τιμές των παραμέτρων των εξισώσεων, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής και οι χρόνοι απομάκρυνσης του 90% του ζιζανιοκτόνου (DT 90 ) που υπολογίζονται από κάθε εξίσωση, καθώς και οι συντελεστές συσχέτισης (R 2 ). Όπως φαίνεται από τα δεδομένα του Πίνακα 7.2 με εξαίρεση το μοντέλο Hockey stick, τα μοντέλα SFO, FOMC και DFOP περιγράφουν ικανοποιητικά τα πειραματικά δεδομένα. Κατά τη μεταξύ τους σύγκριση με βάση το AIC-test, το μοντέλο που περιγράφει με μεγαλύτερη ακρίβεια το ρυθμό αποδόμησης του ζιζανιοκτόνου φαίνεται να είναι η κινητική πρώτης τάξης. Με βάση την εξίσωση της κινητικής πρώτης τάξης ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του παρασιτοκτόνου υπολογίστηκε σε 45 και 46,5 ημέρες στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5 και 1% αντίστοιχα. Στα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 50,9 και 52,9 ημέρες. Η διαφορά κατά 6 περίπου ημέρες στους χρόνους ημιπεριόδου ζωής που υπολογίστηκε μεταξύ ακαλλιέργητων και καλλιεργημένων πιλοτικών, αν και δεν είναι στατιστικά σημαντική, είναι πιθανότατα το αποτέλεσμα της επίδρασης της καλλιέργειας (πρόσληψη από φυτά, βιοδιάσπαση στο ριζικό σύστημα, επίδραση στις μηχανικές και φυσικές ιδιότητες του εδάφους, κτλ.) στο ρυθμό αποδόμησης του oxyfluorfen. Στη βιβλιογραφία υπάρχουν περιορισμένες αναφορές που αφορούν στην αποδόμηση του oxyfluorfen στο έδαφος σε πειράματα πεδίου. Σε αυτές ο Alister και οι συνεργάτες του (2009) πραγματοποίησαν τη μελέτη τους σε έναν αμπελώνα της Χιλής με αμμοπηλώδες έδαφος σε δύο διαφορετικές περιόδους, ο Das και οι συνεργάτες του (2003) και ο Sondhia (2009) σε ορυζώνες της Ινδίας με πυλώδη και αργιλοπηλώδη εδάφη αντίστοιχα, οι Ying και Williams (2000a, 2000b) σε αμπελώνες της Αυστραλίας με αμμώδη εδάφη, οι Milanova και Grigorov (1996) σε έναν οπωρώνα με αμμοαργιλοπηλώδες έδαφος στη Βουλγαρία και τέλος ο Fenoll-Serano και οι συνεργάτες του (2010) σε γλάστρες με αργιλοπηλώδες έδαφος που τοποθετήθηκαν εντός θερμοκηπίου στην Ισπανία. Στις παραπάνω μελέτες η κινητική απομείωσης του ζιζανιοκτόνου βρέθηκε να ακολουθεί μοντέλο πρώτης τάξης, με εξαίρεση την μελέτη των Fenoll-Serano et al., που χρησιμοποιήθηκε το διεκθετικό μοντέλο. 163

178 Πίνακας 7.2 Οι τιμές των κριτηρίων επιλογής του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής, σε ανά ζεύγη σύγκριση, για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης του oxyfluorfen στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κριτήρια σύγκρισης F-test X 2 -test SFO vs DFOP SFO vs FOMC SFO vs HS Πειραματικά τεμάχια ΚΑΛ 5% 1 1,647 (0,251) 2 0,961 (0,352) 2,540E-8 (1) ΚΑΛ 1% 0,926 (0,434) 0,501 (0,497) 1,622E-8 (1) ΑΚ 5% 1,954 (0,204) 1,129 (0,315) -5,353E-7 (-) ΑΚ 1% 1,099 (0,378) 0,897 (0,368) -4,179E-7 (-) ΚΑΛ 5% 1 1,034E-4 9,151E-5 1,033E-4 1,037E-4 1,033E-4 1,292E-4(fnc) ΚΑΛ 1% 1,194E-4 1,212E-4 1,194E-4 1,257E-4 1,194E-4 1,493E-4(fnc) ΑΚ 5% 5,569E-5 4,676E-5 5,569E-5 5,498E-5 5,569E-5 6,961E-5(fnc) ΑΚ 1% 8,427E-5 8,264E-5 8,427E-5 8,515E-5 8,428E-5 1,053E-4(fnc) AIC-test 3 ΚΑΛ 1% -101, ,58-97, ,58-90,580 ΚΑΛ 5% 1-103,31-96, ,31-99, ,31-92,314 ΑΚ 5% -110,73-104,51-110,73-107,44-110,73-99,736 ΑΚ 1% -105,76-97, ,76-102,19-105,76-94,764 1 ΚΑΛ. 5%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΚΑΛ. 1%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% ΑΚ. 5%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΑΚ. 1%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% 2 Για επίπεδο σημαντικότητας 0,05 (στην παρένθεση Prob>F) 3 Μικρότερη τιμή στο AIC-test σημαίνει μεγαλύτερη πιθανότητα το συγκεκριμένο μοντέλο να περιγράφει με πιο ικανοποιητικό τρόπο τα πειραματικά δεδομένα (fnc): δεν συγκλίνει με τα πειραματικά δεδομένα (fit not converged) (-): δεν υπάρχουν αρκετά δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος SFO: Μοντέλο πρώτης τάξης (Simple first-order) FOMC: Μοντέλο των Gustafson and Holden (First-order multi-compartment) DFOP: Διεκθετικό κινητικό μοντέλο (Double-first-order in parallel) HS: Μοντέλο Hockey-stick 164

179 Πίνακας 7.3 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης για την απομείωση του oxyfluorfen στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Μοντέλο κινητικής πρώτης τάξης (SFO) Εξίσωση C 0 k (μg g 1 ) (days 1 ) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,1463 0,0154 0,957 45,00 149,5 0,1452 0,0149 0,948 46,51 154,5 0,1489 0,0136 0,977 50,95 169,3 0,1458 0,0131 0,962 50,90 175,8 Πίνακας 7.4 Οι εξισώσεις του διεκθετικού μοντέλου για την κινητική απομείωσης του oxyfluorfen στο έδαφος, οι παράμετροι (a, b, k 1, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Εξίσωση Διεκθετικό μοντέλο κινητικής a b k 1 k 2 R 2 DT 50 DT 90 (μg g 1 ) (μg g 1 ) (days 1 ) (days 1 ) (days) (days) 0,1477 0,0007 0,0170 0,0163 0,962 41,59 163,2 0,1465 0,0006 0,0162 0,0166 0,949 43,59 169,5 0,1504 0,0002 0,0146 0,0214 0,980 47,99 173,1 0,1469 0,0008 0,0144 0,0145 0,963 49,31 178,8 165

180 Πίνακας 7.5 Οι εξισώσεις του κινητικού μοντέλου των Gustafson and Holden για την κινητική απομείωσης του oxyfluorfen στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, α, β), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Μοντέλο κινητικής των Gustafson and Holden Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) α β R 2 DT 50 (days) Καλλιεργημένο 5% 0,1486 3, ,086 0,957 41,98 173,1 DT 90 (days) Καλλιεργημένο 1% 0,1469 4, ,132 0,950 43,99 173,1 Ακαλλιέργητο 5% 0,1509 4, ,510 0,976 48,07 190,6 Ακαλλιέργητο 1% 0,1479 4, ,542 0,962 49,59 201,8 166

181 Πίνακας 7.6 Οι εξισώσεις του κινητικού μοντέλου Hockey-stick για την κινητική απομείωσης του oxyfluorfen στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k 1, k 2, t b ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Μοντέλο κινητικής Hockey-stick Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) όταν t 27,395 όταν k 1 (days 1 ) k 2 (days 1 ) t b (days) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,1365 0,0129 0, ,395 0,947 49,45 153,9 t>27,395 Καλλιεργημένο 1% όταν t 26,221 όταν 0,1373 0,0128 0, ,221 0,938 50,20 158,2 t>26,221 Ακαλλιέργητο 5% όταν t 28,703 όταν 0,1417 0,0119 0, ,703 0,971 54,54 193,5 t>28,703 Ακαλλιέργητο 1% όταν t 22,062 όταν 0,1418 0,0119 0, ,062 0,953 54,92 193,5 t>22,

182 Οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής του oxyfluorfen, που αναφέρονται στις παραπάνω εργασίες διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους. Το μικρότερο χρόνο ημιζωής (12 ημέρες) αναφέρουν οι Das et al. σε έδαφος της ριζόσφαιρας φυτών ρυζιού, ενώ τους μεγαλύτερους οι Ying και Williams και οι Fenoll-Serano et al., 119 και 139 ημέρες αντίστοιχα. Παρόμοιους χρόνους ημιπεριόδου ζωής με αυτούς που υπολογίστηκαν στην παρούσα εργασία δίνουν οι Alister et al., 34,3 και 52,3 ημέρες, στις δύο περιόδους των πειραμάτων τους. Όπως έχει αναφερθεί και στο Κεφάλαιο 2.6 η απομάκρυνση ενός παρασιτοκτόνου από το έδαφος εξαρτάται από έναν συνδυασμό παραγόντων, στους οποίους περιλαμβάνονται οι φυσικοχημικές ιδιότητες του παρασιτοκτόνου, τα χαρακτηριστικά του εδάφους, οι κλιματολογικές συνθήκες, η μέθοδος εφαρμογής, η επίδραση της καλλιέργειας, η δράση των μικροοργανισμών του εδάφους κ.α.. Ειδικά για το oxyfluorfen, ο ρυθμός αποδόμησής του στο έδαφος εξαρτάται κυρίως από την θερμοκρασία και την υγρασία του εδάφους (Yen et al., 2003), καθώς και τη μικροβιακή δραστηριότητα (Mohamed et al., 2011). Επιπλέον, στην επιφάνεια του εδάφους, σημαντικό ρόλο παίζει και η ένταση της ηλιακής ακτινοβολίας μιας και το oxyfluorfen φωτοδιασπάται με σχετικά γρήγορους ρυθμούς (EXTOXNET, 1996a). Η αύξηση της θερμοκρασίας του εδάφους οδηγεί στην αύξηση του ρυθμού αποδόμησης του ζιζανιοκτόνου ως αποτέλεσμα της αύξησης της εκρόφησής του από τα σωματίδια του εδάφους και επομένως την μεγαλύτερη βιοδιαθεσιμότητα του, την αύξηση της μικροβιακής δραστηριότητας και/ή την ενίσχυση της δράσης παραγόντων με καταλυτική δράση (Fenoll-Serano et al., 2010), ενώ υψηλή περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία συνεπάγεται μεγάλους πληθυσμούς μικροοργανισμών και μεγαλύτερο ρυθμό βιοαποδόμησης. Αντίθετα η αύξηση της θερμοκρασίας δεν φαίνεται να έχει σημαντική επίδραση στην πτητικότητα του oxyfluorfen, κάτι μάλλον αναμενόμενο λόγω της πολύ μικρής τάσης ατμών (0,026 mp (25 C)). Σύμφωνα με τον Yen και τους συνεργάτες του (2003), οι οποίοι μελέτησαν την απομείωση του oxyfluorfen, κάτω από ελεγχόμενες συνθήκες επί 13 εβδομάδες, σε διάφορους τύπους εδαφών με σταθερή υγρασία (60% της υδατοϊκανότητας του εδάφους), σε θερμοκρασία εδάφους 10 C η απομείωση του παρασιτοκτόνου ήταν ελάχιστη, στους 25 C έφτασε στο 23% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας, ενώ στους 40 C η απομείωση έφτασε στο 55%. Επιπρόσθετα ο Mohamed και οι συνεργάτες του (2011) αναφέρουν ότι η βιοαποδόμηση του oxyfluorfen στο έδαφος επηρεάζεται σημαντικά τόσο από τη θερμοκρασία όσο και από τον πληθυσμό 168

183 διάφορων γενών βακτηρίων. Τέλος ο Das και οι συνεργάτες του (2003) αποδίδουν το μικρό χρόνο ημιζωής του ζιζανιοκτόνου στη ριζόσφαιρα φυτών ρυζιού στη δράση των μικροοργανισμών. Από τα παραπάνω συμπεραίνεται ότι οι υψηλές θερμοκρασίες του εδάφους, που παρατηρήθηκαν καθ όλη τη διάρκεια της καλλιεργητικής περιόδου του ηλίανθου (πάνω από 25 C, Σχήμα 4.2), η σχετικά υψηλή περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία (2,8%) και η υψηλή ένταση της ηλιακής ακτινοβολίας (Σχήμα 4.4) είναι πιθανότατα οι αιτίες για τους παρατηρούμενους, μικρότερους σε σχέση με άλλες αναφορές, χρόνους ημιπεριόδου ζωής του oxyfluorfen στην παρούσα μελέτη Μετακίνηση του oxyfluorfen στο έδαφος σε βάθος cm Στον Πίνακα 7.7 και στο Σχήμα 7.2 παρουσιάζονται τα αποτελέσματα των αναλύσεων των δειγμάτων εδάφους που συλλέχθηκαν από βάθος cm. Το oxyfluorfen παρατηρείται για πρώτη φορά στην ζώνη του εδάφους κάτω των 10 cm στην 6η δειγματοληψία, 42 ημέρες από την εφαρμογή του, σε μικρές συγκεντρώσεις οι οποίες κυμαίνονται στα όρια του ορίου ποσοτικοποίησης (0,3 ng g 1 ). Στις επόμενες δύο δειγματοληψίες (57 και 71 ημέρες από την εφαρμογή) οι συγκεντρώσεις του παρουσιάζουν μια μικρή αύξηση φτάνοντας στα 0,52 και 0,68 ng g 1 στα ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίσεις 5% και 1% και στα 0,75 και 0,62 ng g 1 στα αντίστοιχα καλλιεργούμενα πιλοτικά. Στη συνέχεια οι παρατηρούμενες συγκεντρώσεις παρέμειναν σχεδόν σταθερές μέχρι και την τελευταία δειγματοληψία, 191 HAE. Σε όλες τις περιπτώσεις οι παρατηρούμενες διαφορές δεν ήταν στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test). Είναι η πρώτη φορά στην βιβλιογραφία που το ζιζανιοκτόνο παρατηρείται σε βάθη μεγαλύτερα των 10 cm τόσο σε πειράματα πεδίου, όσο και σε εργαστηριακές μελέτες σε στήλες εδάφους. Γενικά το oxyfluorfen θεωρείται ότι μετακινείται ελάχιστα ή καθόλου εντός του εδάφους καθώς έχει μικρή υδατοδιαλυτότητα (0,116 mg L 1 στους 20 C) και υψηλό συντελεστή προσρόφησης στην οργανική ουσία (log Koc = 3,46 4,13) (EFSA, 2010, USEPA, 2002). Μέχρι την πραγματοποίηση της παρούσας εργασίας έχει αναφερθεί η έκπλυση του ζιζανιοκτόνου σε πειράματα πεδίου σε βάθη έως 5 cm σε αμμοαργιλοπηλώδες έδαφος (Milanova και Grigorov, 1996) και έως 10 cm σε αμμοπηλώδες έδαφος (Alister et al., 2009), ενώ σε στήλες εδάφους σε βάθη έως 9 cm σε διάφορους τύπους αργιλωδών εδαφών (Yen et al., 2003) και έως 10 cm σε αμμοαργιλώδη εδάφη (Ying και Williams, 2000). 169

184 Πίνακας 7.7 Η μέση τιμή (n = 9) των συγκεντρώσεων (ng g 1 ) του oxyfluorfen στο έδαφος ± το τυπικό σφάλμα, σε βάθος cm, ανά δειγματοληψία στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) 42 0,424±0,0769 a 0,339±0,0423 a 0,363±0,1139 a 0,311±0,0555 a 57 0,477±0,1137 a 0,506±0,1558 a 0,684±0,1729 a 0,393±0,1200 a 71 0,754±0,2202 a 0,623±0,1727 a 0,514±0,0958 a 0,518±0,1388 a 90 0,697±0,1777 a 0,618±0,1427 a 0,609±0,2556 a 0,468±0,1027 a 121 0,716±0,1118 a 0,524±0,0814 a 0,512±0,0895 a 0,483±0,0542 a 153 0,681±0,2102 a 0,472±0,0544 a 0,623±0,1621 a 0,433±0,5580 a 191 0,696±0,1286 a 0,479±0,0592 a 0,500±0,0730 a 0,432±0,0333 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Σχήμα 7.2 Η μετακίνηση και η υπολειμματικότητα του oxyfluorfen στο έδαφος (ng g 1 ), σε βάθος cm, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και στα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 9 επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 170

185 Η παρατηρούμενη μεταφορά του ζιζανιοκτόνου σε βάθος μεγαλύτερο των 10 cm παρά την υψηλή περιεκτικότητα του εδάφους του πειραματικού αγρού σε οργανική ουσία και άργιλο θεωρείται, πιθανά, ως αποτέλεσμα των χαμηλότερων ορίων ανίχνευσης και ποσοτικοποίησησης που επιτεύχθηκαν στην παρούσα εργασία. Το όριο LOD του oxyfluorfen υπολογίστηκε σε 0,1 ng g 1 (Κεφάλαιο 6) όταν το τελικό έκλουσμα συμπυκνώνονταν στο 0,1 ml, ενώ ο Alister και οι συνεργατές του (2009) στην μελέτη τους αναφέρουν όριο LOD 4 ng g 1. Επίσης, είναι πιθανό, η έκπλυση του ζιζανιοκτόνου σε μεγαλύτερα βάθη να σχετίζεται με τον τύπο του εδάφους των πειραματικών τεμαχίων. Κατά τη διάρκεια της καλλιέργειας στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα δημιουργήθηκε ένα εκτεταμένο δίκτυο ρηγματώσεων μέσω των οποίων το νερό μπορούσε να περάσει σε βαθύτερα στρώματα μεταφέροντας σωματίδια εδάφους από το επιφανειακό στρώμα Μεταφορά του oxyfluorfen μέσω του νερού απορροής Η πειραματική καλλιέργεια του ηλίανθου πραγματοποιήθηκε την καλοκαιρινή περίοδο κατά την οποία οι βροχοπτώσεις είναι λιγοστές στην περιοχή. Για την κάλυψη των αναγκών των φυτών σε νερό η καλλιέργεια αρδεύτηκε όπως περιγράφεται στο Κεφάλαιο 4. Καθ όλη τη διάρκεια του πειράματος πραγματοποιήθηκαν συνολικά 11 δειγματοληψίες νερού και ιζήματος (12, 19, 33, 55, 76, 111, 112, 129, 130, 137 και 189 ΗΑΕ). Το ύψος του νερού που κατέπεσε (σε mm) είτε από βροχόπτωση, είτε από άρδευση παρουσιάζεται στο Σχήμα 4.5. Οι μέσες τιμές (σε L) του όγκου του νερού απορροής (n = 3) που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.8, ενώ οι αντίστοιχες τιμές σε mm ανά δειγματοληψία και αθροιστικά παρουσιάζονται στα Σχήματα 7.3 και 7.4 αντίστοιχα. Όπως ήταν αναμενόμενο ο όγκος του νερού απορροής που συλλέχθηκε από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% ήταν σημαντικά μεγαλύτερος (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.8) αυτού που συλλέχθηκε από τα αντίστοιχα τεμάχια με κλίση 1%. Οι διαφορές ήταν μεγαλύτερες στις δειγματοληψίες που πραγματοποιήθηκαν μετά από αρδεύσεις στις 33, 55 και 76 ημέρες από την εφαρμογή του oxyfluorfen. 171

186 Πίνακας 7.8 Οι μέσες τιμές (n = 3) των όγκων (L) του νερού απορροής που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (L) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (L) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (L) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (L) 12 62,916±1,102 a 1 37,50±4,50 b 59,583±3,560 a 32,50±3,31 b 19 17,291±2,292 a 6,875±1,08 a 20,625±6,682 ab 3,958±0,91 ac 33 66,667±2,534 a 7,916±2,73 b 46,875±10,97 a 9,167±1,50 b ,08±10,81 a 9,033±1,51 b 408,75±5,204 a 10,21±0,54 b ,67±12,13 a 10,92±1,66 b 95,333±4,938 a 8,541±0,55 b ,083±7,742 a 19,58±1,81 a 29,583±3,254 a 17,75±2,95 a ,133±7,551 a 46,67±3,15 b 61,667±2,319 a 39,58±1,16 b ,67±6,936 a 70,04±6,04 b 111,33±8,413 a 65,33±4,91 b ,67±5,381 a 85,71±4,30 b 162,42±5,613 c 75,33±7,05 b ,67±6,374 a 71,37±2,82 b 144,50±10,50 a 60,62±0,62 b ,750±4,230 a 47,50±3,25 b 79,125±5,384 a 42,50±2,60 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Το παραπάνω είναι ίσως αποτέλεσμα της χαμηλότερης έντασης και του μικρότερου ρυθμού πτώσης του νερού κατά την άρδευση, που είχε ως συνέπεια μεγαλύτερο ρυθμό απορρόφησης του νερού από το έδαφος στα πιλοτικά με κλίση εδάφους 1%. Γενικά, ο όγκος του νερού απορροής σε ένα συγκεκριμένο τύπο εδάφους εξαρτάται από τον όγκο του νερού που προσπίπτει κατά τη βροχόπτωση ή την άρδευση στη μονάδα του χρόνου και της έντασης της πτώσης του, σε συνδυασμό με την κλίση του εδάφους (Warnemuende, 2007). Μετά τη 2η δειγματοληψία ο όγκος νερού που συλλέγονταν από τα καλλιεργούμενα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ήταν ελαφρώς μεγαλύτερος από τον όγκο που συλλέγονταν από τα αντίστοιχα μη καλλιεργούμενα. Το γεγονός αυτό ήταν πιθανόν αποτέλεσμα της ύπαρξης μικρών διαφορών στις τελικές κλίσεις των δύο ομάδων πιλοτικών. 172

187 Σχήμα 7.3 Οι όγκοι του νερού απορροής (mm) που συλλέχθηκαν ανά δειγματοληψία από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Σχήμα 7.4 Οι όγκοι του νερού απορροής (mm) που συλλέχθηκαν, αθροιστικά, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 173

188 Όπως περιγράφτηκε στο Κεφάλαιο 4, οι κλίσεις του εδάφους στον πειραματικό αγρό διαμορφώθηκαν τον Σεπτέμβριο του Στη συνέχεια ο αγρός παρέμεινε αδιατάρακτος έως τον Μάιο του 2011, όταν πραγματοποιήθηκαν οι εργασίες προετοιμασίας για τη σπορά (φρεζάρισμα, διαμόρφωση πιλοτικών κ.λ.π.). Είναι λοιπόν πιθανόν οι αρχικές κλίσεις να μεταβλήθηκαν ελαφρώς με τις πρώτες βροχοπτώσεις μετά την κατεργασία του εδάφους και την εγκατάσταση της καλλιέργειας, με αποτέλεσμα τελικά, την μικρή διαφοροποίηση των κλίσεων. Ο συνολικός όγκος του νερού απορροής που συλλέχθηκε ήταν 28,01 και 21,84 mm στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 10,39 και 8,63 mm. Μέχρι και την 7η δειγματοληψία (112 ΗΑΕ), τελευταία δειγματοληψία στην οποία ανιχνεύθηκε το oxyfluorfen, οι αντίστοιχες τιμές ήταν 12,69 και 10,56 mm στα πιλοτικά με κλίση 5% και 3,87 και 3,04 mm σε αυτά με κλίση 1%. Υπολείμματα του oxyfluorfen ανιχνεύθηκαν στο νερό απορροής των πειραματικών τεμαχίων από την 1η έως και την 7η δειγματοληψία, 12 έως και 112 ημέρες από την εφαρμογή του (Πίνακας 7.9, Σχήμα 7.5). Στην 1η δειγματοληψία (12 ΗΑΕ) παρατηρήθηκαν οι μέγιστες συγκεντρώσεις του oxyfluorfen στο νερό απορροής. Στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι τιμές των συγκεντρώσεων ήταν 0,28 μg L 1 όταν η κλίση του εδάφους ήταν 5% και 0,27 μg L 1 όταν η κλίση ήταν 1%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στα μη καλλιεργημένα τεμάχια ήταν 0,25 και 0,26 μg L 1. Στη 2η δειγματοληψία (19 ΗΑΕ), όταν 10,4 mm βροχής κατέπεσαν σε χρονικό διάστημα λιγότερο των 5 min, οι συγκεντρώσεις του παρασιτοκτόνου μειώθηκαν δραματικά, σε όλα τα πιλοτικά, φτάνοντας τα 0,05 0,06 μg L 1. Στην 3η δειγματοληψία (33 ΗΑΕ) η περιεκτικότητα του νερού απορροής σε oxyfluorfen αυξήθηκε και πάλι σε όλα τα πειραματικά τεμάχια, προσεγγίζοντας τις τιμές της 1ης δειγματοληψίας και φτάνοντας τα 0,25 και 0,15 μg L 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5% και 1% και τα 0,20 και 0,16 μg L 1 στα μη καλλιεργημένα με τις αντίστοιχες κλίσεις. Οι πολύ μικρές συγκεντρώσεις του oxyfluorfen στο νερό απορροής κατά τη 2η δειγματοληψία, είναι πιθανόν αποτέλεσμα της ραγδαίας ολιγόλεπτης βροχόπτωσης, όπου μεγάλος όγκος νερού κατέπεσε σε πολύ μικρό χρονικό διάστημα. 174

189 Η συγκέντρωση του oxyfluorfen στο νερό απορροής (μg L -1 ) Πίνακας 7.9 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg L 1 ) του oxyfluorfen στο νερό απορροής ± το τυπικό σφάλμα, που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) 12 0,281±0,0567 a 1 0,260±0,0319 a 0,277±0,0283 a 0,255±0,0262 a 19 0,056±0,0045 a 0,059±0,0099 a 0,058±0,0106 a 0,057±0,0058 a 33 0,249±0,0102 a 0,154±0,0474 a 0,203±0,0076 a 0,159±0,0533 a 55 0,134±0,0255 a 0,119±0,0187 a 0,148±0,0364 a 0,106±0,0548 a 76 0,095±0,0441 a 0,037±0,0046 a 0,066±0,0029 a 0,040±0,0036 a 111 0,012±0,0035 a 0,012±0,0067 a 0,018±0,0066 a 0,015±0,0052 a 112 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 ΑΚ 5% ΑΚ 1% ΚΑΛ 5% ΚΑΛ 1% 0, Χρόνος από την εφαρμογή (ημέρες) Σχήμα 7.5 Οι συγκεντρώσεις του oxyfluorfen στο νερό απορροής (μg L 1 ), που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 3 επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 175

190 Μετά την τρίτη δειγματοληψία οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στο νερό απορροής σε όλες τις μεταχειρίσεις μειώνονται φτάνοντας τελικά σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ στην 7η δειγματοληψία, 112 ΗΑΕ. Η σταδιακή αυτή μείωση της συγκέντρωσης του oxyfluorfen στο νερό απορροής αντανακλά τη μείωση της συγκέντρωσής του στο επιφανειακό στρώμα του εδάφους και καταδεικνύει τη μείωση της δυνατότητας μεταφοράς του, μέσω του νερού απορροής, με την πάροδο του χρόνου. Πίνακας 7.10 Οι μέσες απώλειες (μg) (n = 3) του oxyfluorfen μέσω του νερού απορροής, που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg) 12 17,57±3,269 a 1 9,550±1,014 b 16,30±0,916 a 8,397±1,468 b 19 0,977±0,201 a 0,421±0,106 a 1,310±0,637 a 0,227±0,055 a 33 16,57±0,660 a 1,462±0,656 b 9,400±1,964 c 1,192±0,135 b 55 16,54±1,870 a 1,185±0,322 b 16,09±2,155 a 1,059±0,544 b 76 11,16±2,990 a 0,405±0,063 b 6,357±0,612 a 0,349±0,052 b 111 0,471±0,209 a 0,248±0,157 a 0,495±0,188 a 0,298±0,120 a 112 0,080±0,007 a 0,047±0,003 a 0,062±0,002 a 0,039±0,001 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων, σε όλες τις δειγματοληψίες, δεν έδειξε σημαντικές διαφορές μεταξύ των συγκεντρώσεων του oxyfluorfen στο νερό απορροής στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.9). Τα αποτελέσματα αυτά συμφωνούν με τα αποτελέσματα των Goodwin και Beach (2001) οι οποίοι αναφέρουν τη μεταφορά πολύ μικρών ποσοτήτων του ζιζανιοκτόνου μέσω του νερού απορροής σε δύο φυτώρια έρχονται όμως σε αντίθεση με τα αποτελέσματα της Riley και των συνεργατών της (1994), οι οποίοι αναφέρουν ότι η συγκέντρωση του oxyfluorfen στο νερό απορροής μπορεί να φτάσει τα 5 μg L 1. Όμως, κατά τη μελέτη των τελευταίων, το ζιζανιοκτόνο εφαρμόστηκε σε κοκκώδη μορφή και σε δοσολογία 0,55 kg 176

191 δραστικής ουσίας ανά στρέμμα, περισσότερο από 20 φορές μεγαλύτερη ποσότητα από αυτή που εφαρμόστηκε στην παρούσα εργασία. Οι απώλειες (losses) (μg) του oxyfluorfen μέσω του νερού απορροής στις διάφορες μεταχειρίσεις παρουσιάζονται ανά δειγματοληψία στον Πίνακα 7.10 και στο Σχήμα 7.6, ενώ στο Σχήμα 7.7 παρουσιάζονται οι αθροιστικές απώλειες του ζιζανιοκτόνου. Η ποσότητα ενός παρασιτοκτόνου που μεταφέρεται μέσω του νερού απορροής εξαρτάται από τον όγκο του νερού που απορρέει σε συνδυασμό με τη συγκέντρωσή του στο νερό. Οι απώλειες του oxyfluorfen μέσω του νερού απορροής έρχονται σε αντιστοιχία με τον όγκο του νερού που συλλέχθηκε, ανά δειγματοληψία, και τη συγκέντρωσή του στο νερό, με τις μεγαλύτερες απώλειες να καταγράφονται στην 1η δειγματοληψία (12 ΗΑΕ) και τις μικρότερες στις 6η και 7η δειγματοληψία (111 και 112 ΗΑΕ). Οι απώλειες από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% είναι, όπως ήταν αναμενόμενο, μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες απώλειες από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές να είναι σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) στις δειγματοληψίες που πραγματοποιήθηκαν 12, 33, 55 και 76 ΗΑΕ. Σχήμα 7.6 Οι απώλειες του oxyfluorfen (μg) μέσω του νερού απορροής ανά δειγματοληψία, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 177

192 Οι αθροιστικές απώλειες του oxyfluorfen στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% υπολογίστηκαν σε 0,0068% και 0,0054% αντίστοιχα της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας. Οι αντίστοιχες απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% υπολογίστηκαν σε 0,0014% και 0,0012%. Από τα παραπάνω φαίνεται ότι, τελικά, υπήρξε ελάχιστη μεταφορά του oxyfluorfen μέσω του νερού απορροής ακόμη και στα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5%, κάτι που εξηγείται από τη μικρή διαλυτότητα του oxyfluorfen στο νερό (0,116 mg L 1 ) και την υψηλή προσρόφηση του στα κολλοειδή του εδάφους (logkoc = 3,46 4,13) σε συνδυασμό με τη σχετικά υψηλή περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία (2,8%). Σχήμα 7.7 Οι αθροιστικές απώλειες του oxyfluorfen (μg) μέσω του νερού απορροής, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα Μεταφορά του oxyfluorfen μέσω του ιζήματος Οι μέσοι όροι (n = 3) των ποσοτήτων ιζήματος που συλλέχθηκαν από τα διάφορα πειραματικά τεμάχια ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.11 και στο 178

193 Σχήμα 7.8, ενώ στο Σχήμα 7.9, παρουσιάζονται οι ποσότητες του ιζήματος αθροιστικά. Πίνακας 7.11 Οι μέσες τιμές (n = 3) των ποσοτήτων (g) του ιζήματος που συλλέχθηκαν ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (g) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (g) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (g) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (g) ,1±94,82 a 1 313,9±58,59 b 379,2±57,15 ab 187,2±41,99 b ,5±38,95 a 82,53±21,54 a 417,8±170,9 a 41,62±12,69 a ,8±29,25 a 20,09±5,858 b 159,9±54,41 ab 28,52±3,881 b ,0±94,45 a 20,15±4,353 b 415,9±31,23 a 22,31±7,005 b ,9±21,98 a 18,22±6,282 b 278,5±37,15 c 14,79±0,583 b ,9±31,18 a 75,60±1,359 b 170,9±19,22 a 41,95±10,67 b ,5±87,47 a 200,6±1,011 a 481,9±68,12 a 236,2±44,80 a ±165,1 a 346,7±41,22 b 1207±144,2 c 310,1±34,68 b ±449,2 a 401,6±45,52 b 1814±219,6 c 238,5±35,66 b ,2±12,47 a 89,14±8,405 ab 149,8±42,71 ab 55,34±23,16 b ,1±56,08 a 111,1±14,75 a 277,9±25,41 a 130,0±30,54 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Όπως και στην περίπτωση του νερού απορροής, το ίζημα που συλλέχθηκε από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% είναι σημαντικά περισσότερο (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας. 7.11) από αυτό που συλλέχθηκε από τα πιλοτικά με κλίση 1%. Επίσης, το ίζημα που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα πιλοτικά ήταν περισσότερο σε σχέση με τα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα, πιθανότατα λόγω της ύπαρξης μικρών διαφορών στις τελικές κλίσεις του εδάφους στις δύο ομάδες πιλοτικών. Συνολικά, η ποσότητα του ιζήματος που συλλέχθηκε στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% έφτασε στα 7,17 και 5,73 kg, όταν οι αντίστοιχες τιμές στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 1,68 και 1,03 kg. 179

194 Σχήμα 7.8 Οι ποσότητες του ιζήματος (g) που συλλέχθηκαν ανά δειγματοληψία από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Σχήμα 7.9 Οι ποσότητες του ιζήματος (g) που συλλέχθηκαν αθροιστικά, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 180

195 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων του oxyfluorfen στο ίζημα ανά δειγματοληψία και συνολικά παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.12 και στο Σχήμα Στην πρώτη δειγματοληψία (12 ΗΑΕ) οι συγκεντρώσεις του oxyfluorfen προσδιορίσθηκαν σε επίπεδα 1,17 και 0,93 μg g 1 στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% και 0,87 και 0,75 μg g 1 στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Οι μέγιστες συγκεντρώσεις παρατηρήθηκαν στη 2η δειγματοληψία (19 ΗΑΕ) φτάνοντας στα 2,01 και 2,33 μg g 1 στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση 5% και τα 1,46 και 1,69 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1% αντίστοιχα. Το φαινόμενο, αντίστροφο αυτού που παρατηρήθηκε στο νερό απορροής, θεωρείται επίσης αποτέλεσμα του μεγάλου όγκου νερού που κατέπεσε σε πολύ μικρό χρονικό διάστημα μεταφέροντας μεγάλη ποσότητα ιζήματος με υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου. Στην 3η δειγματοληψία (33 ΗΑΕ) η συγκέντρωση του oxyfluorfen στο ίζημα μειώθηκε σε όλες τις μεταχειρίσεις φτάνοντας τα 0,59 και 0,71 μg g 1 στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση 5% και στα 0,51 και 0,49 μg g 1 στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα μειώθηκαν σταδιακά ακολουθώντας τη μείωση της συγκέντρωσής του στο έδαφος. Σε αντίθεση με αυτό που παρατηρήθηκε στο νερό απορροής, όπου το ζιζανιοκτόνο δεν ανιχνεύονταν μετά τις 112 ημέρες από την εφαρμογή του, στο ίζημα ανιχνεύονταν μέχρι και την τελευταία δειγματοληψία (189 ΗΑΕ) σε επίπεδα συγκέντρωσης 0,07 μg g 1. Η μακρόχρονη παρουσία του oxyfluorfen στο ίζημα, σε σχέση με το νερό απορροής, αναφέρεται επίσης από την Riley και τους συνεργάτες της (1994), οι οποίοι ανιχνεύουν το ζιζανιοκτόνο έως και 5 μήνες μετά την τελευταία του ανίχνευση στο νερό απορροής, και θεωρείται αποτέλεσμα της ισχυρής δέσμευσης των υπολειμμάτων του ζιζανιοκτόνου από τα κολλοειδή του εδάφους. Οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των συγκεντρώσεων που προσδιορίσθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις σε καμία περίπτωση δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.12). Συγκρίνοντας τα επίπεδα συγκεντρώσεων του oxyfluorfen στο ίζημα με τις αντίστοιχες τιμές στο έδαφος γίνεται φανερό ότι οι συγκεντρώσεις στο ίζημα είναι μεγαλύτερες σε όλες τις δειγματοληψίες, έως και περισσότερο από μια τάξη μεγέθους από τις συγκεντρώσεις στο έδαφος. 181

196 Πίνακας 7.12 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του oxyfluorfen στο ίζημα που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από ακαλλιέργητα και τα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 12 1,170±0,0859 a 1 0,871±0,0580 a 0,934±0,2053 a 0,784±0,0797 a 19 2,014±0,3310 a 1,460±0,0973 a 2,329±0,2676 a 1,690±0,1339 a 33 0,592±0,2165 a 0,510±0,0560 a 0,710±0,1775 a 0,495±0,1757 a 55 0,430±0,1785 a 0,382±0,0754 a 0,482±0,1518 a 0,391±0,1215 a 76 0,293±0,0247 a 0,246±0,0298 a 0,331±0,0693 a 0,257±0,0500 a 111 0,204±0,0193 a 0,181±0,0150 a 0,227±0,0883 a 0,170±0,0235 a 112 0,175±0,0078 a 0,177±0,0128 a 0,200±0,0441 a 0,164±0,0356 a 129 0,153±0,0046 a 0,161±0,0134 a 0,141±0,0243 a 0,130±0,0141 a 130 0,149±0,0136 a 0,156±0,0071 a 0,131±0,0108 a 0,112±0,0112 a 137 0,070±0,0095 a 0,066±0,0095 a 0,085±0,0094 a 0,073±0,0293 a 189 0,064±0,0130 a 0,065±0,0022 a 0,079±0,0112 a 0,067±0,0181 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Το φαινόμενο που έχει παρατηρηθεί, σε μικρότερο βαθμό, από άλλους ερευνητές και για διαφορετικά παρασιτοκτόνα οφείλεται στη σύσταση του ιζήματος, στο οποίο υπάρχουν μεγαλύτερα ποσοστά λεπτόκοκκου εδαφικού υλικού, οργανικής ουσίας και εδαφικών κολλοειδών, στα οποία κυρίως προσροφώνται οι οργανικές ενώσεις (Louchart, 2004). Η υψηλότερη περιεκτικότητα του ιζήματος του πειραματικού αγρού σε άργιλο και οργανική ουσία (Πίνακας 5.1) και ο υψηλός συντελεστής προσρόφησης του oxyfluorfen στην οργανική ουσία είναι πιθανότατα οι αιτίες αυτών των διαφορών. Οι μέσες απώλειες (μg) του oxyfluorfen στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές εδαφικές κλίσεις, ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.13 και στο Σχήμα Η ποσότητα του oxyfluorfen που μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος ήταν ανάλογη της ποσότητας του ιζήματος που παρασύρθηκε από το νερό απορροής και της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα. 182

197 Η συγκέντρωση του oxyfluorfen στο ίζημα (μg g -1 ) 3 2,5 2 1,5 1 ΑΚ 5% ΑΚ 1% ΚΑΛ 5% ΚΑΛ 1% 0, Χρόνος μετά την εφαρμογή (ημέρες) Σχήμα 7.10 Οι συγκεντρώσεις του oxyfluorfen στο ίζημα (μg g 1 ) που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 3 επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Αν και οι μεγαλύτερες ποσότητες του ζιζανιοκτόνου μεταφέρθηκαν στις δύο πρώτες δειγματοληψίες, στη συνέχεια η μείωση των απωλειών του ζιζανιοκτόνου στη διάρκεια του χρόνου δεν υπήρξε ομαλή (Σχήμα 7.11). Είναι χαρακτηριστικό ότι η ποσότητα του oxyfluorfen που μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος, από τα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5%, στη 2η (19 ΗΑΕ) και στην 9η δειγματοληψία (130 ΗΑΕ) κυμάνθηκε στα ίδια επίπεδα. Το παραπάνω είναι αποτέλεσμα του διαφορετικού ύψους του νερού στις βροχοπτώσεις/αρδεύσεις, αλλά κυρίως της έντασης αυτών. Όσο μεγαλύτερη η ένταση τόσο μεγαλύτερη η διάβρωση και συνεπώς η μεταφορά ιζήματος από το νερό απορροής. Οι παραπάνω διαπιστώσεις οδηγούν στο συμπέρασμα ότι μεγάλες σχετικά ποσότητες του oxyfluorfen μπορούν να μεταφερθούν μέσω του ιζήματος ακόμη και αρκετούς μήνες μετά την εφαρμογή. Οι απώλειες από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% ήταν και εδώ μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες απώλειες από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές στις περισσότερες περιπτώσεις να είναι σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test). 183

198 Πίνακας 7.13 Οι μέσες συνολικές απώλειες (n = 3) (μg) του oxyfluorfen μέσω του ιζήματος που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) 12 0,745±0,1221 a 1 0,273±0,0486 b 0,354±0,1106 ab 0,140±0,0181 b 19 0,490±0,1042 b 0,120±0,0303 b 0,973±0,0921 a 0,070±0,0183 b 33 0,149±0,0475 a 0,010±0,0025 b 0,113±0,0080 a 0,014±0,0002 b 55 0,223±0,0609 a 0,008±0,0036 b 0,200±0,0510 a 0,009±0,0029 b 76 0,133±0,0062 a 0,004±0,0018 b 0,092±0,0127 c 0,004±0,0009 b 111 0,047±0,0101 a 0,013±0,0011 ab 0,038±0,0183 ab 0,007±0,0023 b 112 0,072±0,0126 ab 0,035±0,0046 b 0,096±0,0054 a 0,038±0,0010 b 129 0,291±0,0174 a 0,055±0,0108 b 0,157±0,0401 c 0,040±0,0067 b 130 0,475±0,1032 a 0,062±0,0109 bc 0,221±0,0297 c 0,027±0,0017 b 137 0,012±0,0009 a 0,006±0,0012 a 0,012±0,0022 a 0,004±0,0001 a 189 0,026±0,0001 a 0,008±0,0014 a 0,022±0,0031 a 0,008±0,0061 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) Οι αθροιστικές απώλειες του oxyfluorfen μέσω του ιζήματος (Σχήμα 7.12) ανήλθαν στα 2,66 και 2,28 mg για τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5%, ποσότητες που αντιστοιχούν σε 0,28% και 0,24% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Οι αντίστοιχες αθροιστικές απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 0,59 και 0,36 mg που αντιστοιχούν σε 0,064% και 0,039% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Η ποσότητα του ζιζανιοκτόνου που μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος παρότι ήταν πολύ υψηλότερη από αυτή που μεταφέρθηκε με το νερό απορροής, αποτέλεσμα της μικρής διαλυτότητας του ζιζανιοκτόνου στο νερό και της υψηλής τιμής του συντελεστή Koc, παρέμεινε σε σχετικά χαμηλά επίπεδα, μικρότερα του 0,3% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας, ακόμα και στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5%. 184

199 Σχήμα 7.11 Οι απώλειες του oxyfluorfen (mg) μέσω του ιζήματος ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Σχήμα 7.12 Οι αθροιστικές απώλειες του oxyfluorfen (mg) μέσω του ιζήματος, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 185

200 7.1.4 Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του oxyfluorfen στα φυτά Η παρουσία των υπολειμμάτων του oxyfluorfen στους φυτικούς ιστούς ηλίανθου δίνεται συνολικά στον Πίνακα 7.14, καθώς και στα Σχήματα 7.13 (υπέργειο τμήμα) και 7.14 (ριζικό σύστημα). Συνολικά πραγματοποιήθηκαν 7 δειγματοληψίες φυτικών ιστών 18, 31, 37, 48, 58, 72 και 103 ημέρες από την εφαρμογή του ζιζανιοκτόνου, στις οποίες συλλέχθηκαν 16, 12, 8, 6, 6, 4 και 4 φυτά ηλίανθου. Στις ταξιανθίες και στους σπόρους των φυτών δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου. Το ζιζανιοκτόνο εφαρμόστηκε στον πειραματικό αγρό προφυτρωτικά και συνεπώς οι παρατηρούμενες συγκεντρώσεις του στους φυτικούς ιστούς οφείλονται στη μεταφορά του μέσω του ρεύματος διαπνοής. Παρόλο που η υψηλή τιμή του συντελεστή οκτανόλης-νερού του oxyfluorfen (log K ow = 4,86) και η χαμηλή του υδατοδιαλυτότητα υποδηλώνουν μικρή δυνατότητα μεταφοράς και απορρόφησης μέσω του ρεύματος διαπνοής (Briggs et al., 1982), το παρασιτοκτόνο ήταν ανιχνεύσιμο στους φυτικούς ιστούς, τόσο στο ριζικό σύστημα όσο και στο υπέργειο μέρος, καθ όλη τη διάρκεια της καλλιεργητικής περιόδου. Πίνακας 7.14 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του oxyfluorfen ± το τυπικό σφάλμα στo υπέργειο τμήμα και στο ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Υπέργειο τμήμα Ριζικό σύστημα Ημέρες από την εφαρμογή Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 18 0,0089±0,0021 a 1 0,0074±0,0005 a 0,0151±0,0021 a 0,0164±0,0034 a 31 0,0421±0,0009 a 0,0383±0,0022 a 0,0194±0,0048 a 0,0202±0,0010 a 36 0,0239±0,0022 a 0,0234±0,0032 a 0,0252±0,0046 a 0,0261±0,0006 a 48 0,0034±0,0003 a 0,0038±0,0003 a 0,0183±0,0047 a 0,0161±0,0029 a 58 0,0024±0,0004 a 0,0027±0,0003 a 0,0089±0,0021 a 0,0091±0,0028 a 72 0,0019±0,0014 a 0,0025±0,0004 a 0,0007±0,0006 a 0,0006±3,0Ε-5 a 103 0,0006±0,0002 a 0,0005±4,0Ε-5 a 0,0007±9,0Ε-5 a 0,0005±4,0Ε-5 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή στο Υπέργειο τμήμα ή στο Ριζικό σύστημα, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 186

201 Η πρώτη δειγματοληψία φυτών ηλίανθου πραγματοποιήθηκε 18 ημέρες από την εφαρμογή, όταν τα φυτά είχαν αναπτυχθεί αρκετά ώστε να μην χρειάζεται να συλλεχθεί μεγάλος αριθμός για τη δημιουργία του απαραίτητου δείγματος. Οι μέσες συγκεντρώσεις του oxyfluorfen που μετρήθηκαν στο υπέργειο μέρος των φυτών της πρώτης δειγματοληψίας (n = 3) ήταν 0,007 και 0,0089 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 1% και 5% αντίστοιχα. Δέκα τρεις ημέρες αργότερα (31 ΗΑΕ), οι συγκεντρώσεις του παρασιτοκτόνου στο υπέργειο μέρος αυξήθηκαν και έφτασαν στα 0,038 και 0,042 μg g 1. Στη συνέχεια ακολούθησε μια απότομη μείωση και 48 ημέρες από την εφαρμογή οι αντίστοιχες συγκεντρώσεις ήταν 0,0038 και 0,0034 μg g 1. Υπολείμματα του oxyfluorfen ήταν ανιχνεύσιμα στα επίπεδα του ορίου LOQ (0,0006 μg g 1 ) μέχρι και την ημέρα συγκομιδής, 103 ημέρες από την εφαρμογή. Στο ριζικό σύστημα οι συγκεντρώσεις του παρασιτοκτόνου φαίνεται ότι ακολουθούν την ίδια διακύμανση. Στην πρώτη δειγματοληψία στα πιλοτικά με κλίση 1% η μέση συγκέντρωση ήταν 0,016 μg g 1 και σε αυτά με κλίση 5% 0,015 μg g 1. Οι μέγιστες τιμές (0,026 και 0,025 μg g 1 αντίστοιχα) καταγράφηκαν στην τρίτη δειγματοληψία (36 HAE). Ακολούθησε μείωση των τιμών στα επίπεδα του ορίου LOQ (72 HAE) όπου και παρέμειναν έως τη συγκομιδή. Τόσο στο υπέργειο μέρος, όσο και στο ριζικό σύστημα οι διαφορές των μέσων όρων των τιμών των συγκεντρώσεων του oxyfluorfen μεταξύ των πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.14). Στη βιβλιογραφία δεν υπάρχουν δεδομένα σχετικά με την υπολειμματικότητα του oxyfluorfen στα φυτά όταν αυτό έχει εφαρμοστεί προφυτρωτικά. Σε καλλιέργεια ρυζιού, όταν το ζιζανιοκτόνο εφαρμόστηκε μετά τη φύτευση των φυτών σε δόσεις 24 και 50 g ανά στρέμμα, την ημέρα της συγκομιδής ανιχνεύθηκε στο υπέργειο μέρος τόσο στους βλαστούς (0,01 και 0,03 μg g 1 ), όσο και στους σπόρους (από 0,018 έως 0,106 μg g 1 ) (Sondhia, 2009). Γενικά η συγκέντρωση ενός παρασιτοκτόνου στους φυτικούς ιστούς είναι η διαφορά μεταξύ της ποσότητας που απορροφάται μέσω του ριζικού συστήματος και της ποσότητας που μεταβολίζεται (διάσπαση ή σύζευξη) ή αποβάλλεται από μηχανισμούς που ενεργοποιούνται εντός των φυτών (Παράγραφος ). Από την άλλη πλευρά η ποσότητα του παρασιτοκτόνου που απορροφάται μέσω των ριζών εξαρτάται από το ρεύμα διαπνοής, τη συγκέντρωση του παρασιτοκτόνου στο έδαφος και από τις φυσικοχημικές του ιδιότητες (Karras et al., 2007, Trapp et al., 1990). 187

202 Σχήμα 7.13 Οι συγκεντρώσεις του oxyfluorfen (μg g 1 ) στα φύλλα και τους βλαστούς των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Σχήμα 7.14 Οι συγκεντρώσεις του oxyfluorfen (μg g 1 ) στο επιφανειακό ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 188

203 Στις πρώτες 30 ημέρες της καλλιέργειας, όταν τα φυτά ήταν μικρά και οι συγκεντρώσεις του oxyfluorfen στο έδαφος υψηλές, οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στους φυτικούς ιστούς ανά μονάδα μάζας αυξάνονταν. Στη συνέχεια η μείωση της συγκέντρωσης του oxyfluorfen στο έδαφος, η αύξηση του μεγέθους των φυτών και η επέκταση του ριζικού συστήματος σε μεγαλύτερα βάθη, κάτω από το στρώμα διάχυσης του ζιζανιοκτόνου, οδήγησε στη μείωση των συγκεντρώσεων του ανά μονάδα μάζας των φυτικών ιστών. Η απουσία στομάτων από τα πέταλα και οι χαμηλές συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος όταν αναπτύχθηκαν οι ταξιανθίες, είναι πιθανότατα οι λόγοι που δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα στις ταξιανθίες και στους σπόρους. 189

204 7.2 Quizalofop-p-ethyl Απομείωση-παραμονή του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος Το quizalofop-p-ethyl εφαρμόστηκε στην καλλιέργεια του ηλίανθου 32 ημέρες μετά τη σπορά, 30 ημέρες μετά την εφαρμογή του oxyfluorfen. Για την παρακολούθηση της απομείωσής του στο έδαφος των πειραματικών τεμαχίων της καλλιέργειας (σε βάθη 0 10 και cm) πραγματοποιήθηκαν 6 δειγματοληψίες εδάφους: 0, 1, 3, 6, 12 και 16 ημέρες από την εφαρμογή του (HAE). Τα αποτελέσματα της ανάλυσης των εδαφικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν από βάθος 0 10 cm (μέσοι όροι 9 επαναλήψεων) παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.15 και οι κινητικές απομάκρυνσης του quizalofop-p-ethyl από το έδαφος στα Σχήματα 7.15 και Το ζιζανιοκτόνο δεν ανιχνεύθηκε στο στρώμα εδάφους με βάθος cm. Πίνακας 7.15 Οι μέσες τιμές (n = 9) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του quizalofop-pethyl στο έδαφος ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, στα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 0 0,075±0,0087 a 1 0,070±0,0052 a 0,063±0,0077 a 0,082±0,0073 a 1 0,023±0,0052 a 0,020±0,0014 a 0,018±0,0052 a 0,022±0,0023 a 3 0,013±0,0039 a 0,009±0,0020 a 0,006±0,0014 a 0,008±0,0025 a 6 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους p<0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Οι αρχικές συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (3 ώρες μετά την εφαρμογή) ήταν 0,075 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,070 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,077 και 0,082 μg g 1. Στη συνέχεια τα υπολείμματα του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος μειώθηκαν με γρήγορο ρυθμό για να φτάσουν, σε όλες τις μεταχειρίσεις, σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ σε 6 ΗΑΕ. 190

205 Σχήμα 7.15 Η κινητική απομείωσης του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (Κ) και μη καλλιεργημένα (ΑΚ) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% (α) και 1% (β). Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα καλλιεργημένα τεμάχια και διακεκομμένη για τα ακαλλιέργητα). 191

206 Σχήμα 7.16 Η κινητική απομείωσης του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (Κ) και μη καλλιεργημένα (ΑΚ) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% (α) και 1% (β). Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν στο μοντέλο κινητικής των Gustafson και Holden (συνεχής γραμμή για τα καλλιεργημένα τεμάχια και διακεκομμένη για τα ακαλλιέργητα). 192

207 Η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων έδειξε ότι οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των τιμών, που μετρήθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις, σε καμία περίπτωση δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.15). Για την επιλογή καταλληλότερου μοντέλου κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος δοκιμάσθηκαν, με το λογισμικό OriginPro 8, τo μοντέλο πρώτης τάξης (SFO), το διεκθετικό μοντέλο (DFOP), το μοντέλο των Gustafson και Holden (FOMC) και το μοντέλο Hockey-stick (HS). Τα αποτελέσματα έδειξαν ότι τα πειραματικά δεδομένα περιγράφονταν ικανοποιητικά από τα μοντέλα SFO και FOMC, ενώ, αντίθετα, δεν προσαρμόζονταν στα μοντέλα DFOP και HS. Στους Πίνακες 7.16 και 7.17 παρουσιάζονται οι εξισώσεις των μοντέλων κινητικής SFO και FOMC αντίστοιχα, οι τιμές των παραμέτρων των εξισώσεων, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής και οι χρόνοι απομάκρυνσης του 90% του ζιζανιοκτόνου (DT 90 ) όπως υπολογίζονται από κάθε εξίσωση, καθώς και οι συντελεστές συσχέτισης (R 2 ). Πίνακας 7.16 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης για την απομείωση του quizalofop-pethyl στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) k (days 1 ) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,0744 1,019 0,952 0,679 2,25 Καλλιεργημένο 1% 0,0704 1,171 0,974 0,592 1,97 Ακαλλιέργητο 5% 0,0632 1,193 0,987 0,581 1,93 Ακαλλιέργητο 1% 0,0823 1,253 0,985 0,553 1,84 193

208 Πίνακας 7.17 Οι εξισώσεις του μοντέλου κινητικής των Gustafson and Holden για την κινητική απομείωση του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, α, β), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Μοντέλο κινητικής των Gustafson and Holden Πειραματικά τεμάχια Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) α β R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) Καλλιεργημένο 5% 0,0752 1,1489 0,5862 0,977 0,713 2,48 Καλλιεργημένο 1% 0,0708 1,3179 0,6313 0,992 0,451 2,99 Ακαλλιέργητο 5% 0,0635 1,7745 0,9759 0,998 0,594 2,60 Ακαλλιέργητο 1% 0,0825 1,6091 0,7950 0,997 0,489 2,53 194

209 Κατά τη σύγκριση των δύο μοντέλων με τα κριτήρια F-test, x 2 -test και AIC-test (μέσω του λογισμικού OriginPro 8) διαφορετικά κριτήρια έδωσαν διαφορετικά αποτελέσματα (Πίνακας 7.18). Με βάση το F-test καταλληλότερο μοντέλο για την περιγραφή των πειραματικών δεδομένων είναι το SFO, ενώ με βάση το x 2 -test καταλληλότερο κρίνεται το FOMC. Τέλος, σύμφωνα με το στατιστικό πρόγραμμα, τα δεδομένα δεν επαρκούν για την εξαγωγή συμπεράσματος με το AIC-test. Ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του quizalofop-p-ethyl, όπως υπολογίστηκε μέσω της εξίσωσης της κινητικής πρώτης τάξης, ήταν 0,679 και 0,592 ημέρες στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5 και 1% αντίστοιχα. Στα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,581 και 0,553. Οι αντίστοιχες τιμές του χρόνου ημιπεριόδου όπως υπολογίστηκαν μέσω της εξίσωσης του κινητικού μοντέλου των Gustafson και Holden ήταν 0,713, 0,451, 0,594 και 0,489. Πίνακας 7.18 Οι τιμές των κριτηρίων επιλογής για το καταλληλότερο μοντέλο κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού αποδόμησης του quizalofop-p-ethyl, κατά τη σύγκριση των μοντέλων πρώτης τάξης και Gustafson και Holden, στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κριτήρια σύγκρισης F-test X 2 -test AIC-test 3 Πειραματικά SFO τεμάχια ΚΑΛ 5% 1 3,175 (0,325) 2 ΚΑΛ 1% 5,900 (0,248) ΑΚ 5% 12,87 (0,173) ΑΚ 1% 8,079 (0,215) FOMC ΚΑΛ 5% 1 5,143E-5 2,464E-5 ΚΑΛ 1% 2,562E-5 7,426E-6 ΑΚ 5% 1,015E-5 1,463E-6 ΑΚ 1% 2,012E-5 4,433E-6 ΚΑΛ 5% 1 (-) (-) ΚΑΛ 1% (-) (-) ΑΚ 5% (-) (-) ΑΚ 1% (-) (-) 1 ΚΑΛ. 5%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΚΑΛ. 1%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% ΑΚ. 5%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΑΚ. 1%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% 2 Για επίπεδο σημαντικότητας 0,05 (στην παρένθεση Prob>F) (-): δεν υπάρχουν αρκετά δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος SFO: Μοντέλο πρώτης τάξης (Simple first-order) FOMC: Μοντέλο των Gustafson and Holden (First-order multi-compartment) 195

210 Οι διαφορές μεταξύ των χρόνων ημιπεριόδου ζωής του quizalofop-p-ethyl στις διαφορετικές μεταχειρίσεις, όπως αυτοί υπολογίστηκαν και με τα δύο κινητικά μοντέλα, δεν ήταν στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test). Τα δεδομένα που υπάρχουν στη βιβλιογραφία και αναφέρονται στην τύχη του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος τόσο στο εργαστήριο, όσο και σε πειράματα πεδίου είναι ελάχιστα. Σε τρεις διαφορετικές μελέτες, που πραγματοποιήθηκαν στο πεδίο, υπό την αιγίδα της Ευρωπαϊκής Επιτροπής για την Ασφάλεια των Τροφίμων (EFSA, 2008a), σε ένα πηλοαμμώδες έδαφος στη Γερμανία (ph: 6,3, OC: 0,5%), σε ένα ιλυοαργιλοπηλώδες έδαφος στη Γαλλία (ph: 7,8, OC: 1,2%) και σε ένα ιλυοπηλοαμμώδες έδαφος στην Ισπανία (ph: 5,6, OC: 1,8%), τα πειραματικά δεδομένα περιγράφονται με κινητικές πρώτης τάξης και οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που υπολογίστηκαν ήταν 1,2, 0,55 και 8,2 ημέρες αντίστοιχα. Σε άλλες μελέτες που πραγματοποιήθηκαν στο εργαστήριο σε διάφορους τύπους εδαφών, με ποικιλία τιμών ph, με διαφορετικές περιεκτικότητες σε οργανική ουσία και υγρασία και σε διαφορετικές θερμοκρασίες, τα δεδομένα περιγράφονται επίσης με κινητική SFO και οι χρόνοι ημιπεριόδου κυμαίνονται από 0,3 έως 1,1 ημέρες (EFSA, 2008a). Οι Guan και Zhang (2013) που μελέτησαν τη συμπεριφορά του quizalofop-p-ethyl σε δύο διαφορετικές περιοχές (περιοχή Hebei και περιοχή Hubei) στην Κίνα με αμμώδη εδάφη καλλιεργούμενα με ελαιοκράμβη, στην πρώτη περίπτωση (ph: 6,5, OC: 1,8%) αναφέρουν DT 50 0,3 ημέρες και στη δεύτερη περίπτωση (ph: 8,1, OC: 0,7%) 9,7 ημέρες (υπολογισμοί μέσω εξισώσεων κινητικής SFO). Τέλος ο Hu και οι συνεργάτες του (2010) που εφάρμοσαν το quizalofop-p-ethyl σε καλλιεργούμενο με πατάτες αγρό στην Κίνα περιγράφουν την απομείωση του ζιζανιοκτόνου επίσης με κινητική SFO και υπολόγισαν χρόνο ημίσειας ζωής 2,06 ημέρες. Παρόλο που σε όλες οι παραπάνω μελέτες χρησιμοποιείται η ίδια κινητική πρώτης τάξης για την περιγραφή των πειραματικών δεδομένων, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που υπολογίσθηκαν διαφέρουν αρκετά μεταξύ τους. Επιπλέον, οι παράγοντες που επιδρούν στο ρυθμό απομείωσης του ζιζανιοκτόνου δεν είναι ξεκάθαροι. Οι Guan και Zhang (2013) συμπεραίνουν, και τα αποτελέσματα των μελετών στο εργαστήριο που παρουσιάζονται στην τεχνική αναφορά της EFSA (2008a) συμφωνούν με την άποψή τους, ότι ο ρυθμός απομείωσης του quizalofop-pethyl δεν φαίνεται να εξαρτάται από τις θερμοκρασίες του εδάφους. Οι ίδιοι συγγραφείς θεωρούν ότι σημαντικό ρόλο στο ρυθμό απομείωσης του ζιζανιοκτόνου παίζουν το ph και η οργανική ουσία του εδάφους και υποστηρίζουν ότι ο 196

211 μεγαλύτερος χρόνος ημιπεριόδου στη δεύτερη μελέτη τους (περιοχή Hubei) οφείλεται στο αυξημένο ph και τη λιγότερη οργανική ουσία του εδάφους. Το παραπάνω όμως έρχεται σε αντίθεση με τα δεδομένα της EFSA (2008a) σύμφωνα με τα οποία η αύξηση του ph του εδάφους φαίνεται να οδηγεί σε μείωση του χρόνου ημιπεριόδου, ενώ η περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία δε φαίνεται να παίζει σημαντικό ρόλο. Στην παρούσα εργασία, όπως έχει αναφερθεί, υπολογίστηκαν χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που κυμαίνονται από 0,553 έως 0,679 με τη χρήση κινητικής πρώτης τάξης, και από 0,451 έως 0,713 με τη χρήση μοντέλου κινητικής των Gustafson και Holden, τιμές που βρίσκονται στα κατώτερα επίπεδα της κλίμακας τιμών που αναφέρονται στη βιβλιογραφία. Όντας γνωστό ότι το quizalofop-p-ethyl στο έδαφος υδρολύεται γρήγορα προς quizalofop με την υδρολυτική διάσπαση του εστερικού δεσμού και ότι η υδρόλυση του ζιζανιοκτόνου επηρεάζεται σημαντικά από το ph του διαλύματος (DT 50 σε ph 4 > 1 έτος, ενώ DT 50 σε ph 9 < 2,4 h) (EFSA, 2008a, Li et al., 2012), θεωρείται τελικά πιθανό το υψηλό ph (7,9) του εδάφους του πειραματικού αγρού να επέδρασε αρνητικά στο χρόνο ημιπεριόδου ζωής του ζιζανιοκτόνου. Ένας επιπλέον παράγοντας που οδήγησε στους σχετικά μικρούς χρόνους ημιπεριόδου του ζιζανιοκτόνου που παρατηρήθηκαν στην παρούσα διατριβή, μπορεί να αποδοθεί στην περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία (2,8%). Η υψηλή περιεκτικότητα σε οργανική ουσία συνεπάγεται και υψηλή μικροβιακή δραστηριότητα (ιδίως όταν οι περιβαλλοντικές συνθήκες είναι κατάλληλες). O Roberts (1998) αναφέρει ότι η διάσπαση του quizalofop-p-ethyl επιταχύνεται από τη δράση των μικροοργανισμών και ο Nie με τους συνεργάτες του (2011) ότι βακτήρια του γένους Pseudomonas, κυρίως, αλλά και άλλων γενών, συνθέτουν ένζυμα τα οποία υδρολύουν τα αρυλοφαινοξυπροπιονικά ζιζανιοκτόνα, στα οποία συμπεριλαμβάνεται και το quizalofop-p-ethyl. Το quizalofop-p-ethyl δεν ανιχνεύθηκε σε βάθος εδάφους μεγαλύτερο των 10 cm, γεγονός που οδηγεί στο συμπέρασμα ότι η κινητικότητά του στο έδαφος είναι πολύ μικρή. Από όσο είναι γνωστό δεν έχουν πραγματοποιηθεί μελέτες με λυσίμετρα για το συγκεκριμένο ζιζανιοκτόνο, ενώ η EFSA (2008a), σε συμφωνία με τα αποτελέσματα που παρουσιάζονται εδώ, αναφέρει ότι το ζιζανιοκτόνο σε καμία περίπτωση δεν ανιχνεύθηκε σε εδαφικούς ορίζοντες κάτω των 10 cm. Το παραπάνω, είναι αποτέλεσμα πιθανότατα της μικρής υδατοδιαλυτότητας του ζιζανιοκτόνου (0,61 mg L 1 ) και του υψηλού συντελεστή προσρόφησης στην οργανική ουσία (logkoc = 197

212 3,01 3,73) (Papa et al., 2004), σε συνδυασμό με το μικρό χρόνο ημιπεριόδου του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος και οδηγεί στο συμπέρασμα ότι η δυνατότητα έκπλυσης του quizalofop-p-ethyl σε βαθύτερα εδαφικά στρώματα και η ρύπανση των υπογείων υδάτων είναι πολύ μικρή Μεταφορά του quizalofop-p-ethyl μέσω του νερού απορροής Από τις εννέα δειγματοληψίες νερού απορροής που πραγματοποιήθηκαν κατά τη διάρκεια του πειράματος μετά την εφαρμογή του quizalofop-p-ethyl, το ζιζανιοκτόνο ανιχνεύθηκε μόνο σε μία, 3 ΗΑΕ. Οι μέσες τιμές (n = 3) του όγκου του νερού απορροής που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις στη συγκεκριμένη δειγματοληψία, οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων του ζιζανιοκτόνου στο νερό απορροής και των ολικών απωλειών του ζιζανιοκτόνου, καθώς και οι μέσες (n = 3) επί τοις εκατό ολικές απώλειες επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.19 και στο Σχήμα Ο όγκος του νερού απορροής που συλλέχθηκε ήταν 1,667 και 1,172 mm στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5%, σημαντικά μεγαλύτερος (p < 0,05, Tukey s test) από τον όγκο νερού που συλλέχθηκε από τα πιλοτικά με κλίση 1%, όπου οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,229 και 0,198 mm. Ο μεγαλύτερος όγκος του νερού απορροής από τα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια σε σχέση με τα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα είναι πιθανόν αποτέλεσμα της ύπαρξης μικρών διαφορών στις τελικές κλίσεις των δύο ομάδων πιλοτικών, όπως έχει εξηγηθεί στην Παράγραφο Στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι τιμές των συγκεντρώσεων του quizalofop-p-ethyl ήταν 1,904 μg L 1 όταν η κλίση του εδάφους ήταν 5% και 1,697 μg L 1 όταν η κλίση ήταν 1%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στα ακαλλιέργητα τεμάχια ήταν 1,761 και 2,036 μg L 1, με τις παραπάνω διαφορές να μην είναι στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.19). 198

213 Πίνακας 7.19 Οι μέσες τιμές των όγκων (L) του νερού απορροής, oι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων (μg L 1 ) του quizalofop-p-ethyl στο νερό απορροής, oι μέσες συνολικές απώλειες (μg) του quizalofop-p-ethyl μέσω της επιφανειακής απορροής και οι μέσες % συνολικές απώλειές επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας (n = 3) ± το τυπικό σφάλμα, στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Μεταχείριση Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Όγκος νερού απορροής ± τυπικό σφάλμα (L) Συγκέντρωση στο νερό απορροής ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ολικές απώλειες ± τυπικό σφάλμα (μg) Ολικές απώλειες ± τυπικό σφάλμα (%) 66,66±2,53 a 1 1,904±0,120 a 127,5±12,45 a 0,0212±0,0021 a 7,91±2,73 b 1,697±0,077 a 13,24±4,43 b 0,0022±0,0007 b 46,87±10,97 a 1,761±0,232 a 84,21±24,32 a 0,0140±0,0040 a 8,12±1,87 b 2,036±0,397 a 15,25±1,77 b 0,0025±0,0003 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε στήλη, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p <0,05) Η μεταφερόμενη, μέσω του νερού απορροής, ποσότητα του quizalofop-p-ethyl, ανάλογη του όγκου του νερού και της συγκέντρωσής του στο νερό, ήταν σημαντικά μεγαλύτερη (p < 0,05, Tukey s test) στα πιλοτικά με κλίση 5% (127,5 μg στα καλλιεργημένα και 84,21 μg στα ακαλλιέργητα) σε σχέση με τα πιλοτικά στα οποία η κλίση εδάφους ήταν 1% (13,24 και 15,25 μg στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα αντίστοιχα). Οι παραπάνω τιμές αντιστοιχούν σε εκατοστιαίες απώλειες επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας της τάξης του 0,0212% και 0,0140% για τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και της τάξης του 0,0022% και 0,0025% για τα αντίστοιχα τεμάχια με κλίση και 1%. Από τα παραπάνω φαίνεται ότι οι μεταφερόμενες μέσω του νερού απορροής ποσότητες του quizalofop-p-ethyl από τα διάφορα πιλοτικά, ήταν μικρές σε σχέση με τις ποσότητες του ζιζανιοκτόνου που εφαρμόστηκαν, αποτέλεσμα πιθανότατα της σχετικά μικρής διαλυτότητάς του στο νερό (0,61 mg L 1 ), του υψηλού συντελεστή προσρόφησής του στην οργανική ουσία (logkoc = 3,01 3,78) και του μικρού χρόνου ζωής λόγω της υδρόλυσης του. 199

214 Σχήμα 7.17 Οι μέσες τιμές των όγκων (L) του νερού απορροής (α), oι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων (μg L 1 ) του quizalofop-p-ethyl στο νερό απορροής (β), oι μέσες συνολικές απώλειες (μg) του quizalofop-p-ethyl μέσω της επιφανειακής απορροής (γ) και οι μέσες % συνολικές απώλειές επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας (δ), στα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) και στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 200

215 Στη βιβλιογραφία δεν υπάρχουν δεδομένα για τη μεταφορά του quizalofop-pethyl μέσω του νερού απορροής τόσο στο πεδίο όσο και στο εργαστήριο. Σύμφωνα με την τεχνική αναφορά της EFSA (2008a), μετά από υπολογισμούς που πραγματοποιήθηκαν μέσω του λογισμικού FOCUS (όπως προτείνεται από την Ομάδα Εργασίας για τα Επιφανειακά Ύδατα της EU (EU Working Group on Surface Water Scenarios)), λαμβάνοντας υπόψη τις φυσικοχημικές ιδιότητες του ζιζανιοκτόνου, τις ιδιότητες διαφόρων τύπων εδαφών και την κλίση τους και τη δόση εφαρμογής (200 g δρ. ουσ. ha 1 ), καθώς και με παραδοχές ότι το 20% της δραστικής ουσίας παραμένει στα φυτά και ότι ένα έντονο επεισόδιο βροχόπτωσης συμβαίνει τα πρώτα 24ωρα μετά την εφαρμογή, εκτιμήθηκε ότι οι απώλειες του quizalofop-p-ethyl μέσω του νερού απορροής θα μπορούσαν να φτάσουν ακόμη και το 4% της παραμένουσας στο έδαφος, κατά τη διάρκεια του φαινομένου της απορροής, δραστικής ουσίας. Με βάση τα αποτελέσματα της παρούσας μελέτης κάτι τέτοιο θα μπορούσε να συμβεί μόνο σε εδάφη με κλίση μεγαλύτερη του 5% και αν ένα ιδιαίτερα έντονο φαινόμενο επιφανειακής απορροής (> 25 mm) συνέβαινε τις πρώτες ημέρες μετά την εφαρμογή, γεγονός όχι ιδιαίτερα πιθανό Μεταφορά του quizalofop-p-ethyl μέσω του ιζήματος Μετά την εφαρμογή του quizalofop-p-ethyl πραγματοποιήθηκαν 9 δειγματοληψίες ιζήματος, από τις οποίες το ζιζανιοκτόνο ανιχνεύθηκε σε δύο, 3 και 25 ΗΑΕ, που αντιστοιχούν στις δειγματοληψίες που πραγματοποιήθηκαν 33 και 55 ημέρες από την εφαρμογή του oxyfluorfen. Στον Πίνακα 7.20 παρουσιάζονται οι μέσες τιμές (n = 3) της μάζας του ιζήματος που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις ανά δειγματοληψία, οι μέσες συγκεντρώσεις (n = 3) του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα, οι μέσες ολικές απώλειες (n = 3) του ζιζανιοκτόνου, καθώς και οι μέσες επί τοις εκατό ολικές απώλειες (n = 3) επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας. Σχηματικά, οι παραπάνω τιμές παρουσιάζονται στα γραφήματα 7.8 (δειγματοληψίες 33 και 55 ΗΑΕ), 7.18 και

216 Πίνακας 7.20 Οι μέσες τιμές της μάζας (g) του ιζήματος, oι μέσες συγκεντρώσεις (μg L 1 ) του quizalofop-p-ethyl στο ίζημα, oι μέσες συνολικές απώλειες (μg) του quizalofop-p-ethyl μέσω της επιφανειακής απορροής και οι μέσες % συνολικές απώλειές επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας (n = 3) ± το τυπικό σφάλμα στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Μάζα ιζήματος ± τυπικό σφάλμα (g) Συγκέντρωση στο ίζημα ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Απώλειες ανά δειγματοληψία ± τυπικό σφάλμα (μg) % ολικές απώλειες ± τυπικό σφάλμα 252,83±29,25 a 1 520,02±94,45 a 0,126±0,0155 a 0,0015±0,00009a 32,27±6,217 a 0,777±0,169 a 0,0055±0,0010a 20,089±5,858 b 20,152±4,354 b 0,085±0,0139 a 0,0019±0,0006a 1,859±0,682 b 0,039±0,016 b 0,0003±0,0001b 159,92±54,41 a 415,97±31,23 a 0,111±0,0164 a 0,0016±0,0002a 19,11±6,629 a 0,662±0,196 a 0,0033±0,0015a Ακαλλιέργητο 1% 28,519±3,881 b 22,307±7,005 b 0,093±0,0165 a 0,0017±0,0003a 2,171±0,144 b 0,036±0,011 b 0,0002±0,0001b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα σε κάθε στήλη, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 202

217 Συγκέντρωση του quizalofop-p-ethyl στο ίζημα (μg g 1 ) 0,16 0,14 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 ΑΚ 5% ΑΚ 1% ΚΑΛ 5% ΚΑΛ 1% 0, Χρόνος μετά την εφαρμογή (ημέρες) Σχήμα 7.18 Οι μέσες συγκεντρώσεις (μg g 1 ) του quizalofop-p-ethyl στο ίζημα που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Tο ίζημα που συλλέχθηκε από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ήταν σημαντικά περισσότερο (p < 0,05, Tukey s test) από αυτό που συλλέχθηκε από τα πιλοτικά με κλίση 1% (ο σχολιασμός των αποτελεσμάτων αυτών έγινε στην Παράγραφο 7.1.3). Οι συγκεντρώσεις του quizalofop-p-ethyl 3 ΗΑΕ ήταν 0,126 και 0,111 μg g 1 στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% και 0,085 και 0,093 μg g 1 στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%, ενώ 25 ΗΑΕ οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου πλησίον του ορίου LOQ ( 0,001 μg g 1 ). Οι διαφορές μεταξύ των συγκεντρώσεων του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey test). Στη βιβλιογραφία δεν υπάρχουν αναφορές που να αφορούν στη μεταφορά του quizalofop-p-ethyl μέσω του ιζήματος. Οι συγκεντρώσεις του quizalofop-p-ethyl στο ίζημα, όπως και στην περίπτωση του oxyfluorfen, ήταν μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις στο έδαφος κατά τουλάχιστον μία τάξη μεγέθους. Το παραπάνω αποτέλεσμα μπορεί να αποδοθεί στην προσρόφηση στα εδαφικά κολλοειδή, σε συνδυασμό με την υψηλότερη περιεκτικότητα του ιζήματος σε άργιλο και οργανική ουσία (Πίνακας 5.1), αλλά και με τον σχετικά υψηλό συντελεστή προσρόφησης του quizalofop-p-ethyl στην οργανική ουσία (logkoc = 3,01 3,78) (Παράγραφος 7.2.3). 203

218 Συνολική απώλεια του quizalofop-p-ethyl μέσω του ιζήματος (μg) (α) ΑΚ 5% ΑΚ 1% ΚΑΛ 5% ΚΑΛ 1% Χρόνος μετά την εφαρμογή (ημέρες) Σχήμα 7.19 Οι μέσες συνολικές απώλειες (mg) του quizalofop-p-ethyl μέσω του ιζήματος ανά δειγματοληψία (α) και οι μέσες ολικές % απώλειες (β) από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 204

219 Οι μέσες απώλειες του quizalofop-p-ethyl ανά δειγματοληψία στις διαφορετικές μεταχειρίσεις, ανάλογες των ποσοτήτων του ιζήματος που μεταφέρθηκαν από το νερό απορροής και της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα, ήταν ελάχιστες ως αποτέλεσμα των μικρών συγκεντρώσεών του στο έδαφος και κυρίως του πολύ μικρού χρόνου ημιπεριόδου ζωής του. Στη δειγματοληψία 3 ΗΑΕ, οι απώλειες μέσω του ιζήματος έφτασαν τα 32,27 και 19,11 μg στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5%, και τα 1,859 και 2,171 μg για τα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στη δειγματοληψία 25 ΗΑΕ οι απώλειες ήταν πολύ μικρότερες και οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,777, 0,662, 0,039 και 0,036 μg. Και στις δύο δειγματοληψίες οι απώλειες από τα πιλοτικά με κλίση 5% ήταν σημαντικά μεγαλύτερες (p < 0,05, Tukey s test) από αυτές των αντίστοιχων πιλοτικών με κλίση 1%. Οι επί τοις εκατό ολικές απώλειες του quizalofop-p-ethyl επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας μέσω του ιζήματος (Πίνακας 7.20) ανήλθαν στο 0,0055% και 0,0033% για τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και στο 0,0003% και 0,0002% για τα αντίστοιχα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του quizalofop-p-ethyl στα φυτά Για την παρακολούθηση της υπολειμματικότητας του quizalofop-p-ethyl στα φυτά ηλίανθου πραγματοποιήθηκαν 5 δειγματοληψίες φυτικών ιστών, 1, 3, 6, 13 και 18 ημέρες από την εφαρμογή του ζιζανιοκτόνου, στις οποίες συλλέχθηκαν 12, 8, 6, 6 και 4 φυτά αντίστοιχα. Το quizalofop-p-ethyl είναι διασυστηματικό ζιζανιοκτόνο και η εφαρμογή του πραγματοποιήθηκε 32 ημέρες από τη σπορά του ηλίανθου, όταν τα φυτά είχαν ύψος 30 cm περίπου και 6 8 πραγματικά φύλλα και συνεπώς οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στους φυτικούς ιστούς αναφέρονται σε υπολείμματα που μπορεί να υπάρχουν στην επιφάνεια τους αλλά και εντός των φυτικών ιστών μετά την απορρόφηση τους. Τα υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου στο υπέργειο μέρος των φυτών ήταν ανιχνεύσιμα για 18 ΗΑΕ, ενώ στο ριζικό σύστημα για 6 ΗΑΕ. Στις ταξιανθίες των φυτών, οι οποίες αναπτύχθηκαν σε μεταγενέστερο χρονικό διάστημα, καθώς και στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου. Η παρουσία των υπολειμμάτων του quizalofop-p-ethyl στους φυτικούς ιστούς του ηλίανθου δίνεται 205

220 συνολικά στον Πίνακα 7.21, καθώς και στα Σχήματα 7.20 (υπέργειο τμήμα) και 7.21 (ριζικό σύστημα). Η πρώτη δειγματοληψία φυτών ηλίανθου για την παρακολούθηση της υπολειμματικότητας του quizalofop-p-ethyl στους φυτικούς ιστούς πραγματοποιήθηκε 12 ώρες μετά την εφαρμογή του. Οι μέσες συγκεντρώσεις (n = 3) του ζιζανιοκτόνου που μετρήθηκαν στο υπέργειο μέρος των φυτών ήταν 0,469 και 0,390 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% αντίστοιχα. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις μειώθηκαν γρήγορα και έφτασαν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου LOQ (0,0013μg g 1 ) 18 ΗΑΕ. Στο ριζικό σύστημα κατά την πρώτη δειγματοληψία η μέση συγκέντρωση ήταν 0,0047 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 0,0053 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Οι συγκεντρώσεις έφτασαν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου LOQ στις 6 ΗΑΕ. Η απομείωση του quizalofop-p-ethyl στους φυτικούς ιστούς του υπέργειου τμήματος, αλλά και του ριζικού συστήματος των φυτών ηλίανθου περιγράφεται ικανοποιητικά από κινητική πρώτης τάξης (Σχήματα 7.20 και 7.21). Ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής στους βλαστούς και τα φύλλα υπολογίστηκε σε 1,56 και 1,53 ημέρες στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές για το ριζικό σύστημα ήταν 1,00 και 0,96 ημέρες. Πίνακας 7.21 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του quizalofop-pethyl ± το τυπικό σφάλμα στo υπέργειο τμήμα και στο ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Υπέργειο τμήμα Ριζικό σύστημα Ημέρες από την εφαρμογή Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 1 0,4694±0,0412 a 1 0,3904±0,0574 a 0,0047±0,0006 a 0,0053±0,0010 a 3 0,1200±0,0116 a 0,0957±0,0159 a 0,0012±0,0003 a 0,0013±0,0002 a 6 0,0402±0,0128 a 0,0339±0,0106 a 0, , ,0034±0,0003 a 0,0031±0,0003 a 18 0, , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή για το υπέργειο ή το ριζικό σύστημα, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 206

221 Σχήμα 7.20 Η κινητική απομείωσης του quizalofop-p-ethyl από τα φύλλα και τους βλαστούς των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και διακεκομμένη για αυτά με κλίση 5%). Σχήμα 7.21 Η κινητική απομείωσης του quizalofop-p-ethyl από το επιφανειακό ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και διακεκομμένη για αυτά με κλίση 5%). 207

222 Σύμφωνα με τον Roberts (1998a) η είσοδος και η μεταφορά του quizalofop-pethyl στα πλατύφυλλα φυτά είναι περιορισμένη και η μεγαλύτερη ποσότητα του ζιζανιοκτόνου παραμένει επάνω ή/και εντός των φύλλων που αυτό εφαρμόζεται. Συνέπεια του προηγούμενου είναι ότι μεγαλύτερες ποσότητες υπολειμμάτων του quizalofop-p-ethyl αναμένεται να ανευρίσκονται στο υπέργειο μέρος των φυτών και λιγότερες στο ριζικό σύστημα, στο οποίο το ζιζανιοκτόνο φτάνει είτε μέσω της περιορισμένης μεταφοράς του μέσω του φλοιώματος είτε από το έδαφος μέσω του ρεύματος διαπνοής. Η παραπάνω διαπίστωση έρχεται σε συμφωνία με τα αποτελέσματα της παρούσας μελέτης. Σε προηγούμενες μελέτες για την υπολειμματικότητα του quizalofop-p-ethyl σε καλλιεργούμενα φυτά οι Guan και Zhang (2013), οι οποίοι εφάρμοσαν το ζιζανιοκτόνο κατά τη διάρκεια του χειμώνα σε καλλιέργεια ελαιοκράμβης με δόση εφαρμογής 9 g ανά στρέμμα, αναφέρουν ότι δεν ανίχνευσαν υπολείμματα στους καρπούς, ενώ ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του ζιζανιοκτόνου στα φυτά ανέρχονταν στις 6,1 ημέρες στην περιοχή Hubei και στις 5,0 ημέρες στην περιοχή Hebei. Επιπλέον οι Hu et al. (2010) αναφέρουν ότι δεν ανίχνευσαν υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου σε κονδύλους πατάτας κατά τη συγκομιδή (2,5 μήνες μετά την εφαρμογή). Πίνακας 7.22 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης που περιγράφουν την απομείωση του quizalofop-p-ethyl στους φυτικούς ιστούς, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Πειραματικά τεμάχια Υπέργειο τμήμα κλίση 5% Υπέργειο τμήμα κλίση 1% Ριζικό σύστημα κλίση 5% Ριζικό σύστημα κλίση 1% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) k (days 1 ) R 2 DT 50 (days) 0,8956 0,6487 0,995 1,56 0,7587 0,6670 0,994 1,53 0,0094 0,6909 0,999 1,00 0,0109 0,7189 0,999 0,96 208

223 Το quizalofop-p-ethyl εντός των φυτών μεταβολίζεται γρήγορα καθώς υδρολύεται ο εστερικός δεσμός προς σχηματισμό quizalofop, ενώ η ταχύτητα του μεταβολισμού εξαρτάται τόσο από το είδος του φυτού όσο και από τη θερμοκρασία του περιβάλλοντος (Koeppe et al., 1990). Έτσι οι μεγαλύτεροι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που αναφέρουν οι Guan και Zhang (2013), σε σχέση με αυτούς που υπολογίστηκαν στην παρούσα εργασία, είναι πιθανόν αποτέλεσμα του διαφορετικού είδους φυτού και κυρίως των χαμηλών θερμοκρασιών που επικρατούσαν στην περιοχή Hubei (< 0 C) και του συνεπαγόμενου χαμηλότερου μεταβολισμού των φυτών. 209

224 7.3 Cypermethrin Απομείωση-παραμονή της cypermethrin στο έδαφος Στην καλλιέργεια του ηλίανθου πραγματοποιήθηκαν δύο εφαρμογές του εντομοκτόνου cypermethrin (Κεφάλαιο 4). Στην πρώτη το εντομοκτόνο εφαρμόστηκε με τη μορφή κοκκώδους σκευάσματος με ενσωμάτωση στο έδαφος (σε βάθος 3 5 cm) κατά τη σπορά και στη δεύτερη (50 ημέρες από τη σπορά) με τη μορφή γαλακτοποιήσιμου σκευάσματος με ψεκασμό. Για την παρακολούθηση της απομείωσης της cypermethrin στο έδαφος των πειραματικών τεμαχίων της καλλιέργειας του ηλίανθου, πραγματοποιήθηκαν μεταξύ 29 Μαΐου και 8 Δεκεμβρίου του δειγματοληψίες εδάφους (2, 9, 17, 32, 44, 50, 59, 73, 92, 123, 155 και 193 ημέρες από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου (HAE)) σε δύο βάθη: 0 10 και cm. Οι δειγματοληψίες πραγματοποιούνταν επί των γραμμών σποράς των φυτών. Τα αποτελέσματα της ανάλυσης των εδαφικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν από βάθος 0 10 cm παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.23 και στο Σχήμα Οι αρχικές συγκεντρώσεις της cypermethrin (2 ημέρες μετά την εφαρμογή) ήταν 0,731 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,526 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,630 και 0,717 μg g 1. Στη δεύτερη δειγματοληψία, 9 ΗΑΕ, η συγκέντρωση του εντομοκτόνου στο έδαφος αυξήθηκε σε όλες τις μεταχειρίσεις φτάνοντας τα 1,060 και 1,100 μg g 1 στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% και 1% και τα 1,235 και 1,165 μg g 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργούμενα πιλοτικά. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις της cypermethrin ακολούθησαν εκθετική μείωση μέχρι και την τελευταία δειγματοληψία (193 ΗΑΕ), στην οποία προσδιορίσθηκαν 0,009 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια και στις δύο κλίσεις και 0,015 και 0,020 μg g 1 στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 1% αντίστοιχα. Η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων έδειξε ότι οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των συγκεντρώσεων που προσδιορισθήκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις μόνο σε μία περίπτωση υπήρξαν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.23), στην 11η δειγματοληψία, 155 ΗΑΕ. 210

225 Πίνακας 7.23 Οι μέσες τιμές (n = 9) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) της cypermethrin στο έδαφος ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 2 0,731±0,1035 a 1 0,526±0,0689 a 0,630±0,0545 a 0,717±0,1126 a 9 1,060±0,0817 a 1,100±0,1362 a 1,235±0,1577 a 1,165±0,1615 a 17 0,804±0,0898 a 0,917±0,1260 a 0,885±0,1509 a 0,828±0,1323 a 32 0,622±0,1279 a 0,506±0,0763 a 0,573±0,1025 a 0,518±0,0878 a 44 0,369±0,0551 a 0,446±0,0951 a 0,458±0,0850 a 0,399±0,0794 a 50 (0) 2 0,345±0,0565 a 0,407±0,0762 a 0,383±0,0739 a 0,353±0,0550 a 59 (9) 0,170±0,0328 a 0,234±0,0393 a 0,206±0,0432 a 0,205±0,0333 a 73 (23) 0,141±0,0264 a 0,191±0,0382 a 0,109±0,0205 a 0,156±0,0307 a 92 (42) 0,044±0,0079 a 0,046±0,0065 a 0,085±0,0150 a 0,105±0,0232 a 123 (73) 0,036±0,0038 a 0,048±0,0051 a 0,060±0,0097 a 0,067±0,0125 a 155 (105) 0,019±0,0017 ac 0,027±0,0029 a 0,045±0,0088 ab 0,022±0,0033 ac 193 (143) 0,009±0,0035 a 0,009±0,0018 a 0,015±0,0028 a 0,020±0,0069 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 σε παρένθεση οι ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή Θα πρέπει να σημειωθεί ότι οι αναφερόμενες συγκεντρώσεις της cypermethrin στο έδαφος, δεν αντιπροσωπεύουν την παρουσία του εντομοκτόνου σε όλη την έκταση του εδάφους κάθε πιλοτικού, αλλά σε λωρίδες εδάφους (πλάτους cm) στη γραμμή σποράς των φυτών. Μέχρι την εφαρμογή στο φύλλωμα το εντομοκτόνο δεν ανιχνεύθηκε σε δείγματα εδάφους που συλλέχθηκαν σε αποστάσεις μεγαλύτερες των 10 cm από τη γραμμή σποράς των φυτών. Γενικά για λόγους ομοιομορφίας των δειγμάτων οι δειγματοληψίες, που αφορούσαν στην παρακολούθηση της απομάκρυνσης του oxyfluorfen και της cypermethrin από το έδαφος, πραγματοποιούνταν επί των γραμμών των φυτών. Η παρατηρούμενη αύξηση της συγκέντρωσης της cypermethrin στο έδαφος μεταξύ της 1ης και της 2ης δειγματοληψίας, 2 και 9 ΗΑΕ αντίστοιχα, είναι πιθανότατα αποτέλεσμα της διαλυτοποίησης των κόκκων του σκευάσματος και της 211

226 πιο ομοιόμορφης κατανομής της δραστικής ουσίας στη ζώνη διασποράς του εντομοκτόνου. Από την άλλη πλευρά η εφαρμογή του γαλακτοποιήσιμου σκευάσματος της cypermethrin δεν φαίνεται να μετέβαλε σημαντικά τις συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο έδαφος. Η εφαρμογή πραγματοποιήθηκε στις 18/7 (50 ημέρες από την εφαρμογή του κοκκώδους σκευάσματος) και η πρώτη δειγματοληψία, 12 ώρες από την εφαρμογή, όταν οι συγκεντρώσεις των υπολειμμάτων του εντομοκτόνου στο έδαφος κυμαίνονταν από 0,345 έως 0,407 μg g 1. Η ποσότητα του εντομοκτόνου που εφαρμόστηκε αντιστοιχούσε σε 0,03 μg δραστικής ουσίας ανά g εδάφους, ποσότητα όχι ικανή να μεταβάλει εμφανώς τις συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο έδαφος. Σχήμα 7.23 Οι συγκεντρώσεις της cypermethrin στο έδαφος (μg g 1 ) των ακαλλιέργητων (ΑΚ) και των καλλιεργημένων (ΚΑΛ) πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Για την περιγραφή του ρυθμού μείωσης των υπολειμμάτων της cypermethrin στο έδαφος ως ημέρα 0 ορίστηκε η 9η ημέρα από την εφαρμογή, κατά την οποία παρατηρούνται οι μέγιστες συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο έδαφος. Για την επιλογή της καταλληλότερης κινητικής δοκιμάσθηκαν (μέσω του λογισμικού OriginPro 8) τo μοντέλο πρώτης τάξης (SFO), το διεκθετικό μοντέλο (DFOP), το μοντέλο των Gustafson και Holden (FOMC) και το μοντέλο Hockey-stick (HS). 212

227 Πίνακας 7.24 Οι τιμές των κριτηρίων επιλογής του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής, σε ανά ζεύγη σύγκριση, για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης της cypermethrin στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κριτήρια σύγκρισης F-test X 2 -test SFO vs DFOP SFO vs FOMC SFO vs HS Πειραματικά τεμάχια ΚΑΛ 5% 1 3,078Ε 8 (-) 0,083 (-) 0,452 (-) ΚΑΛ 1% 1,571 (-) 0,038 (-) 1,753E 7 (-) ΑΚ 5% 0,197 (0,826) 2 0,119 (0,927) 9,576E 8 (-) ΑΚ 1% 4,156 (0,065) 3,584 (0,095) 1,607E 7 (1) ΚΑΛ 5% 1 0, , , , , ,00270(fnc) ΚΑΛ 1% 0, , , , , ,00228(fnc) ΑΚ 5% 0, , , , , ,00230(fnc) ΑΚ 1% 0, , , , , ,00157(fnc) AIC-test 3 ΚΑΛ 5% 1 61,778 49,207 61,778 56,425 61,778 47,687 ΚΑΛ 1% 62,482 49,911 62,482 57,192 62,482 49,911 ΑΚ 5% 62,375 50,405 62,375 57,300 62,375 49,803 ΑΚ 1% 68,034 62,618 68,034 66,868 68,034 54,008 1 ΚΑΛ. 5%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΚΑΛ. 1%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% ΑΚ. 5%: Μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΑΚ. 1%: Μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% 2 Για επίπεδο σημαντικότητας 0,05 (στην παρένθεση Prob>F) 3 Μικρότερη τιμή στο AIC-test σημαίνει μεγαλύτερη πιθανότητα το συγκεκριμένο μοντέλο να περιγράφει με πιο ικανοποιητικό τρόπο τα πειραματικά δεδομένα (fnc): δεν συγκλίνει με τα πειραματικά δεδομένα (fit not converged) (-): δεν υπάρχουν αρκετά δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος SFO: Μοντέλο πρώτης τάξης (Simple first-order) FOMC: Μοντέλο των Gustafson and Holden (First-order multi-compartment) DFOP: Διεκθετικό κινητικό μοντέλο (Double-first-order in parallel) HS: Μοντέλο Hockey-stick 213

228 Πίνακας 7.25 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης για την απομείωση της cypermethrin στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Μοντέλο κινητικής πρώτης τάξης (SFO) Εξίσωση C 0 k (μg g 1 ) (days 1 ) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 1,0663 0,0300 0,985 23,07 76,75 1,1122 0,0286 0,987 24,24 80,51 1,2071 0,0315 0,989 22,01 73,10 1,1242 0,0309 0,992 22,37 74,52 Πίνακας 7.26 Οι εξισώσεις του διεκθετικού μοντέλου για την κινητική απομείωσης της cypermethrin στο έδαφος, οι παράμετροι (a, b, k 1, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Εξίσωση Διεκθετικό μοντέλο κινητικής a b k 1 k 2 R 2 DT 50 DT 90 (μg g 1 ) (μg g 1 ) (days 1 ) (days 1 ) (days) (days) 0,7914 0,2748 0,0300 0,0300 0,981 23,24 76,83 0,8729 0,2392 0,0286 0,0286 0,983 24,62 80,37 1,2051 0,0002 0,0321 0,0080 0,986 21,09 71,85 0,1933 0,9718 0,1877 0,0268 0,995 19,40 79,05 214

229 Πίνακας 7.27 Οι εξισώσεις του μοντέλου κινητικής των Gustafson and Holden για την απομείωση της cypermethrin στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, α, β), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Μοντέλο κινητικής των Gustafson and Holden Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) α β R 2 DT 50 (days) Καλλιεργημένο 5% 1, , ,64 0,983 23,02 76,84 DT 90 (days) Καλλιεργημένο 1% 1, , ,42 0,985 24,16 80,81 Ακαλλιέργητο 5% 1, , ,161 0,987 21,49 74,98 Ακαλλιέργητο 1% 1,1491 4, ,785 0,994 20,12 81,36 215

230 Πίνακας 7.28 Οι εξισώσεις του μοντέλου κινητικής Hockey-stick για την απομείωση της cypermethrin στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k 1, k 2, t b ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Μοντέλο κινητικής Hockey-stick Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) όταν t 12,456 όταν t>12,456 k 1 (days 1 ) k 2 (days 1 ) t b (days) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 1,1000 0,0300 0, ,456 0,978 23,10 76,75 Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% όταν t 3,0884 όταν t>3,0884 όταν t 9,8511 όταν t>9,8511 όταν t 4,4474 όταν t>4,4474 1,1638 0,0433 0,0286 3,0884 0,983 22,65 78,92 1,1956 0,0305 0,0315 9,8511 0,985 22,32 75,49 1,0831 0,0226 0,0309 4,4474 0,988 23,57 77,16 216

231 Σχήμα 7.24 Η κινητική απομείωσης της cypermethrin στο έδαφος, σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (Κ) και ακαλλιέργητα (ΑΚ) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% (α) και 1% (β). Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα καλλιεργημένα τεμάχια και διακεκομμένη για τα ακαλλιέργητα). 217

232 Στον Πίνακα 7.24 παρουσιάζονται οι τιμές των κριτηρίων σύγκρισης (F-test, x 2 - test και AIC-test) (Κεφάλαιο 5.3), ενώ στους Πίνακες 7.25, 7.26, 7.27 και 7.28 παρουσιάζονται οι εξισώσεις των μοντέλων της κινητικής απομείωσης, οι τιμές των παραμέτρων των εξισώσεων, ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής και ο χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) όπως υπολογίζονται από κάθε εξίσωση, καθώς και οι συντελεστές συσχέτισης (R 2 ). Όπως φαίνεται από τα δεδομένα του Πίνακα 7.24 με εξαίρεση το μοντέλο Hockey stick, τα μοντέλα SFO, FOMC και DFOP περιγράφουν ικανοποιητικά τα πειραματικά δεδομένα. Κατά τη μεταξύ τους σύγκριση, βάσει των προαναφερθέντων κριτηρίων, το μοντέλο που περιγράφει με μεγαλύτερη ακρίβεια το ρυθμό αποδόμησης του εντομοκτόνου φαίνεται να είναι η κινητική πρώτης τάξης (Σχήμα 7.24). Με βάση την εξίσωση της κινητικής πρώτης τάξης ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του εντομοκτόνου υπολογίστηκε σε 23,07 και 24,24 ημέρες στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5% και 1% αντίστοιχα. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 22,01 και 22,37. Σύμφωνα με τα σύγχρονα δεδομένα δεν υπάρχουν αναφορές στη βιβλιογραφία που να αφορούν στη συμπεριφορά και στην τύχη της cypermethrin στο έδαφος, αλλά και στο περιβάλλον γενικότερα, όταν αυτή εφαρμόζεται σε κοκκώδη μορφή. Αντίθετα αρκετοί είναι οι ερευνητές που έχουν μελετήσει τη συμπεριφορά της cypermethrin στο περιβάλλον όταν αυτή εφαρμόζεται ως γαλακτοποιήσιμο υγρό με ψεκασμό. Και σε αυτή την περίπτωση όμως, ο μεγαλύτερος αριθμός εργασιών αναφέρεται στην υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά, ενώ λίγες σχετικά εργασίες αναφέρονται στην απομάκρυνση του εντομοκτόνου από το έδαφος, οι περισσότερες εκ των οποίων αφορούν εργαστηριακές μελέτες (μεταξύ άλλων Xie και Zhou, 2008, Gu et al., 2008 και 2010, Fenoll et al., 2011, Liu et al., 2013). Στις εργασίες που αναφέρονται σε πειράματα πεδίου, και οι οποίες πραγματοποιήθηκαν κυρίως στην Ινδία, η cypermethrin ανιχνεύθηκε σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ (0,02 μg g 1 ) όταν εφαρμόστηκε σε καλλιέργεια βαμβακιού με δόσεις εφαρμογής 4,25 και 8,5 g ανά στρέμμα (Battu et al., 2009). Όταν εφαρμόστηκε σε καλλιέργεια πιπεριάς σε επαναλαμβανόμενες εφαρμογές (δόσεις 5 και 10 g ανά στρέμμα) τα υπολείμματα του εντομοκτόνου στο έδαφος βρέθηκαν σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ (0,01 μg g 1 ) 15 ημέρες μετά την τελευταία εφαρμογή (Jyot et al., 218

233 2013). Σε εφαρμογή της cypermethrin σε καλλιέργειες μελιτζάνας (Mukherjee et al., 2012) και τομάτας (Gupta et al., 2011) με δόσεις 4,4 και 4 g ανά στρέμμα, το εντομοκτόνο δεν ανιχνεύθηκε καθόλου στο έδαφος. Αντίθετα, όταν εφαρμόστηκε στις παραπάνω καλλιέργειες σε διπλάσιες δόσεις υπολείμματά του ανιχνεύθηκαν σε συγκεντρώσεις της τάξης των 0,03 μg g 1, λίγες ώρες μετά την εφαρμογή και παρέμειναν στο έδαφος για χρονικό διάστημα μικρότερο των 7 ημερών στην καλλιέργεια της τομάτας, και σε συγκεντρώσεις 0,036 μg g 1 λίγες ώρες μετά την εφαρμογή, 0,015 μg g 1 3 ΗΑΕ και κάτω του ορίου LOQ 7 ΗΑΕ στην καλλιέργεια της πιπεριάς. Μεγαλύτεροι χρόνοι παραμονής στο έδαφος αναφέρονται από τον Chai και τους συνεργάτες του (2008) οι οποίοι εφάρμοσαν το εντομοκτόνο σε καλλιέργεια ασιατικής μουστάρδας (Brassica juncea) στη Μαλαισία (δόση εφαρμογής 23 g ανά στρέμμα). Η εφαρμογή πραγματοποιήθηκε σε τρεις τύπους εδαφών (πηλώδες, αμμοπηλοϊλιώδες και πηλοαμμώδες) με διαφορετική περιεκτικότητα σε οργανική ουσία (3,79%, 3,10% και 2,41%, αντίστοιχα) και οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που υπολογίστηκαν ήταν 7,5, 7,6 και 5,6 ημέρες αντίστοιχα (κινητική πρώτης τάξης). Τέλος ο Vig και οι συνεργάτες του (2001) αναφέρουν χρόνους ημιπεριόδου ζωής που ξεπερνούν τις 2 εβδομάδες, όταν dimethoate, monocrotophos, triazophos, deltamethrin, cypermethrin και edosulfan εφαρμόστηκαν σε καλλιέργεια βαμβακιού (αμμοαργιλοπηλώδες έδαφος με 1% οργανική ουσία) στην Ινδία, με τη σειρά που αναφέρονται και με χρονικά διαστήματα 15 ημερών ανάμεσα στην κάθε εφαρμογή. Στις παραπάνω εργασίες μεγαλύτερο βάρος δίνεται στην υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά με αποτέλεσμα να μην γίνονται ξεκάθαροι οι λόγοι που κάποιες φορές το εντομοκτόνο δεν ανιχνεύεται στο έδαφος, ενώ όταν ανιχνεύεται η διάρκεια παραμονής του σε αυτό ποικίλλει. Προφανώς σημαντικό ρόλο παίζουν το είδος της καλλιέργειας, ο βαθμός κάλυψης του εδάφους από την καλλιέργεια, η δόση και ίσως ο τρόπος εφαρμογής, ενώ φαίνεται ότι επιδρά και η περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία. Σε μελέτες που πραγματοποιήθηκαν στο εργαστήριο ή στο θερμοκήπιο κάτω από ελεγχόμενες συνθήκες τα αποτελέσματα είναι πιο ξεκάθαρα. Διάφοροι ερευνητές (Xie και Zhou, 2008, Gu et al., 2008 και 2010, Liu et al., 2013) συμφωνούν ότι η αποδόμηση της cypermethrin στο έδαφος εξαρτάται σε μεγάλο βαθμό από τη μικροβιακή δραστηριότητα του εδάφους και ως εκ τούτου από παράγοντες που 219

234 επιδρούν στη μικροβιακή δραστηριότητα (περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία και θρεπτικά στοιχεία, θερμοκρασία και υγρασία). Πιο συγκεκριμένα οι Gu et al. (2008) αναφέρουν χρόνους ημιπεριόδου ζωής 14,4, 17,1 και 19,5 ημέρες (κινητική πρώτης τάξης) σε τρία διαφορετικά εδάφη με περιεκτικότητα σε οργανική ουσία 0,34%, 0,31% και 0,24% αντίστοιχα, οι οποίοι μειώθηκαν σε 12,5, 14,4 και 15,5 ημέρες αντίστοιχα όταν προστέθηκε γλυκόζη ως εξωτερική πηγή άνθρακα. Ο χρόνος ημιπεριόδου υπερτετραπλασιάστηκε (από 17,1 σε 73,7 ημέρες) όταν το εντομοκτόνο εφαρμόστηκε σε αποστειρωμένα δείγματα εδάφους. Σε άλλη μελέτη ο Gu και οι συνεργάτες του (2010) έδειξαν ότι ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής της cypermethrin στο έδαφος εξαρτάται επίσης τόσο από τη θερμοκρασία του εδάφους (DT 50 : 15, 17 και 23 ημέρες σε θερμοκρασίες 35 C, 25 C και 15 C αντίστοιχα), όσο και από την περιεχόμενη υγρασία (DT 50 : 16, 17 και 21 όταν η υγρασία του εδάφους ήταν 40%, 25% και 15% β/β αντίστοιχα), καθώς η αύξηση των δύο αυτών παραγόντων ενισχύει τη μικροβιακή δραστηριότητα. Επιπλέον οι Xie και Zhou (2008) αναφέρουν χρόνους ημιπεριόδου ζωής από 9,6 έως 15,1 ημέρες εξαρτώμενους από την οργανική ουσία και τον εμπλουτισμό του εδάφους με θρεπτικά στοιχεία και οι Liu et al. (2013) χρόνους 10,3 και 15,9 ημέρες σε δύο τύπους εδαφών με περιεκτικότητα σε οργανική ουσία 2,7% και 1,5% αντίστοιχα. Αντίθετα με τους παραπάνω ο Fenoll και οι συνεργάτες του (2011) δεν βρήκαν σημαντικές διαφορές στο ρυθμό αποδόμησης της cypermethrin και άλλων πυρεθρινοειδών μεταξύ του μάρτυρα και μεταχείρισης στην οποία είχε προστεθεί χωνεμένη κοπριά προβάτων. Ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής DT 50 υπολογίστηκε σε 13 ημέρες (με διεκθετικό κινητικό μοντέλο) στο μάρτυρα και σε 12 ημέρες στη μεταχείριση με την προσθήκη κοπριάς. Η μελέτη πραγματοποιήθηκε σε γλάστρες με αργιλοπηλώδες έδαφος και οργανική ουσία 1,59% που τοποθετήθηκαν σε θερμοκήπιο. Οι συγγραφείς αποδίδουν τα αποτελέσματά τους στην ισχυρή προσρόφηση των πυρεθρινοειδών στην οργανική ουσία (logk oc της cypermethrin: 4,3 5,58) που έχει ως συνέπεια την προστασία τους από τη δράση των μικροοργανισμών. Τέλος θα πρέπει να σημειωθεί ότι αν και η cypermethrin υπόκεινται σε φωτοδιάσπαση (DT 50 : 28,9 ημέρες υπό συνεχή φωτισμό, FAO (2009) ) σε καμία από τις παραπάνω μελέτες δεν αναφέρεται ως παράγοντας που επιδρά σημαντικά στην απομείωση του εντομοκτόνου στο έδαφος. Επιπλέον δεν υπάρχει καμία αναφορά 220

235 στην πιθανότητα μέρος των απωλειών της cypermethrin να οφείλεται στην εξάτμιση, κάτι αναμενόμενο λόγω της πολύ μικρής πίεση ατμών που παρουσιάζει (2, mp (25 C)). Όπως έχει αναφερθεί οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής της cypermethrin που υπολογίστηκαν σε αυτή την εργασία κυμάνθηκαν από 22,1 έως 24,24 ημέρες, αρκετά έως πολύ υψηλότεροι από τους χρόνους που αναφέρονται στη βιβλιογραφία τόσο σε πειράματα πεδίου όσο και στο εργαστήριο. Οι διαφορές φαίνονται ακόμη υψηλότερες αν ληφθούν υπόψη η σχετικά υψηλή περιεκτικότητα του εδάφους του πειραματικού αγρού σε οργανική ουσία (2,8%) και οι υψηλές θερμοκρασίες εδάφους που παρατηρήθηκαν καθ όλη τη διάρκεια της καλλιεργητικής περιόδου του ηλίανθου (πάνω από 25 C, Σχήμα 4.2). Η εικασία των Fenoll et al. (2011) ότι η ισχυρή προσρόφηση της cypermethrin στα εδαφικά κολλοειδή προστατεύει το εντομοκτόνο από τη βιοδιάσπαση δεν μπορεί να εξηγήσει το μικρότερο ρυθμό απομείωσης σε αυτή την περίπτωση γιατί όταν η cypermethrin εφαρμόστηκε μόνο σε υγρή μορφή στην καλλιέργεια της ελαιοκράμβης, κατά τη δεύτερη καλλιεργητική περίοδο της παρούσας μελέτης (Παράγραφος 8.2.1), ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής που υπολογίστηκε κυμάνθηκε από 2,69 έως 3,32 ημέρες. Από την άλλη πλευρά η δεύτερη εφαρμογή του εντομοκτόνου στην καλλιέργεια ηλίανθου με ψεκασμό, 50 ημέρες από την πρώτη εφαρμογή, αν και δεν μετέβαλλε εμφανώς τις συγκεντρώσεις στο έδαφος (Πίνακας 7.23) είναι πιθανών να αύξησε σε κάποιο βαθμό τους χρόνους ημιζωής. Ο κύριος λόγος όμως του μικρότερου ρυθμού απομείωσης της cypermethrin είναι πιθανότατα η μορφή του σκευάσματος της πρώτης εφαρμογής (μικροκοκκώδες). Από τέτοιου τύπου σκευάσματα η δραστική ουσία αποδεσμεύεται με πιο αργό ρυθμό με αποτέλεσμα να παραμένει για μεγαλύτερο χρονικό διάστημα στο έδαφος και να έχει μεγαλύτερη περίοδο δράσης (Thuyet et al., 2011) Μετακίνηση και παραμονή της cypermethrin στο έδαφος σε βάθος cm Σε όλη τη διάρκεια παρακολούθησης της υπολειμματικότητας της cypermethrin στο έδαφος, και σε σύνολο δειγμάτων που ελήφθησαν από βάθος cm που ξεπέρασαν τα 400, το εντομοκτόνο ανιχνεύθηκε σε μόλις 10 δείγματα. Τα δείγματα αυτά ελήφθησαν σε 4 δειγματοληψίες, 59, 73, 92 και 123 ημέρες από την εφαρμογή του μικροκκώδους σκευάσματος και 9, 13, 42 και 73 ημέρες από την εφαρμογή με 221

236 ψεκασμό. Οι συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στα δείγματα δεν ξεπέρασαν τα 0,1 μg g 1, κυμαινόμενες από 0,005 έως 0,091 μg g 1 (Πίνακας 7.29). Πίνακας 7.29 Οι συγκεντρώσεις (μg g 1 ) της cypermethrin στο έδαφος, σε βάθος cm, ανά δειγματοληψία στα καλλιεργημένα και στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Δειγματοληψία 59 (9) 2 ΗΑΕ 1 73 (23) ΗΑΕ 92 (42) ΗΑΕ 123 (73) ΗΑΕ Π.Τ. 3 C (μg g 1 ) Π.Τ. C (μg g 1 ) Π.Τ. C (μg g 1 ) Π.Τ. C (μg g 1 ) ΑΚ 4 1% α1 0,021 ΑΚ 5% β1 0,091 ΚΑΛ 5% γ1 0,021 ΚΑΛ 5% γ1 0,005 ΑΚ 1% γ2 <LOQ ΚΑΛ 5% α3 0,011 ΚΑΛ 1% α1 0,032 ΚΑΛ 1% α3 0,006 ΑΚ 1% γ3 0,014 ΚΑΛ 1% β1 0,006 1 ημέρες από την εφαρμογή 2 σε παρένθεση οι ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή 3 Πειραματικό Τεμάχιο: κάθε μεταχείριση αποτελούνταν από τρία πειραματικά τεμάχια (α, β, γ) και κάθε τεμάχιο διαιρέθηκε σε τρία μέρη (1, 2, 3) 4 ΑΚ: ακαλλιέργητο, ΚΑΛ: καλλιεργημένο Η κατανομή των συγκεντρώσεων από τα παραπάνω δείγματα φαίνεται τυχαία και μόνο σε μία περίπτωση η cypermethrin ανιχνεύθηκε στο ίδιο πειραματικό τεμάχιο (ΚΑΛ 1% γ1) για δεύτερη φορά, στις δειγματοληψίες που πραγματοποιήθηκαν 92 και 123 ημέρες μετά την αρχική εφαρμογή. Στη βιβλιογραφία δεν υπάρχουν αναφορές για την κινητικότητα της cypermethrin στο έδαφος όταν εφαρμόζεται σε κοκκώδη μορφή, τόσο στο πεδίο όσο και στο εργαστήριο. Αντίθετα υπάρχουν αναφορές για όταν αυτή εφαρμόζεται ως γαλακτοποιήσιμο υγρό. Έτσι οι Vig et al. (2001) σε πειράματα πεδίου όπου λάμβαναν δείγματα από βάθη και cm σε καμία περίπτωση δεν ανίχνευσαν τη cypermethrin σε βάθος εδάφους μεγαλύτερο των 15 cm. Οι Fenoll et al. (2011) σε μελέτη στο εργαστήριο σε στήλες εδάφους δεν ανίχνευσαν το εντομοκτόνο σε βάθος μεγαλύτερο των 10 cm, ενώ ο Rani και οι συνεργάτες του (2014), σε μελέτη που πραγματοποιήθηκε επίσης στο εργαστήριο σε στήλες εδάφους, αναφέρουν την παρουσία της cypermethrin μέχρι και τον εδαφικό ορίζοντα των cm. Στην παρούσα εργασία, σε συμφωνία και με τα παραπάνω, αν και πραγματοποιήθηκε διπλή εφαρμογή της cypermethrin, σε μικροκοκκώδη και σε υγρή μορφή, με αποτέλεσμα την παραμονή της στο έδαφος για μεγάλο σχετικά χρονικό 222

237 διάστημα, ουσιαστικά δεν υπήρξε έκπλυση σε βάθος μεγαλύτερο των 10 cm. Ο πολύ μικρός αριθμός των δειγμάτων εδάφους από βάθος cm στα οποία ανιχνεύθηκε το εντομοκτόνο και η τυχαία κατανομή τους υποδηλώνουν ότι στο συγκεκριμένο τύπο εδάφους η cypermethrin προσροφάται ισχυρά και δεν αναμένεται να εκπλένεται προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα ή ακόμη περισσότερο προς τον υδροφόρο ορίζοντα. Η παρατηρούμενη συμπεριφορά της cypermethrin στο έδαφος θεωρείται αποτέλεσμα τόσο των ιδιοτήτων της, όσο και των ιδιοτήτων του εδάφους του πειραματικού αγρού. Η cypermethrin είναι ελάχιστα διαλυτή στο νερό (0,009 mg L 1 στους 20 C), πολύ λιπόφιλη (logk ow = 5,9) και έχει ισχυρή τάση προσρόφησης στα κολλοειδή του εδάφους (log K oc = 4,30 5,58) (EFSA, 2008c, USEPA, 2006). Επιπλέον μεγάλο ποσοστό του εδάφους αποτελείται από το κλάσμα της αργίλου (46,1%) και η περιεκτικότητα σε οργανική ουσία φτάνει το 2,8%. Με βάση τα παραπάνω εκτιμάται ότι η ανίχνευση της cypermethrin στα λίγα αυτά δείγματα σε βάθος μεγαλύτερο των 10 cm πρέπει να είναι αποτέλεσμα του δικτύου ρηγματώσεων που δημιουργήθηκε στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα στη διάρκεια της καλλιέργειας ή/και επιμόλυνσης των δειγμάτων κατά τη διάρκεια της δειγματοληψίας Μεταφορά της cypermethrin μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος Υπολείμματα της cypermethrin ανιχνεύθηκαν σε μία δειγματοληψία νερού απορροής (57 ΗΑΕ) και σε 8 δειγματοληψίες ιζήματος μεταξύ της 14ης και της 133ης ημέρας από την εφαρμογή του κοκκώδους σκευάσματος. Οι μέσοι όροι (n = 3) των ποσοτήτων του ιζήματος που συλλέχθηκαν από τα διάφορα πειραματικά τεμάχια ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.11 και στο Σχήμα 7.8, ενώ στο Σχήμα 7.9, παρουσιάζονται οι ποσότητες του ιζήματος αθροιστικά. Ο σχολιασμός των παραπάνω αποτελεσμάτων πραγματοποιήθηκε στην Παράγραφο Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων της cypermethrin στο ίζημα ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.30 και στο Σχήμα Στην πρώτη δειγματοληψία (14 ΗΑΕ) οι συγκεντρώσεις της cypermethrin που προσδιορίσθηκαν ήταν 0,035 και 0,019 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% και 1% και 0,029 και 0,022 μg g 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα πιλοτικά. Στη δεύτερη δειγματοληψία η cypermethrin ανιχνεύθηκε μόνο στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5%, ενώ στην τρίτη δεν ανιχνεύθηκε σε καμία 223

238 μεταχείριση. Στη συνέχεια, στην τέταρτη δειγματοληψία (57 HAE) παρατηρήθηκαν οι μέγιστες συγκεντρώσεις των υπολειμμάτων του εντομοκτόνου φτάνοντας στα 0,143 και 0,097 μg g 1 στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% και στα 0,500 και 0,394 μg g 1 στα ακαλλιέργητα με αντίστοιχες κλίσεις. Ακολούθως, στις επόμενες δειγματοληψίες, οι συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο ίζημα μειώθηκαν σταδιακά μέχρι και την 9η δειγματοληψία (133 ΗΑΕ) όπου έφτασαν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου LOQ. Πίνακας 7.30 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) της cypermethrin στο ίζημα που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 14 0,035±0,0261 a 1 0,019±0,0028 a 0,029±0,0093 a 0,022±0,0063 a 21 0,017±0, (7) 2 0,143±0,0241 a 0,097±0,0135 a 0,500±0,0623 b 0,394±0,0776 b 78 (18) 0,103±0,0111 a 0,059±0,0118 a 0,290±0,0314 b 0,204±0,0149 b 113 (63) 0,073±0,0108 a 0,053±0,0051 a 0,129±0,0327 a 0,099±0,0243 a 114 (64) 0,022±0,0029 a 0,034±0,0049 ab 0,022±0,0016 a 0,015±0,0007 ac 131 (81) 0,010±0,0016 a 0,014±0,0027 a 0,012±0,0010 a 0,008±0,0025 a 133 (83) 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 σε παρένθεση οι ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή 3 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Η πρώτη εφαρμογή της cypermethrin, ως μικροκκώδες σκεύασμα, πραγματοποιήθηκε ταυτόχρονα με τη σπορά του ηλίανθου, στο βάθος σποράς (3 5 cm) με ενσωμάτωση στο έδαφος. Συνεπώς τα υπολείμματα της cypermethrin που ανιχνεύθηκαν στο ίζημα όλων των μεταχειρίσεων 14 ΗΑΕ (στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% και στις 21 ΗΑΕ) είναι πιθανόν τα υπολείμματα του εντομοκτόνου που παρέμειναν στην επιφάνεια του εδάφους μετά την ενσωμάτωση. 224

239 Στις δειγματοληψίες 21 και 35 ΗΑΕ η cypermethrin δεν ανιχνεύθηκε στο ίζημα λόγω της απουσίας υπολειμμάτων από το επιφανειακό στρώμα του εδάφους. Η παρουσία του εντομοκτόνου στις επόμενες δειγματοληψίες (με τις μέγιστες συγκεντρώσεις να παρατηρούνται στην 4η δειγματοληψία, 57 ΗΑΕ) πρέπει να αποδοθεί, κατά κύριο λόγο, στη διάβρωση του επιφανειακού εδάφους και την αποκάλυψη βαθύτερων εδαφικών στρωμάτων και δευτερευόντως στη δεύτερη εφαρμογή της cypermethrin με ψεκασμό, ενώ η ακόλουθη (μετά τις 57 ημέρες από την πρώτη εφαρμογή) μείωση των συγκεντρώσεων αντιστοιχεί στην παρατηρούμενη μείωση των υπολειμμάτων του εντομοκτόνου στο έδαφος. Σχήμα 7.25 Οι συγκεντρώσεις της cypermethrin στο ίζημα (μg g 1 ), που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 3 επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στις δειγματοληψίες 57, 73 και 113 ΗΑΕ οι συγκεντρώσεις της cypermethrin στο ίζημα είναι μεγαλύτερες στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια σε σχέση με τα αντίστοιχα καλλιεργημένα, με τις διαφορές να είναι σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) στις δειγματοληψίες 57 και 73 ΗΑΕ (Πίνακας 7.30). Στις ίδιες δειγματοληψίες, τόσο στα καλλιεργημένα όσο και στα ακαλλιέργητα πιλοτικά, παρατηρούνται υψηλότερα επίπεδα υπολειμμάτων του εντομοκτόνου στο ίζημα των πιλοτικών με 225

240 κλίση 5% σε σχέση με αυτά που είχαν κλίση 1%, με τις διαφορές όμως να μην είναι στατιστικά σημαντικές p < 0,05, Tukey s test). Οι παραπάνω διαφορές είναι πιθανότατα αποτέλεσμα της μικρότερης διάβρωσης που υπέστη το έδαφος στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια, λόγω της κάλυψης του εδάφους από την καλλιέργεια, και της μεγαλύτερης διάβρωσης στα τεμάχια με κλίση 5% λόγω της επίδρασης της κλίσης (Πίνακας 7.11). Οι συγκεντρώσεις της cypermethrin στο ίζημα, αντίθετα από ότι θα ήταν αναμενόμενο (Παράγραφος 7.1.3), λαμβάνοντας υπόψη την τάση προσρόφησής της στο έδαφος (logk oc = 4,30 5,58), ήταν συνήθως μικρότερες των αντίστοιχων συγκεντρώσεων στο έδαφος. Επιπλέον η παρουσία του εντομοκτόνου καταγράφηκε για μικρότερο χρονικό διάστημα (60 ημέρες) στο ίζημα, σε σχέση με την παρουσία του στο έδαφος. Τα παραπάνω είναι προφανώς αποτέλεσμα του τρόπου εφαρμογής της cypermethrin που είχε ως συνέπεια οι παρατηρούμενες, στο έδαφος, συγκεντρώσεις να αφορούν στο έδαφος κατά μήκος των γραμμών των φυτών και όχι στο σύνολο του εδάφους κάθε πιλοτικού. Αντίθετα το συλλεγμένο ίζημα προέρχονταν από το έδαφος όλου του πιλοτικού. Στη βιβλιογραφία δεν υπάρχουν γενικά εργασίες που πραγματοποιήθηκαν είτε στο εργαστήριο, είτε στο πεδίο με σκοπό τη μελέτη της μεταφοράς της cypermethrin μέσω του νερού απορροής ή του ιζήματος. Η μόνη σχετική εργασία που ανευρέθηκε και αναφέρεται σε μεταφορά της cypermethrin μέσω του νερού απορροής σε πειραματικά τεμάχια στον αγρό, πραγματοποιήθηκε από την Paracampo και τους συνεργάτες της (2012) με σκοπό την εκτίμηση της τοξικότητας νερού απορροής από πειραματικά τεμάχια στα οποία έχει εφαρμοστεί η cypermethrin. Η παραπάνω μελέτη έλαβε χώρα σε πειραματικά τεμάχια (30 x 8 m) με ιλυοπηλώδες έδαφος κλίσης 1%, πλούσιο σε οργανική ουσία (4,3%) και στα οποία εφαρμόστηκαν 7,5 g δραστικής ουσίας ανά στρέμμα. Το εντομοκτόνο ανιχνεύθηκε στο νερό απορροής σε συγκεντρώσεις από 0,1 μg L 1, λίγες ώρες μετά την εφαρμογή, έως 0,04 μg L 1 19 ΗΑΕ. Επιπλέον αρκετοί είναι οι συγγραφείς οι οποίοι αναφέρουν την παρουσία της cypermethrin στα νερά και στο ίζημα συστημάτων επιφανειακών υδάτων που αποτελούν λεκάνες απορροής εκτεταμένων καλλιεργήσιμων γαιών στις οποίες γίνεται χρήση της cypermethrin για την καταπολέμηση ποικιλίας ζωικών εχθρών. Μεταξύ άλλων οι Marino και Ronco (2005) σε έρευνα που πραγματοποίησαν μεταξύ 2002 και 2004 σε επιφανειακά υδατικά συστήματα της Pampa Ondulada στην Αργεντινή, 226

241 περιοχή καλλιέργειας σόγιας, αναφέρουν συγκεντρώσεις της cypermethrin που φτάνουν τα 3,58 μg L 1 στο νερό και τα 1,07 μg g 1 στο ίζημα ο Feo και οι συνεργάτες του (2010) αναφέρουν την παρουσία της cypermethrin στα νερά και στο ίζημα του δέλτα του ποταμού Ebro στην Ισπανία, κατά τη διετία , σε συγκεντρώσεις από 0,73 έως 57,2 ng L 1 στο νερό και από 8,27 έως 71,9 ng g 1 στο ίζημα, θεωρούν δε ως κυριότερη πηγή μόλυνσης των επιφανειακών υδάτινων συστημάτων από τη cypermethrin το νερό απορροής. Ο Vryzas και οι συνεργάτες του (2011) καταγράφουν την παρουσία της cypermethrin στο νερό του Ερυθροποτάμου στη Θράκη, κατά τη δεκαετία , σε μέσες τιμές της τάξης των 0,038 μg L 1 και μέγιστες τιμές που ξεπερνούν τα 2 μg L 1 τέλος ο Sangchan και οι συνεργάτες του (2014), οι οποίοι παρακολούθησαν την παρουσία της cypermethrin στον ποταμό Mae Sa στη βόρεια Ταϋλάνδη τη διετία , κατέγραψαν μέσες συγκεντρώσεις 0,01 μg L 1 (μέγιστη 0,5 μg L 1 ) στο νερό, 0,01 μg g 1 (μέγιστη 0,05 μg g 1 ) στο ίζημα και 0,08 μg g 1 (μέγιστη 0,24 μg g 1 ) στα αιωρούμενα σωματίδια. Στην παρούσα εργασία η παρουσία υπολειμμάτων της cypermethrin σε μία μόνο δειγματοληψία νερού απορροής, την πρώτη δειγματοληψία μετά τη διαφυλλική εφαρμογή (7 ΗΑΕ), οδηγεί στο συμπέρασμα ότι, η cypermethrin που μεταφέρθηκε, προέρχεται από τη διαφυλλική εφαρμογή και όχι από τη cypermethrin που ενσωματώθηκε στο έδαφος κατά τη σπορά. Το παραπάνω είναι πιθανών αποτέλεσμα της πολύ ισχυρής δέσμευσης του εντομοκτόνου, που ενσωματώθηκε στο έδαφος, στα εδαφικά κολλοειδή λόγω της ισχυρής τάσης προσρόφησής του (logk oc = 4,30 5,58), του τύπου του εδάφους (2,8% οργανική ουσία και 46,1% άργιλος), αλλά και του τρόπου εφαρμογής. Η ελάχιστη μεταφορά της cypermethrin, που εφαρμόστηκε διαφυλλικά, μέσω του νερού απορροής είναι πιθανών αποτέλεσμα, πέραν της ισχυρής δέσμευσής της στα εδαφικά κολλοειδή, και της μικρής συνολικά ποσότητας που εφαρμόστηκε ανά πιλοτικό (160 mg). Επιπλέον, είναι πιθανό, τυχών μικροποσότητες του εντομοκτόνου που μεταφέρθηκαν μέσω του νερού απορροής να προσροφήθηκαν στη στερεή φάση (αιωρούμενα σωματίδια και ίζημα) κατά τη διάρκεια του χρονικού διαστήματος (24 περίπου ώρες) που οι δύο φάσεις (υγρή και στερεή) παρέμειναν μαζί, μέχρι το διαχωρισμό του ιζήματος από το νερό. Την παραπάνω υπόθεση ενισχύουν η αναφορά της USEPA (2006) για τη cypermethrin και της EFSA (2008c CYP00) για τη z-cypermethrin (ενός ισομερούς της cypermethrin) σύμφωνα με τις οποίες σε συστήματα ύδατος-ιζήματος, οι παραπάνω οργανικές ενώσεις κατανέμονται γρήγορα από την υδατική στη στερεή φάση του συστήματος. 227

242 Οι μέσες απώλειες της cypermethrin μέσω του ιζήματος στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές εδαφικές κλίσεις, ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 7.31 και στο Σχήμα Η ποσότητα της cypermethrin που μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος ήταν ανάλογη της ποσότητας του ιζήματος που παρασύρθηκε από το νερό απορροής και της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα, με αποτέλεσμα οι μεγαλύτερες απώλειες του εντομοκτόνου να καταγράφονται στην 4η και 5η δειγματοληψία, 57 και 78 ημέρες από την αρχική εφαρμογή (7 και 28 από τη δεύτερη), αντίστοιχα. Πίνακας 7.31 Οι μέσες (n = 3) συνολικές απώλειες (μg) της cypermethrin μέσω του ιζήματος που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg) 14 22,40±7,896 a 1 5,983±0,851 b 11,10±2,256 b 4,176±1,986 b 21 4,245±0, (7) 2 74,62±7,657 a 1,957±0,414 b 208,0±17,25 c 8,793±1,203 b 78 (18) 47,05±8,451 a 1,073±0,263 b 80,79±4,622 c 3,025±1,016 b 113 (63) 16,97±5,586 a 4,004±0,465 a 22,15±5,338 a 4,155±2,243 a 114 (64) 9,176±4,336 a 6,835±0,957 a 10,89±1,378 a 3,573±0,836 a 131 (81) 18,92±4,005 a 4,922±0,348 b 13,89±2,854 ac 2,439±0,829 d 133 (83) 1,790±0,156 a 0,241±0,016 a 1,009±0,132 a 0,143±0,021 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 σε παρένθεση οι ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή Στις παραπάνω δειγματοληψίες οι μεγαλύτερες μέσες απώλειες ανά πιλοτικό παρατηρήθηκαν στα ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση 5% (208,0 μg στην 4η δειγματοληψία και 80,79 μg στην 5η), σημαντικά μεγαλύτερες (p < 0,05, Tukey s test) από τις απώλειες που παρατηρήθηκαν στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% (74,62 και 47,05 μg αντίστοιχα). Οι απώλειες από τα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν σε όλες τις περιπτώσεις σημαντικά μικρότερες αυτών από τα πιλοτικά με κλίση εδάφους 228

243 5%. Στις υπόλοιπες δειγματοληψίες οι απώλειες κυμάνθηκαν σε χαμηλά επίπεδα (< 25 μg ανά πιλοτικό) με τις διαφορές μεταξύ των μεταχειρίσεων να μην είναι στατιστικά σημαντικές. Οι αθροιστικές απώλειες της cypermethrin μέσω του ιζήματος (Σχήμα 7.27) ανήλθαν στα 347,9 και 195,2 μg για τα ακαλλιέργητα και καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια αντίστοιχα με κλίση 5%, τιμές που αντιστοιχούν σε 0,069% και 0,039% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας (ως αρχικά εφαρμοζόμενη δραστική ουσία θεωρείται το άθροισμα της ποσότητας που εφαρμόστηκε με μικροκκώδη μορφή και αυτής που εφαρμόστηκε με υγρή μορφή), με τη διαφορά να είναι σημαντική (p < 0,05 Tukey s test). Οι αντίστοιχες αθροιστικές απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 26,16 και 25,02 μg που αντιστοιχούν σε 0,005% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας. Σε κάθε περίπτωση οι διαφορές μεταξύ πιλοτικών με κλίση 5% και αυτών με κλίση 1% ήταν σημαντικές. Γενικά η ποσότητα της cypermethrin που μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος παρέμεινε σε σχετικά πολύ χαμηλά επίπεδα, αρκετά μικρότερα του 0,01% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας, ακόμα και στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5%. Σχήμα 7.26 Οι συνολικές απώλειες της cypermethrin (μg) μέσω του ιζήματος ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 229

244 Σχήμα 7.27 Οι αθροιστικές απώλειες της cypermethrin (μg) μέσω του ιζήματος, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα Πρόσληψη και υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά Η παρουσία των υπολειμμάτων της cypermethrin στους φυτικούς ιστούς ηλίανθου δίνεται συνολικά στον Πίνακα 7.32, καθώς και στα Σχήματα 7.27 (υπέργειο τμήμα) και 7.28 (ριζικό σύστημα). Συνολικά πραγματοποιήθηκαν 9 δειγματοληψίες φυτικών ιστών: 20, 33, 38, 45, 51, 54, 62, 74 και 105 ημέρες από την αρχική εφαρμογή του εντομοκτόνου, στις οποίες συλλέχθηκαν 16, 12, 8, 6, 6, 6, 4, 4 και 4 φυτά ηλίανθου ανά πιλοτικό. Οι 5 τελευταίες δειγματοληψίες πραγματοποιήθηκαν 1, 4, 12, 24 και 55 ημέρες μετά τη διαφυλλική εφαρμογή. Η cypermethrin (logk ow = 5,9) είναι ένα μη διασυστηματικό εντομοκτόνο που μετά την εφαρμογή του στα φυτά δεν παραμένει μόνο στην επιδερμίδα των φυτών, αλλά μπορεί να εισέλθει μέσω της λιπώδους οδού (lipoid route) στους εξωτερικούς ιστούς των φυτικών οργάνων (Rasmussen et al., 2003, Chavarri et al., 2005). Συνεπώς τόσο στο υπέργειο τμήμα όσο και στο ριζικό σύστημα η παρουσία της cypermethrin αναφέρεται σε υπολείμματα στην επιφάνεια ή/και στο εσωτερικό των φυτικών ιστών. 230

245 Το εντομοκτόνο ανιχνεύονταν στους φυτικούς ιστούς του επιφανειακού ριζικού συστήματος (μέχρι βάθους 20 cm) από την πρώτη δειγματοληψία (20 ημέρες μετά την αρχική εφαρμογή) έως και τη συγκομιδή, 105 ημέρες από την αρχική εφαρμογή και 55 από τη δεύτερη. Στο υπέργειο τμήμα των φυτών (φύλλα και βλαστοί) υπολείμματα του εντομοκτόνου μετρήθηκαν μετά τη δεύτερη εφαρμογή, ενώ στις ταξιανθίες και στους σπόρους των φυτών δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα. Πίνακας 7.32 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) της cypermethrin ± το τυπικό σφάλμα στo υπέργειο τμήμα και στο ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Υπέργειο τμήμα Ριζικό σύστημα Ημέρες από την εφαρμογή Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 20 0,109±0,0217 a 1 0,093±0,0130 a 33 0,123±0,0188 a 0,114±0,0042 a 38 0,109±0,0132 a 0,099±0,0210 a 45 0,103±0,0114 a 0,094±0,0157 a 51(1) 2 1,129±0,1454 a 0,992±0,0533 a 0,122±0,0122 a 0,116±0,0135 a 54(4) 0,399±0,0442 a 0,516±0,0900 a 0,093±0,0172 a 0,082±0,0206 a 62(12) 0,139±0,0140 a 0,172±0,0337 a 0,055±0,0053 a 0,062±0,0097 a 74(24) 0,032±0,0049 a 0,029±0,0103 a 0,035±0,0018 a 0,034±0,0056 a 105(55) 0,026±0,0046 a 0,027±0,0121 a 0,007±0,0012 a 0,009±0,0006 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή στο Υπέργειο τμήμα ή στο Ριζικό σύστημα, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 σε παρένθεση οι ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή Οι μέσες συγκεντρώσεις της cypermethrin (n = 3) που μετρήθηκαν στα φύλλα και στους βλαστούς μία ημέρα μετά τη διαφυλλική εφαρμογή (51 ημέρες από την αρχική) ήταν 1,129 και 0,992 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% αντίστοιχα. Στη συνέχεια τα υπολείμματα του εντομοκτόνου μειώθηκαν σταδιακά έως και την ημέρα της συγκομιδής, κατά την οποία μετρήθηκαν 0,026 και 0,027 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1%. Ο ρυθμός μείωσης της υπολειμματικότητας 231

246 περιγράφεται ικανοποιητικά από κινητική πρώτης τάξης (Πίνακας 7.33 και Σχήμα 7.27) με το χρόνο ημιπεριόδου ζωής να υπολογίζεται σε 2,76 και 3,90 ημέρες στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% αντίστοιχα. Πίνακας 7.33 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης που περιγράφουν την απομάκρυνση της cypermethrin από τους φυτικούς ιστούς, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) στις δύο διαφορετικές εδαφικές κλίσεις. Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Πειραματικά Εξίσωση C 0 k R 2 DT 50 τεμάχια (μg g 1 ) (days 1 ) (days) Κλίση 5% 1,4467 0,2505 0,996 2,76 Κλίση 1% 1,1928 0,1776 0,995 3,90 Η πρώτη δειγματοληψία φυτών ηλίανθου πραγματοποιήθηκε 20 ημέρες από την εφαρμογή, όταν τα φυτά είχαν αναπτυχθεί αρκετά ώστε να μην χρειάζεται να συλλεχθεί μεγάλος αριθμός για τη δημιουργία του απαραίτητου δείγματος. Στο ριζικό σύστημα στην πρώτη δειγματοληψία οι μέσες συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου (n = 3) στους φυτικούς ιστούς ήταν 0,109 και 0,093 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1%. Δέκα τρεις ημέρες αργότερα (33 ΗΑΕ) οι αντίστοιχες τιμές αυξήθηκαν ελαφρώς φτάνοντας τα 0,123 και 0,114 μg g 1, ενώ στις δύο επόμενες δειγματοληψίες (38 και 45 ΗΑΕ) οι συγκεντρώσεις μειώθηκαν στα επίπεδα των αρχικών. Στη συνέχεια, 51 ημέρες από την αρχική εφαρμογή και 1 ημέρα από τη δεύτερη, τα υπολείμματα της cypermethrin στο ριζικό σύστημα αυξήθηκαν, ως αποτέλεσμα της δεύτερης εφαρμογής, φτάνοντας τα 0,122 και 0,116 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5%και 1%. Τέλος ακολούθησε σταδιακή μείωση των συγκεντρώσεων των υπολειμμάτων έως και την ημέρα της συγκομιδής, στην οποία μετρήθηκαν 0,007 και 0,009 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5%και 1%. Τόσο στο υπέργειο μέρος, όσο και στο ριζικό σύστημα οι διαφορές των μέσων όρων των τιμών των συγκεντρώσεων της cypermethrin μεταξύ των πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 7.32). 232

247 Σχήμα 7.27 Η κινητική απομείωσης της cypermethrin από τα φύλλα και τους βλαστούς των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 3 επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και διακεκομμένη για αυτά με κλίση 5%). Σχήμα 7.28 Οι συγκεντρώσεις της cypermethrin (μg g 1 ) στο επιφανειακό ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 233

248 Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν αναφορές για την υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά όταν εφαρμόζεται ως μικροκοκκώδες σκεύασμα με ενσωμάτωση στο έδαφος. Αντίθετα ένας σημαντικός αριθμός εργασιών πραγματεύεται την παραμονή της cypermethrin σε καλλιεργούμενα φυτά όταν αυτή εφαρμόζεται στο υπέργειο μέρος των φυτών. Στη συντριπτική τους πλειοψηφία οι εργασίες αυτές αναφέρονται στα εδώδιμα μέρη των φυτών, φύλλα και καρπούς, ενώ ελάχιστες είναι οι αναφορές για την παραμονή του εντομοκτόνου στο ριζικό σύστημα. Για την παραμονή της cypermethrin σε φύλλα και καρπούς μελέτες έχουν πραγματοποιήσει τα τελευταία χρόνια, μεταξύ άλλων, οι Chai et al. (2008) (φύλλα ινδικής μουστάρδας), οι Battu et al. (2009) (βαμβάκι), οι Gupta et al. (2011) (καρποί τομάτας), οι Pramanik et al. (2012) (φύλλα τσαγιού) και οι Jyot et al. (2013) (καρποί πιπεριάς). Οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που αναφέρουν οι παραπάνω συγγραφείς (κινητική πρώτης τάξης) κυμαίνονται από 0,69 ημέρες (Battu et al., 2009 στο βαμβάκι) έως 4,8 ημέρες (Gupta et al., 2011 στη τομάτα) εξαρτώμενοι από το είδος του φυτού, τη δόση εφαρμογής και το σκεύασμα, καθώς και το λόγο επιφάνειας προς μάζα των καρπών κατά την εφαρμογή. Επιπλέον, σε παλαιότερη εργασία ο Metwally και οι συνεργάτες του (1997) έδειξαν ότι ο χρόνος ημιπεριόδου της cypermethrin σε καρπούς διαφόρων λαχανικών εξαρτάται σημαντικά και από το ρυθμό αύξησης της μάζας των καρπών. Για την παρουσία της cypermethrin στο ριζικό σύστημα φυτών στα οποία το εντομοκτόνο εφαρμόστηκε στο φύλλωμα ο Ripley και οι συνεργάτες του (2001) αναφέρουν ότι σε καμία περίπτωση δεν ανίχνευσαν το εντομοκτόνο σε καρότα (δόση εφαρμογής 5 g ανά στρέμμα), ενώ αντίθετα ο Burchat και οι συνεργάτες του (1998) ανίχνευσαν υπολείμματα του εντομοκτόνου σε καρότα, σε συγκεντρώσεις 0,012 μg g 1 2 ΗΑΕ (δόση εφαρμογής 7 g ανά στρέμμα). Παρόμοια ο Srinivas και οι συνεργάτες του (2012) αναφέρουν υπολείμματα της cypermethrin σε βολβούς κρεμμυδιών με χρόνο ημιπεριόδου ζωής 3 ημέρες (δόση εφαρμογής 6 g ανά στρέμμα). Επιπλέον άλλοι συγγραφείς, όπως οι Markovic et al. (2010) και οι Yuan et al. (2014), ανίχνευσαν υπολείμματα της cypermethrin σε κόνδυλους πατάτας και σε καρότα που είχαν συλλεχθεί σε δειγματοληπτικούς ελέγχους από αγρούς και αγορές λαχανικών στη Σερβία και στην Κίνα. Στην παρούσα εργασία η cypermethrin μετά την αρχική της εφαρμογή στο έδαφος και μέχρι τη διαφυλλική εφαρμογή ανιχνεύεται μόνο στο ριζικό σύστημα, σε 234

249 συγκεντρώσεις αντίστοιχες με τις συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο έδαφος, και όχι στο υπέργειο μέρος των φυτών, λόγω της αδυναμίας της να μετακινηθεί στο εσωτερικό των φυτών. Μετά τη διαφυλλική εφαρμογή, σύμφωνα και με τις περισσότερες βιβλιογραφικές αναφορές, παρατηρήθηκε μεταφορά της cypermethrin στο ριζικό σύστημα αυξάνοντας ελαφρώς τις συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου σε αυτό. Η εν λόγω αύξηση, παρά τα φυσικοχημικά χαρακτηριστικά του εντομοκτόνου (πολύ χαμηλή υδατοδιαλυτότητα, πολύ υψηλές τιμές του συντελεστή οκτανόληςνερού και του συντελεστή προσρόφησης στην οργανική ουσία) που δεν ευνοούν τη διακίνηση της cypermethrin εντός του εδάφους, είναι ίσως αποτέλεσμα του τρόπου εφαρμογής, όπου για την αντιμετώπιση των προνυμφών του εντόμου Helicoverpa sp., εκτός του φυλλώματος ψεκάστηκε και η βάση των βλαστών των φυτών. Στο υπέργειο τμήμα οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής της cypermethrin που υπολογίστηκαν στα φυτά των πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις εδάφους, είναι μέσα στα όρια αυτών που αναφέρονται στη βιβλιογραφία, ενώ η απουσία του εντομοκτόνου από τις ταξιανθίες και τους σπόρους του ηλίανθου, που αναπτύχθηκαν μετά την εφαρμογή στο φύλλωμα των φυτών, είναι αποτέλεσμα της αδυναμίας μετακίνησης της cypermethrin στο εσωτερικό των φυτών. 235

250 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 8 Απομείωση-παραμονή των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων στο έδαφος της καλλιέργειας ελαιοκράμβης, η μεταφορά τους από το νερό απορροής και το ίζημα και η πρόσληψηυπολειμματικότητά τους στα φυτά 8.1 Metazachlor Απομείωση-παραμονή του metazachlor στο έδαφος Για την παρακολούθηση της απομείωσης ή της απομάκρυνσης (dissipation) του metazachlor στο έδαφος των πιλοτικών αγρών για την καλλιέργεια της ελαιοκράμβης, κατά το χρονικό διάστημα από 2 Μαΐου έως 14 Δεκεμβρίου του 2012 πραγματοποιήθηκαν 13 δειγματοληψίες εδάφους: 0, 2, 5, 10, 23, 33, 48, 68, 82, 96, 126, 170 και 225 ημέρες από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου (HAE), σε δύο βάθη 0 10 και cm (Κεφάλαιο 4.4) Απομείωση-παραμονή του metazachlor στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm Τα αποτελέσματα της ανάλυσης των εδαφικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν από βάθος 0 10 cm (μέσοι όροι 9 επαναλήψεων) παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.1 και οι κινητικές απομάκρυνσης του metazachlor από το έδαφος στο Σχήμα 8.1. Οι αρχικές συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (3 ώρες μετά την εφαρμογή) ήταν 0,821 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,755 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,849 και 0,911 μg g 1. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις του metazachlor στο έδαφος μειώνονταν εκθετικά με το χρόνο μέχρι και την 12η δειγματοληψία (170 ΗΑΕ) στην οποία οι συγκεντρώσεις που προσδιορίσθηκαν ήταν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου ποσοτικοποίησης. Στην τελευταία δειγματοληψία (225 ΗΑΕ) το ζιζανιοκτόνο δεν ήταν ανιχνεύσιμο. 236

251 Πίνακας 8.1 Οι μέσες τιμές (n = 9) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του metazachlor στο έδαφος ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 0 0,821±0,0585 a 1 0,755±0,1322 a 0,849±0,0705 a 0,911±0,1139 a 2 0,691±0,0614 a 0,644±0,0659 a 0,672±0,0716 a 0,741±0,0678 a 5 0,616±0,0431 a 0,573±0,0487 a 0,598±0,0750 a 0,671±0,1172 a 10 0,374±0,0308 a 0,431±0,0822 a 0,465±0,0425 a 0,472±0,0728 a 23 0,247±0,0125 a 0,275±0,0156 a 0,196±0,0204 a 0,235±0,0191 a 33 0,091±0,0093 a 0,068±0,0074 a 0,076±0,0087 b 0,138±0,0149 a 48 0,058±0,0060 a 0,029±0,0033 b 0,037±0,0061 b 0,067±0,0084 ab 68 0,027±0,0020 a 0,013±0,0025 b 0,009±0,0011 b 0,029±0,0050 a 82 0,019±0,0020 ac 0,008±0,0019 b 0,005±0,0006 ab 0,013±0,0015 c 96 0,008±0,0007 a 0,003±0,0005 b 0,003±0,0003 b 0,006±0,0004 a 126 0,005±0,0007 a 0,004±0,0015 a 0,002±0,0006 a 0,004±0,0003 a 170 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Όπως φαίνεται και στον πίνακα 8.1, η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων έδειξε ότι οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των τιμών, που μετρήθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις δεν ήταν σημαντικές στις δειγματοληψίες που πραγματοποιήθηκαν 0, 2, 5, 10, 23 και 126 ΗΑΕ (p < 0,05, Tukey s test). Αντίθετα, σημαντικές διαφορές μεταξύ των μεταχειρίσεων παρατηρήθηκαν στις υπόλοιπες δειγματοληψίες (33, 48, 68, 82 και 96 ΗΑΕ). Η διαφορές αυτές δεν φαίνεται να σχετίζονται με την κλίση του εδάφους ή/και με την ύπαρξη της καλλιέργειας. Η επιλογή του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης του metazachlor στο έδαφος έγινε συγκρίνοντας ανά ζεύγη (μέσω του λογισμικού OriginPro 8) τα κινητικά μοντέλα SFO, DFOP, FOMC και HS. 237

252 Σχήμα 8.1 Κινητική απομάκρυνσης του metazachlor στο έδαφος, σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (α) και μη καλλιεργημένα (β) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% και 1%. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και διακεκομμένη για αυτά με κλίση 5%). 238

253 Στον Πίνακα 8.2 παρουσιάζονται οι τιμές των κριτηρίων σύγκρισης (F-test, x 2 - test και AIC-test) (Κεφάλαιο 5.3), ενώ στους Πίνακες 8.3, 8.4, 8.5 και 8.6 παρουσιάζονται οι εξισώσεις των κινητικών μοντέλων αποδόμησης, οι τιμές των παραμέτρων των εξισώσεων, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής και οι χρόνοι απομάκρυνσης του 90% του ζιζανιοκτόνου (DT 90 ) που υπολογίζονται από κάθε εξίσωση, καθώς και οι συντελεστές συσχέτισης (R 2 ). Από τα δεδομένα του Πίνακα 8.2 φαίνεται ότι τα μοντέλα SFO, FOMC και DFOP περιγράφουν ικανοποιητικά τα πειραματικά δεδομένα σε αντίθεση με το μοντέλο Hockey stick. Κατά τη μεταξύ τους σύγκριση ως μοντέλο που περιγράφει με μεγαλύτερη ακρίβεια το ρυθμό αποδόμησης του ζιζανιοκτόνου αναδεικνύεται η κινητική πρώτης τάξης. Με βάση την εξίσωση της κινητικής πρώτης τάξης ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του παρασιτοκτόνου υπολογίστηκε σε 11,41 και 12,68 ημέρες στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5% και 1% αντίστοιχα. Στα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 10,92 και 12,12. Οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής του metazachlor που υπολογίστηκαν για τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% είναι κατά μία περίπου ημέρα μικρότεροι από τους αντίστοιχους χρόνους που υπολογίστηκαν για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%. Οι διαφορές αυτές αν και δεν είναι στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) είναι ίσως αποτέλεσμα της επίδρασης της κλίσης του εδάφους στο ρυθμό απομάκρυνσης του ζιζανιοκτόνου από το έδαφος του πειραματικού αγρού. Στη βιβλιογραφία λίγες είναι οι μελέτες που αφορούν στην αποδόμηση του metazachlor στο έδαφος, με τις περισσότερες από αυτές να έχουν πραγματοποιηθεί κάτω από εργαστηριακές συνθήκες. Σε διαδοχικές εργαστηριακές μελέτες που πραγματοποιήθηκαν τη δεκαετία του 80 από Άγγλους ερευνητές, έχει δειχθεί ότι ο χρόνος παραμονής του metazachlor στο έδαφος σχετίζεται άμεσα με τη θερμοκρασία και την υγρασία του εδάφους (Walker και Brown, 1985) με τη διαθεσιμότητα του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος, καθώς και με τη μικροβιακή δραστηριότητα (Allen και Walker, 1987 και 1988). Πιο συγκεκριμένα η αύξηση της θερμοκρασίας και της υγρασίας του εδάφους οδηγούν στη μείωση του χρόνου ημιπεριόδου ζωής του ζιζανιοκτόνου. Σύμφωνα με τους Walker και Brown (1985) ο χρόνος ημιζωής του metazachlor σε δείγματα εδάφους (που σε κάθε περίπτωση υπολογίστηκε με κινητικές πρώτης τάξης) μειώθηκε 239

254 Πίνακας 8.2 Οι τιμές των κριτηρίων επιλογής του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής, σε ανά ζεύγη σύγκριση, για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης του metazachlor στις διάφορες μεταχειρίσεις Κριτήρια σύγκρισης F-test X 2 -test SFO vs DFOP SFO vs FOMC SFO vs HS Πειραματικά τεμάχια ΚΑΛ 5% 1 1,176 (0,352) 2 2,513 (0,144) -0,324 (-) ΚΑΛ 1% 1,218E-7 (1) -0,129 (-) -1,020 (-) ΑΚ 5% -2,677 (-) -0,081 (-) -0,637 (-) ΑΚ 1% 5,971 (0,026) 3,237 (0,105) -1,647 (-) ΚΑΛ 5% 1 7,965E-4 7,717E-4 7,965E-4 7,002E-4 7,965E-4 0,023(fnc) ΚΑΛ 1% 7,522E-4 9,194E-4 7,522E-4 8,383E-4 7,522E-4 0,001(fnc) ΑΚ 5% 4,912E-4 6,140E-4 4,912E-4 5,508E-5 4,912E-4 7,305E-4(fnc) ΑΚ 1% 3,773E-4 1,892E-4 3,773E-4 3,083E-5 3,773E-4 4,773E-4(fnc) AIC-test 3 ΚΑΛ 1% -87,007-77,102-87,007-82,505-87,007-73,760 ΚΑΛ 5% 1-86,264-79,379-86,264-84,845-86,264-65,437 ΑΚ 5% -84,611-73,611-84,611-79,787-84,611-71,527 ΑΚ 1% -87,776-87,737-87,776-86,750-87,776-76,776 1 ΚΑΛ. 5%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΚΑΛ. 1%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% ΑΚ. 5%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΑΚ. 1%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% 2 Για επίπεδο σημαντικότητας 0,05 (στην παρένθεση Prob>F) 3 Μικρότερη τιμή στο AIC-test σημαίνει μεγαλύτερη πιθανότητα το συγκεκριμένο μοντέλο να περιγράφει με πιο ικανοποιητικό τρόπο τα πειραματικά δεδομένα (fnc): δεν συγκλίνει με τα πειραματικά δεδομένα (fit not converged) (-): δεν υπάρχουν αρκετά δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος SFO: Μοντέλο πρώτης τάξης (Simple first-order) FOMC: Μοντέλο των Gustafson and Holden (First-order multi-compartment) DFOP: Διεκθετικό κινητικό μοντέλο (Double-first-order in parallel) HS: Μοντέλο Hockey-stick 240

255 Πίνακας 8.3 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης για την απομείωση του metazachlor στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Μοντέλο κινητικής πρώτης τάξης (SFO) Εξίσωση C 0 k (μg g 1 ) (days 1 ) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,8009 0,0607 0,991 11,41 37,92 0,7453 0,0546 0,991 12,68 42,15 0,8199 0,0634 0,995 10,92 36,32 0,8783 0,0581 0,997 12,12 40,01 Πίνακας 8.4 Οι εξισώσεις του διεκθετικού μοντέλου για την κινητική απομείωσης του metazachlor στο έδαφος, οι παράμετροι (a, b, k 1, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Εξίσωση Διεκθετικό μοντέλο κινητικής a b k 1 k 2 R 2 DT 50 DT 90 (μg g 1 ) (μg g 1 ) (days 1 ) (days 1 ) (days) (days) 0,2776 0,5422 0,1320 0,0457 0,992 10,40 41,68 0,6877 0,0576 0,0546 0,0546 0,988 12,72 42,25 0,7099 0,1099 0,0634 0,0634 0,994 11,30 36,32 0,0683 0,8428 7,87Ε-9 0,0547 0,998 14,27 65,93 241

256 Πίνακας 8.5 Οι εξισώσεις του κινητικού μοντέλου των Gustafson and Holden για την κινητική απομείωσης του metazachlor στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, α, β), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Μοντέλο κινητικής των Gustafson and Holden Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) α β R 2 DT 50 (days) Καλλιεργημένο 5% 0,8166 4, ,382 0,992 10,42 41,17 DT 90 (days) Καλλιεργημένο 1% 0, , ,1 0,990 12,63 42,29 Ακαλλιέργητο 5% 0, , ,4 0,994 10,89 36,44 Ακαλλιέργητο 1% 0,8903 6, ,57 0,997 11,19 42,08 242

257 Πίνακας 8.6 Οι εξισώσεις του κινητικού μοντέλου Hockey-stick για την κινητική απομείωσης του metazachlor στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k 1, k 2, t b ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Μοντέλο κινητικής Hockey-stick Εξίσωση C 0 k 1 (μg g 1 ) (days 1 ) όταν t 122,74 όταν t>122,74 k 2 (days 1 ) t b (days) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,8000 0,0600 0, ,74 0,987 11,55 38,38 Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% όταν t 82,528 όταν t>82,528 όταν t 217,16 όταν t>217,16 όταν t 263,08 όταν t>263,08 0,7500 0,0500 0, ,528 0,985 13,86 46,05 0,7986 0,0590 0, ,16 0,992 12,10 38,99 1,0430 0,0587 0, ,08 0,995 8,939 39,18 243

258 από 77 σε 29,2 και σε 11,6 ημέρες όταν η θερμοκρασία αυξήθηκε από 5 C σε 15 C και 25 C αντίστοιχα με την υγρασία να παραμένει σταθερή (12% w/w). Παρόμοια, μείωση της ημιπεριόδου ζωής από 24,2 σε 13,2 και σε 11,6 ημέρες παρατηρήθηκε όταν η υγρασία αυξήθηκε από 6% σε 12% και σε 15% (w/w) με τη θερμοκρασία να παραμένει σταθερή στους 25 C. Επίσης, σύμφωνα με τους Allen και Walker (1987 και 1988) η αύξηση της διαθεσιμότητας του metazachlor στο εδαφικό διάλυμα έχει ως αποτέλεσμα τη μείωση της παραμονής του στο έδαφος, ενώ αντίθετα η προσθήκη στο έδαφος παραγόντων που μειώνουν το μικροβιακό πληθυσμό (cycloheximide (μυκητοκτόνο), novobiocin (βακτηριοκτόνο) και αζίδιο του νατρίου) οδηγεί σε αύξηση του χρόνου ημιζωής. Η μικρότερη αύξηση παρατηρήθηκε μετά την προσθήκη του cycloheximide και η μεγαλύτερη μετά την προσθήκη του οζιδίου του νατρίου. Σε νεώτερες μελέτες (κάτω από εργαστηριακές επίσης συνθήκες) οι Beulke και Malkomes (2001) αναφέρουν χρόνους ημιπεριόδου ζωής 8,0 και 4,5 ημέρες σε δείγματα αμμοπηλώδους εδάφους με περιεκτικότητα σε οργανική ουσία 1,3% και θερμοκρασίες εδάφους 20 C και 30 C αντίστοιχα. Οι ίδιοι ερευνητές, σε αντίθεση με άλλους, αναφέρουν αυξημένους χρόνους ημιζωής (16,1 ημέρες στους 20 C και 8,4 στους 30 C) σε δείγματα πηλοαμμώδους εδάφους με πολύ υψηλότερη περιεκτικότητα σε οργανική ουσία (7,1%). Η Mamy και οι συνεργάτες της (2005), που μελέτησαν την τύχη του metazachlor σε τρία διαφορετικά εδάφη αναφέρουν χρόνους ημίσειας ζωής 1,9, 2,7 και 3,5 ημέρες (θερμοκρασία 28 C) καθώς η περιεκτικότητα των εδαφών σε οργανική ουσία μειώνεται από 2,00% σε 1,63% και σε 0,96% αντίστοιχα. Τέλος οι Kucharski και Sadowski (2011) καταγράφουν υψηλότερο χρόνο ημιπεριόδου ζωής, 24,5 ημέρες, σε ιλυοαργιλώδες έδαφος με 2,06% οργανική ουσία, όταν η θερμοκρασία ρυθμίστηκε στους 19 C κατά τη διάρκεια της ημέρας και στους 9 C κατά τη διάρκεια της νύχτας. Σε όλες τις παραπάνω περιπτώσεις για την περιγραφή της απομείωσης του metazachlor χρησιμοποιήθηκαν κινητικές πρώτης τάξης. Στις ελάχιστες εργασίες που αναφέρονται στη μελέτη της τύχης του metazachlor σε πειραματικούς αγρούς ο Rouchaud και οι συνεργάτες του (1994) εφάρμοσαν το ζιζανιοκτόνο σε εδάφη καλλιεργούμενα με ινδική μουστάρδα (Brassica juncea) σε δύο περιοχές της Γερμανίας σε φθινοπωρινή και καλοκαιρινή σπορά και η Mamy με τους συνεργάτες της (2008) σε καλλιέργεια ελαιοκράμβης στη Γαλλία σε φθινοπωρινή σπορά. Οι πρώτοι αναφέρουν χρόνους ημιπεριόδου ζωής 20,2 και 20,3 ημέρες σε πηλοαμμώδες έδαφος (3,8% οργανική ουσία), όταν η εφαρμογή έγινε κατά 244

259 το φθινόπωρο και το καλοκαίρι αντίστοιχα και 29,2 ημέρες (κινητικές SFO) σε ηλιοπηλώδες έδαφος (3,2% οργανική ουσία) όταν η εφαρμογή πραγματοποιήθηκε το φθινόπωρο. Οι Mamy et al. (2008) υπολόγισαν χρόνο ημιζωής του ζιζανιοκτόνου 11,9 ημέρες (κινητική SFO) σε αργιλοπηλώδες έδαφος (1,6% οργανική ουσία) σε μέσες θερμοκρασίες αέρα που κυμάνθηκαν (κατά το πρώτο δίμηνο μετά την εφαρμογή) από 10 έως 17 C. Στα παραπάνω πρέπει να προστεθούν και τα στοιχεία που αναφέρονται στην τεχνική αναφορά της EFSA (2008b) (που προέρχονται από την παρασκευάστρια εταιρεία, BASF), σύμφωνα με τα οποία ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του metazachlor κυμαίνεται από 6,2 έως και 35,8 ημέρες (κινητικές SFO) σε διαφορετικά εδάφη υπό εργαστηριακές συνθήκες και από 2,8 σε 21,3 ημέρες (κινητικές SFO) στο πεδίο, σε αμμώδη εδάφη της Γερμανίας, της Σουηδίας και της Ισπανίας. Όπως έχει ήδη αναφερθεί (Κεφάλαια 2.6 και 7.1.1) η απομάκρυνση ενός παρασιτοκτόνου από το έδαφος εξαρτάται από έναν συνδυασμό παραγόντων, στους οποίους περιλαμβάνονται οι φυσικοχημικές ιδιότητες του παρασιτοκτόνου, τα χαρακτηριστικά του εδάφους, οι κλιματολογικές συνθήκες, η μέθοδος εφαρμογής, η επίδραση της καλλιέργειας, η δράση των μικροοργανισμών του εδάφους κ.α.. Κατά την απομάκρυνση του metazachlor από το έδαφος σημαντικό ρόλο φαίνεται να παίζουν η θερμοκρασία και η υγρασία του εδάφους (Walker και Brown, 1985), η μικροβιακή δραστηριότητα (Allen και Walker, 1988), ενώ ελάχιστη έως καμία επίδραση έχουν το ph του εδάφους, η φωτοδιάσπαση (EFSA, 2008b), και η εξάτμιση (τάση ατμών 0,093 mp (25 C)), Mamy, 2005). Η απομάκρυνση του metazachlor από το έδαφος του πειραματικού αγρού περιγράφεται ικανοποιητικά με κινητική πρώτης τάξης και οι χρόνοι ημίσειας ζωής του κυμάνθηκαν από 10,92 έως 12,68 ημέρες που έρχονται σε συμφωνία με τα αποτελέσματα των Mamy et al. (2008) και βρίσκονται στο μέσο του εύρους των τιμών που αναφέρει η EFSA (2008b). Η θερμοκρασία του εδάφους, (> 18 C) (Σχήμα 4.6), η ικανοποιητική υγρασία (Σχήμα 4.7) και η περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία (2,8%) είναι ίσως οι σπουδαιότεροι παράγοντες που επέδρασαν στο χρόνο παραμονής του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος σύμφωνα και με τις μελέτες που προαναφέρθηκαν, ενώ η κλίση του εδάφους συνεισφέρει επίσης στην απομάκρυνση όπως παρατηρήθηκε για τα πιλοτικά με την μεγαλύτερη κλίση (5%) του εδάφους. 245

260 Μετακίνηση του metazachlor στο έδαφος σε βάθος cm Στον Πίνακα 8.7 και στο Σχήμα 8.2 παρουσιάζονται τα αποτελέσματα των αναλύσεων των δειγμάτων εδάφους που συλλέχθηκαν από βάθος cm (δεύτερο εδαφικό στρώμα). Το metazachlor παρατηρήθηκε για πρώτη φορά κάτω από την ζώνη των 10 cm στην 3η δειγματοληψία, 5 ημέρες από την εφαρμογή του, σε μικρές συγκεντρώσεις (0,755 και 0,943 ng g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 1% και 0,803 και 1,024 ng g 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα τεμάχια). Στην επόμενη δειγματοληψία, 10 ΗΑΕ, παρατηρήθηκαν οι μέγιστες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου, οι οποίες έφτασαν τα 1,445 και 1,903 ng g 1 στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% και 1,366 και 1,750 ng g 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα πιλοτικά. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου μειώθηκαν, φτάνοντας σε επίπεδα κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης 48 ΗΑΕ. Πίνακας 8.7 Η μέση τιμή (n = 9) των συγκεντρώσεων (ng g 1 ) του metazachlor στο έδαφος ± το τυπικό σφάλμα, σε βάθος cm, ανά δειγματοληψία στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) 5 0,755±0,128 a 0,943±0,133 a 0,803±0,292 a 1,024±0,156 a 10 1,445±0, 116 a 1,903±0,272 a 1,366±0,169 a 1,750±0,264 a 23 1,004±0,248 a 1,191±0,158 a 0,899±0,197 a 1,361±0,238 a 33 0,524±0,172 a 0,686±0,145 a 0,426±0,130 a 0,736±0,125 a 48 0,2 2 0,2 2 0,2 2 0,2 2 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Οι συγκεντρώσεις του metazachlor στο δεύτερο εδαφικό στρώμα είναι ελαφρά μεγαλύτερες στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 1% σε σχέση με τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις που μετρήθηκαν στα πιλοτικά με κλίση 5%, χωρίς όμως οι διαφορές αυτές να είναι στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 8.7). Το παραπάνω είναι ίσως αποτέλεσμα του γεγονότος ότι στα πιλοτικά 246

261 με κλίση 1% ο όγκος του νερού που κινήθηκε προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα μεταφέροντας το ζιζανιοκτόνο, είναι μεγαλύτερος αυτού των πιλοτικών με κλίση 5%. Για την περιγραφή των πειραματικών δεδομένων της μεταφοράς του metazachlor στο εδαφικό στρώμα βάθους cm εφαρμόστηκε το μοντέλο Συστοιχίας Πλήρως Αναδευόμενων Δοχείων (CSTR) (Κεφάλαιο 5.4). Η απομάκρυνση ενός παρασιτοκτόνου από το δεύτερο εδαφικό στρώμα προκύπτει από την Εξίσωση 2.17, η οποία για n = 2 γράφεται: (8.1) Σχηματικά τα αποτελέσματα της εφαρμογής του μοντέλου στα πειραματικά δεδομένα παρουσιάζονται στο Σχήμα 8.2. Εξαιτίας του γεγονότος ότι στην απομάκρυνση του metazachlor από το έδαφος υπεισέρχονται, εκτός της κάθετης μεταφοράς μέσω του νερού, και άλλες διεργασίες απομάκρυνσης (π.χ. χημική διάσπαση, βιοδιάσπαση) το χρονικό σημείο στο οποίο παρατηρήθηκε η μέγιστη συγκέντρωση του ζιζανιοκτόνου υπολογίστηκε μέσω της Εξίσωσης 2.21 η οποία για n = 2 γράφεται: (8.2) όπου το υπολογίστηκε διαιρώντας τον όγκο του εδαφικού στρώματος (4 m 3 ) διά το ρυθμό ροής του νερού στο εδαφικό στρώμα. Ο τελευταίος είναι αποτέλεσμα του λόγου του όγκου του προσπίπτοντος νερού, κατά τη διάρκεια της χρονικής περιόδου στην οποία το metazachlor ανιχνεύονταν στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα (21,06 m 3 ), μείον του όγκου του νερού απορροής στα διάφορα πειραματικά τεμάχια (από 0,76 έως 2,00 m 3 ) στην ίδια χρονική περίοδο διά τη διάρκεια της χρονικής περιόδου σε ημέρες (170). Τέλος η μέγιστη συγκέντρωση του metazachlor στο δεύτερο εδαφικό στρώμα υπολογίστηκε μέσω της Εξίσωσης 2.19, η οποία για n = 2 γράφεται: (8.3) Στον Πίνακα 8.8 παρουσιάζονται η εξίσωση, οι παράμετροι του μοντέλου (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), το υπολογιζόμενο χρονικό σημείο στο οποίο παρατηρήθηκαν οι μέγιστες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (t max ) και η υπολογιζόμενη μέγιστη συγκέντρωση (C max ) για κάθε μεταχείριση. 247

262 Σχήμα 8.2 Η μετακίνηση και η υπολειμματικότητα του metazachlor στο έδαφος (ng g 1 ), σε βάθος cm, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και στα καλλιεργημένα (Κ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν στις κινητικές CSTR (η μαύρη γραμμή για τα μη καλλιεργημένα τεμάχια με κλίση 5%, η κόκκινη για τα μη καλλιεργημένα με κλίση 1%, η μπλε για τα καλλιεργημένα με κλίση 5% και η πράσινη για τα καλλιεργημένα με κλίση 1%). Από τα αποτελέσματα της εφαρμογής του μοντέλου μεταφοράς CSTR στα πειραματικά δεδομένα φαίνεται ότι, το μοντέλο, περιγράφει σε ικανοποιητικό βαθμό τα δεδομένα με το συντελεστή συσχέτισης να ξεπερνά το 0,9 (από 0,904 έως 0,952). Επιπλέον, τόσο το t max όσο και η C max, που υπολογίστηκαν μέσω των εξισώσεων του μοντέλου, βρίσκονται αρκετά κοντά στις αντίστοιχες παρατηρούμενες τιμές στο πεδίο. Συγκεκριμένα το υπολογιζόμενο t max κυμάνθηκε από 8,5 έως 8,9 ημέρες όταν η μέγιστη συγκέντρωση παρατηρήθηκε 10 ΗΑΕ και η υπολογιζόμενη C max κυμάνθηκε από 1,231 έως 1,644 ng g 1 όταν η παρατηρούμενη κυμάνθηκε από 1,366 έως 1,903 ng g

263 Πίνακας 8.8 Οι εξισώσεις του μοντέλου CSTR για την κινητική μεταφοράς του metazachlor στο έδαφος σε βάθος cm, οι παράμετροι (C 0, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), οι υπολογιζόμενοι χρόνοι στους οποίους παρατηρήθηκε η μέγιστη συγκέντρωση του ζιζανιοκτόνου (t max ) και οι υπολογιζόμενες μέγιστες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (C max ), στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Μοντέλο μεταφοράς CSTR Εξίσωση C 02 (ng g 1 ) k 2 (days 1 ) R 2 t max (days) C max (ng g 1 ) Καλλιεργημένο 5% 3,502 0,0846 0,922 8,8 1,29 Καλλιεργημένο 1% 4,448 0,0867 0,904 8,6 1,64 Ακαλλιέργητο 5% 3,347 0,0896 0,952 8,5 1,23 Ακαλλιέργητο 1% 4,469 0,0828 0,948 8,9 1,64 249

264 Στην υπάρχουσα βιβλιογραφία πολύ λίγες είναι οι αναφορές στην κινητικότητα του metazachlor στο έδαφος και στη δυνατότητά του να εκπλένεται σε βαθύτερα εδαφικά στρώματα, ενώ, από τα δεδομένα που υπάρχουν μέχρι σήμερα, είναι η πρώτη φορά που εφαρμόζεται το μοντέλο CSTR για την περιγραφή της απομάκρυνσης του metazachlor από βαθύτερα εδαφικά στρώματα. Η Wlodarczyk (2014) που μελέτησε την κάθετη μεταφορά του metazachlor στο εργαστήριο, σε στήλες εδάφους (διαμέτρου 3 cm) πληρωμένες με αμμώδη εδάφη, αναφέρει ότι με προσθήκη 100 mm νερού, αμέσως μετά την εφαρμογή, το 40% έως 70% της εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας μεταφέρθηκε στο εδαφικό στρώμα βάθους cm με προσθήκη 40 mm νερού μεταφέρθηκε μόλις το 5% της δραστικής ουσίας, ενώ με προσθήκη 3,7 mm νερού το ζιζανιοκτόνο δεν ανιχνεύθηκε σε βάθος κάτω των 5 cm. Οι Rouchaud et al., (1994) αναφέρουν ότι δεν ανίχνευσαν το ζιζανιοκτόνο σε βάθος μεγαλύτερο των 12 cm μετά από εφαρμογή σε καλλιεργούμενο αγρό, έχοντας όμως πετύχει όριο LOQ μόλις 0,01 μg g 1. Τέλος οι Mamy et al., (2008), οι οποίοι εφάρμοσαν το metazachlor σε πειραματικό καλλιεργούμενο αγρό, αναφέρουν το ζιζανιοκτόνο ανιχνεύθηκε σε βάθη έως και 30 cm τη δεύτερη ημέρα μετά την εφαρμογή και οι μέγιστες συγκεντρώσεις (20 ng g 1 περίπου) παρατηρήθηκαν 10 ΗΑΕ, ενώ, το ζιζανιοκτόνο, ήταν ανιχνεύσιμο στο εδαφικό στρώμα βάθους cm για περισσότερες από 200 ΗΑΕ, σε συγκεντρώσεις της τάξης των δεκάτων του ng g 1. Το metazachlor είναι ζιζανιοκτόνο με ικανοποιητική υδατοδιαλυτότητα (450 mg L 1 ) και μικρό συντελεστή προσρόφησης στην οργανική ουσία (Koc = 29,2 103). Παρόλα αυτά και σε αντίθεση με τα αποτελέσματα που παρουσιάζουν οι Mamy et al. (2008), στο έδαφος του πειραματικού αγρού η ποσότητα του ζιζανιοκτόνου που μεταφέρθηκε στο στρώμα εδάφους με βάθος cm ήταν σχετικά μικρή. Το παραπάνω είναι, πιθανόν, αποτέλεσμα τόσο των χαρακτηριστικών του εδάφους του πειραματικού αγρού, όσο, κυρίως, των κλιματικών συνθηκών. Το έδαφος του πειραματικού αγρού που πραγματοποιήθηκε η καλλιέργεια της ελαιοκράμβης περιέχει υψηλά ποσοστά αργίλου και ιλύος και πολύ μικρό ποσοστό άμμου και θεωρείται συνεκτικό (Πίνακας 5.1). Επιπλέον κατά το πρώτο δεκαήμερο μετά την εφαρμογή του metazachlor δεν συνέβησαν βροχοπτώσεις και εφαρμόστηκαν μικρές ποσότητες νερού (3 αρδεύσεις, ανά 3 ημέρες με 5 mm νερού ανά άρδευση), με συνέπεια η όποια μεταφορά του ζιζανιοκτόνου προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα να ήταν αποτέλεσμα διάχυσης μάλλον και όχι μέσω της προτιμητέας οδού ροής (preferential flow). Αντίθετα η Mamy και οι συνεργάτες της (2008) αποδίδουν τις 250

265 υψηλές σχετικά συγκεντρώσεις του metazachlor, που παρατηρήθηκαν στα εδαφικά στρώματα κάτω των 10 cm, σε μεταφορά μέσω της προτιμητέας οδού ροής, αποτέλεσμα βροχοπτώσεων που συνέβησαν σε σύντομο χρονικό διάστημα μετά την εφαρμογή. Άλλωστε σύμφωνα και με την Wlodarczyk (2014) η μεταφορά του metazachlor προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα φαίνεται ότι απαιτεί την εφαρμογή μεγάλων, σχετικά, όγκων νερού. Τέλος, η παραμονή του metazachlor για, σχετικά, σύντομο χρονικό διάστημα στο εδαφικό στρώμα βάθους cm στην παρούσα μελέτη (48 ημέρες έναντι περισσότερων των 200 που αναφέρουν οι Mamy et al. (2008)) είναι πιθανότατα αποτέλεσμα των υψηλότερων θερμοκρασιών κατά τη διάρκεια της καλλιεργητικής περιόδου που φαίνεται να επέδρασαν θετικά στην μικροβιακή δραστηριότητα. Η καλλιέργεια της ελαιοκράμβης στην παρούσα μελέτη πραγματοποιήθηκε την άνοιξη και το καλοκαίρι με μέσες θερμοκρασίες αέρα και εδάφους μεγαλύτερες από 16 C και 18 C αντίστοιχα (Σχήματα 4.6 και 4.8). Αντίθετα οι Mamy et al. (2008) πραγματοποίησαν τη μελέτη τους κατά το φθινόπωρο, το χειμώνα και την άνοιξη όπου οι μέσες θερμοκρασίες αέρα κατά το μεγαλύτερο χρονικό διάστημα δεν ξεπέρασαν τους 10 C Μεταφορά του metazachlor μέσω του νερού απορροής Η σπορά της ελαιοκράμβης πραγματοποιήθηκε στις αρχές του Μαΐου και για την κάλυψη των αναγκών των φυτών σε νερό η καλλιέργεια αρδεύτηκε κατά τους θερινούς μήνες όπως περιγράφεται στο Κεφάλαιο 4. Καθ όλη τη διάρκεια του πειράματος πραγματοποιήθηκαν συνολικά 16 δειγματοληψίες νερού και ιζήματος (12, 21, 24, 34, 45, 56, 71, 88, 134, 135, 154, 164, 167, 179, 182 και 210 ΗΑΕ). Το ύψος του νερού που κατέπεσε (σε mm) είτε από βροχόπτωση, είτε από άρδευση παρουσιάζεται στο Σχήμα 4.5. Οι μέσες τιμές (σε L) του όγκου του νερού απορροής (n = 3) που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.9, ενώ οι αντίστοιχες τιμές σε mm ανά δειγματοληψία και αθροιστικά παρουσιάζονται στα Σχήματα 8.3 και 8.4 αντίστοιχα. Παρόμοια με τα αποτελέσματα της πρώτης καλλιεργητικής περιόδου, ο όγκος του νερού απορροής που συλλέχθηκε από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% ήταν σημαντικά μεγαλύτερος (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 8.9) αυτού που 251

266 συλλέχθηκε από τα αντίστοιχα τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές να είναι μεγαλύτερες στις δειγματοληψίες που πραγματοποιήθηκαν μετά από αρδεύσεις (45, 56, 71 και 88 ημέρες από την εφαρμογή του metazachlor) (Παράγραφος 7.1.2). Πίνακας 8.9 Οι μέσες τιμές (n = 3) των όγκων (L) του νερού απορροής που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (L) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (L) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (L) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (L) ,4±6,076 a 1 63,33±5,111 b 135,0±5,636 a 55,75±5,229 b ,7±11,34 a 61,42±4,748 b 129,2±9,699 a 51,55±3,978 b ,1±10,68 a 97,83±6,590 b 160,7±10,97 a 87,83±7,208 b 34 70,66±7,529 a 36,48±4,645 b 63,75±8,598 a 31,33±5,424 b 45 76,66±7,292 a 10,16±1,736 b 61,46±11,18 a 10,98±2,515 b 56 89,75±9,982 a 9,583±1,459 b 78,75±13,05 a 12,50±2,598 b 71 80,83±8,302 a 12,50±3,151 b 67,65±10,99 a 11,67±2,670 b 88 92,06±10,28 a 14,83±6,045 b 84,70±12,07 a 13,33±2,774 b ,3±8,877 a 52,84±4,303 b 98,15±7,181 a 48,33±5,069 b ,13±4,380 a 30,95±3,146 b 41,80±4,244 ab 28,65±3,941 b ,08±10,40 a 50,30±4,688 b 104,5±8,567 a 41,68±2,605 b ,6±16,19 a 99,32±5,872 b 192,1±16,90 a 89,15±7,184 b ,2±19,75 a 128,4±6,233 b 242,2±18,73 a 104,5±7,895 b ,96±9,241 a 18,33±2,403 b 51,23±11,09 a 16,04±3,572 b ,8±25,20 a 120,9±8,110 b 214,9±26,45 a 95,83±9,030 b ,0±25,98 a 69,80±4,278 b 127,5±16,07 a 65,46±3,835 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο, σε κάθε γραμμή, γράμμα δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 252

267 Σχήμα 8.3 Οι όγκοι του νερού απορροής (mm) που συλλέχθηκαν ανά δειγματοληψία από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Σχήμα 8.4 Οι όγκοι του νερού απορροής (mm) που συλλέχθηκαν αθροιστικά από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 253

268 Ο όγκος νερού που συλλέγονταν από τα καλλιεργούμενα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ήταν και κατά τη 2η καλλιεργητική περίοδο ελαφρώς μεγαλύτερος από τον όγκο που συλλέγονταν από τα αντίστοιχα μη καλλιεργούμενα. Το φαινόμενο ήταν λιγότερο έντονο από το αντίστοιχο της 1ης καλλιεργητικής περιόδου (Κεφάλαιο 7.1.2) λόγω των διορθώσεων που πραγματοποιήθηκαν στις κλίσεις των πειραματικών τεμαχίων. Ο συνολικός όγκος του νερού απορροής που συλλέχθηκε ήταν 50,07 και 46,34 mm στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 21,67 και 19,10 mm. Υπολείμματα του metazachlor ανιχνεύθηκαν στο νερό απορροής των πειραματικών τεμαχίων από την 1η έως και την 15η δειγματοληψία, 12 έως και 182 ημέρες από την εφαρμογή του (Πίνακας 8.10, Σχήμα 8.5). Οι μέγιστες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου, και μάλιστα με μεγάλη διαφορά, μετρήθηκαν στα δείγματα νερού που συλλέχθηκαν μετά το πρώτο φαινόμενο απορροής, 12 ΗΑΕ. Στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι τιμές των συγκεντρώσεων ήταν 74,36 μg L 1 όταν η κλίση του εδάφους ήταν 5% και 70,14 μg L 1 όταν η κλίση ήταν 1%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στα μη καλλιεργημένα τεμάχια ήταν 79,67 και 76,18 μg L 1. Στη 2η δειγματοληψία, 21 ΗΑΕ, οι συγκεντρώσεις του metazachlor στο νερό απορροής μειώθηκαν σημαντικά, φτάνοντας στα 4,78 και 5,17 μg L 1 στα καλλιεργούμενα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% και στα 5,63 και 5,22 μg L 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα πιλοτικά. Στην 3η δειγματοληψία, 24 ΗΑΕ, οι συγκεντρώσεις παρέμειναν στα ίδια περίπου επίπεδα, ενώ στη συνέχεια παρατηρήθηκε μια σταδιακή μείωση, η οποία μετά τις 134 ΗΑΕ επιβραδύνθηκε, φτάνοντας τελικά σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ 182 ΗΑΕ. Το metazachlor είναι ένα ζιζανιοκτόνο μέτριας διαλυτότητας στο νερό (450 mg L 1 ) που δεν προσροφάται ισχυρά στο έδαφος (K oc = 29,2 103), κάτι που εξηγεί την παρατηρούμενη υψηλή, σχετικά, συγκέντρωσή του στο νερό απορροής της πρώτης δειγματοληψίας. Η εν συνεχεία μεγάλη πτώση των τιμών των συγκεντρώσεων ήταν πιθανότατα αποτέλεσμα της μείωσης της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο επιφανειακό στρώμα του εδάφους τόσο λόγω της διάσπασής του, όσο και της μετακίνησής του προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα. Η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων, σε όλες τις δειγματοληψίες, δεν έδειξε σημαντικές διαφορές μεταξύ των συγκεντρώσεων του metazachlor στο νερό απορροής στα καλλιεργημένα και μη 254

269 καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις (p < 0,05, Tukey test) (Πίνακας 8.10). Πίνακας 8.10 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg L 1 ) του metazachlor στο νερό απορροής ± το τυπικό σφάλμα, που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) 12 74,36±3,356 a 1 70,14±7,933 a 79,67±9,142 a 76,18±5,506 a 21 4,784±0,582 a 5,174±0,563 a 5,633±0,141 a 5,222±0,226 a 24 4,599±0,419 a 5,094±0,493 a 5,228±0,271 a 4,862±0,155 a 34 1,941±0,079 a 1,973±0,296 a 2,382±0,193 a 2,157±0,183 a 45 0,768±0,080 a 0,919±0,135 a 1,190±0,146 a 1,077±0,192 a 56 0,499±0,136 a 0,636±0,087 a 0,538±0,064 a 0,462±0,099 a 71 0,292±0,106 a 0,397±0,070 a 0,332±0,034 a 0,276±0,049 a 88 0,103±0,021 a 0,181±0,053 a 0,116±0,020 a 0,122±0,011 a 134 0,061±0,004 a 0,059±0,023 a 0,065±0,013 a 0,086±0,017 a 135 0,049±0,004 a 0,035±0,012 a 0,033±0,029 a 0,046±0,006 a 154 0,032±0,009 a 0,029±0,002 a 0,025±0,003 a 0,019±0,009 a 164 0,021±0,006 a 0,019±0,003 a 0,022±0,002 a 0,017±0,004 a 167 0,014±0,003 a 0,014±0,003 a 0,013±0,002 a 0,010±0,002 a 179 0,012±0,001 a 0,010±0,005 a 0,007±0,001 a 0,006±0,001 a 182 0,0025 a 2 0,0025 a 2 0,0025 a 2 0,0025 a 2 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν εργασίες που να αναφέρονται στη μεταφορά του metazachlor από το νερό απορροής σε μελέτες πεδίου. Σε εργαστηριακές συνθήκες η μεταφορά του ζιζανιοκτόνου από το νερό απορροής μελετήθηκε από τον Ulrich και τους συνεργάτες του (2013) σε δοχεία επιφάνειας 0,2 m 2 (κλίση εδάφους 6%), γεμισμένα με πηλοαμμώδες έδαφος και εφαρμογή τεχνητής βροχής. Το metazachlor 255

270 εφαρμόστηκε σε δόση 150 g ανά στρέμμα. Η πρώτη τεχνητή βροχόπτωση εφαρμόστηκε 4 ΗΑΕ και ακολούθησαν άλλες 5 σε διαστήματα των 6 ημερών. Παρόμοια με τα αποτελέσματα που παρουσιάζονται σε αυτή την εργασία οι υψηλότερες συγκεντρώσεις του metazachlor παρατηρήθηκαν στο νερό απορροής που συλλέχθηκε μετά την πρώτη τεχνητή βροχόπτωση. Οι συγκεντρώσεις όμως αυτές ήταν ιδιαίτερα υψηλές (> 500 μg L 1 ), ενώ μειώθηκαν σε επίπεδα κάτω των 100 μg L 1 στην τρίτη δειγματοληψία 16 ΗΑΕ. Οι μεγάλες αυτές διαφορές με τις συγκεντρώσεις που μετρήθηκαν στην παρούσα εργασία πρέπει να είναι αποτέλεσμα των διαφορετικών συνθηκών κάτω από τις οποίες πραγματοποιήθηκαν οι 2 μελέτες. Άλλωστε όπως σημειώνουν και οι παραπάνω συγγραφείς τα αποτελέσματά τους είναι ενδεικτικά και δεν μπορούν να χρησιμοποιηθούν για προβλέψεις στο πεδίο. Σχήμα 8.5 Οι συγκεντρώσεις του metazachlor στο νερό απορροής (μg L 1 ), που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στο ένθετο σχήμα παρουσιάζονται σε μεγέθυνση οι συγκεντρώσεις του metazachlor μετά την 21 ΗΑΕ. Σε περιβαλλοντικές μελέτες που πραγματοποιήθηκαν στη Βόρεια Ευρώπη, όπου το metazachlor χρησιμοποιείται ευρέως, κυρίως στην καλλιέργεια της ελαιοκράμβης, η Mai και οι συνεργάτες της (2013) αναφέρουν ότι ανίχνευσαν υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου στα νερά της Βόρειας Θάλασσας, η Lazartigues και οι συνεργάτες της 256

271 (2013) στα νερά και στο ίζημα μικρών λιμνών (ponds) στην περιοχή της Λορένης στη Γαλλία και ο Honnen και οι συνεργάτες του (2001) στα νερά μικρών ποταμών σε λεκάνες απορροής αγροτικών περιοχών της Νοτιοδυτικής Γερμανίας. Οι απώλειες του metazachlor μέσω του νερού απορροής στις διάφορες μεταχειρίσεις παρουσιάζονται ανά δειγματοληψία στον Πίνακα 8.11 και στο Σχήμα 8.6, ενώ στο Σχήμα 8.7 παρουσιάζονται οι αθροιστικές απώλειες του ζιζανιοκτόνου. Η ποσότητα του metazachlor που μεταφέρθηκε μέσω του νερού απορροής (ανάλογη του συλλεγόμενου όγκου του νερού και της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου) ήταν, σε σχέση με τις υπόλοιπες, ιδιαίτερα υψηλή στην πρώτη δειγματοληψία (12 ΗΑΕ), ξεπερνώντας τα 10 mg στα πιλοτικά με κλίση 5% και τα 4 mg σε αυτά με κλίση 1%. Στις αμέσως 2 επόμενες δειγματοληψίες (21 και 24 ΗΑΕ) οι ποσότητες που μεταφέρθηκαν ήταν κατά πολύ μικρότερες, κυμαινόμενες από 0,67 έως 0,84 mg στα πιλοτικά με κλίση 5% και από 0,27 έως 0,49 mg στα πιλοτικά με κλίση 1%. Ακολούθως και με το πέρασμα του χρόνου, οι μεταφερόμενες ποσότητες μειώθηκαν ακόμη περισσότερο λόγω της μείωσης της συγκέντρωσης του metazachlor στο νερό απορροής ως αποτέλεσμα της μείωσης της συγκέντρωσής του στα επιφανειακά στρώματα του εδάφους. Οι απώλειες από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% είναι μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες απώλειες από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές να είναι σημαντικές (p < 0,05, Tukey test) στις 8 πρώτες δειγματοληψίες (έως και 88 ΗΑΕ) (Πίνακας 8.11). Οι αθροιστικές απώλειες του metazachlor στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% ανήλθαν στα 12,64 και 12,61 mg που αντιστοιχούσαν σε 0,316% και 0,315% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Οι αντίστοιχες απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 5,31 και 5,02 mg που αντιστοιχούσαν σε 0,133% και 0,125% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Οι τιμές αυτές είναι μικρότερες αυτών που ανακοίνωσαν οι Ulrich et al. (2013), στη μελέτη τους για τη μεταφορά του metazachlor μέσω του νερού απορροής σε εργαστηριακές συνθήκες, οι οποίοι υπολόγισαν συνολικές απώλειες μεγαλύτερες του 2% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Η υψηλή αυτή διαφορά πρέπει να είναι αποτέλεσμα (όπως έχει αναφερθεί) τόσο των διαφορετικών συνθηκών (εργαστηριακές συνθήκεςπεδίο) όσο και του χρόνου, ημέρες από την εφαρμογή του ζιζανιοκτόνου, στον οποίο 257

272 συνέβη το πρώτο φαινόμενο απορροής (4 ημέρες στη μελέτη των Ulrich et al. (2013) και 12 σε αυτήν την εργασία). Πίνακας 8.11 Οι μέσες απώλειες (n = 3) (μg) του metazachlor μέσω του νερού απορροής που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) 12 10,823±0,596 a 1 4,3972±0,351 b 10,718±1,069 a 4,2223±0,277 b 21 0,6781±0,083 a 0,3194±0,045 b 0,7283±0,026 a 0,2703±0,024 b 24 0,8408±0,074 a 0,4964±0,040 b 0,8433±0,008 a 0,4269±0,017 b 34 0,1379±0,016 a 0,0731±0,015 b 0,1510±0,006 a 0,0662±0,002 b 45 0,0585±0,005 a 0,0091±0,001 b 0,0720±0,002 a 0,0122±0,003 b 56 0,0429±0,009 a 0,0058±0,004 b 0,0417±0,003 a 0,0057±0,001 b 71 0,0231±0,004 a 0,0049±0,001 b 0,0227±7,9Ε-4 a 0,0030±1,3Ε-4 b 88 0,0095±0,002 a 0,0028±0,001 b 0,0097±0,001 a 0,0016±4,1Ε-4 b 134 0,0067±7,7Ε-4 a 0,0030±5,1Ε-4 a 0,0065±7,8Ε-4 a 0,0041±7,4Ε-4 a 135 0,0024±3,8Ε-4 a 0,0011±2,8Ε-4 a 0,0015±3,2Ε-4 a 0,0013±3,1Ε-4 a 154 0,0037±0,001 a 0,0014±9,3Ε-5 a 0,0027±5,3Ε-4 a 0,0008±2,6Ε-4 a 164 0,0048±0,002 a 0,0019±1,5Ε-4 a 0,0042±8,0Ε-4 a 0,0014±2,5Ε-4 a 167 0,0039±9,3Ε-4 a 0,0019±2,7Ε-4 a 0,0032±5,6Ε-5 a 0,0011±1,7Ε-4 a 179 0,0007±7,5Ε-5 a 0,0002±5,5Ε-5 a 0,0004±4,0Ε-4 a 0,0001±2,4Ε-5 a 182 0,0025±8,0Ε-5 2 a 0,0008±1,9Ε-4 2 a 0,0010±1,5Ε-5 2 a 0,0010±7,7Ε-4 2 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές προκύπτουν για τιμές συγκεντρώσεων του metazachlor = LOQ/2 258

273 Σχήμα 8.6 Οι απώλειες του metazachlor (mg) μέσω του νερού απορροής ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στο ένθετο σχήμα παρουσιάζονται σε μεγέθυνση οι συγκεντρώσεις του metazachlor μετά την 34 ΗΑΕ. Σχήμα 8.7 Οι αθροιστικές απώλειες του metazachlor (mg) μέσω του νερού απορροής, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 259

274 Από τα παραπάνω συμπεραίνεται ότι μεγάλες σχετικά ποσότητες του metazachlor μπορεί να μεταφερθούν προς παρακείμενα, στους αγρούς εφαρμογής, επιφανειακά ύδατα αν ένα φαινόμενο απορροής συμβεί τις πρώτες ημέρες από την εφαρμογή. Μικρότερες ποσότητες, οι οποίες μειώνονται με το πέρασμα του χρόνου μπορεί να μεταφέρονται για χρονικό διάστημα που ξεπερνά τις 180 ημέρες από την εφαρμογή του ζιζανιοκτόνου Μεταφορά του metazachlor μέσω του ιζήματος Οι μέσοι όροι των τιμών (n = 3) των ποσοτήτων ιζήματος που συλλέχθηκαν από τα διάφορα πειραματικά τεμάχια ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.12 και στο Σχήμα 8.8, ενώ στο Σχήμα 8.9, παρουσιάζονται οι ποσότητες του ιζήματος αθροιστικά. Το ίζημα που συλλέχθηκε από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ήταν σημαντικά περισσότερο (p < 0,05, Tukey test) (Πίνακας 8.12) από αυτό που συλλέχθηκε από τα πιλοτικά με κλίση 1%. Επίσης και σε αυτή την περίπτωση, η ποσότητα ιζήματος που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα πιλοτικά ήταν μεγαλύτερη σε σχέση με τα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα (παράγραφος 7.1.3). Συνολικά, η ποσότητα του ιζήματος που συλλέχθηκε στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% έφτασε στα 14,48 και 13,27 kg, όταν οι αντίστοιχες τιμές στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 2,78 και 2,48 kg. Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων του metazachlor στο ίζημα ανά δειγματοληψία και συνολικά παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.13 και στο Σχήμα Στην πρώτη δειγματοληψία (12 ΗΑΕ) παρατηρήθηκαν οι μέγιστες συγκεντρώσεις του metazachlor που έφτασαν τα 0,48 και 0,57 μg g 1 στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% και 0,53 και 0,56 μg g 1 στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις μειώθηκαν σταδιακά, ακολουθώντας τη μείωση της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος, φτάνοντας τελικά, 179 ΗΑΕ, σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ. Οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των τιμών, που μετρήθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις σε καμία περίπτωση δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey test) (Πίνακας 8.13). 260

275 Πίνακας 8.12 Οι μέσες τιμές (n = 3) των ποσοτήτων (g) του ιζήματος που συλλέχθηκαν ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (kg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (kg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (kg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (kg) 12 2,144±0,185 a 1 0,329±0,068 b 2,092±0,269 a 0,362±0,104 b 21 1,738±0,266 a 0,295±0,171 b 1,622±0,218 a 0,234±0,074 b 24 1,226±0,220 a 0,252±0,053 b 1,029±0,049 a 0,211±0,058 b 34 0,509±0,065 a 0,193±0,018 b 0,570±0,106 a 0,177±0,020 b 45 0,297±0,058 a 0,028±0,003 b 0,204±0,041 c 0,019±0,010 b 56 0,408±0,072 a 0,020±0,003 b 0,333±0,027 a 0,028±0,005 b 71 0,371±0,078 a 0,023±0,006 b 0,299±0,028 a 0,024±0,006 b 88 0,352±0,064 a 0,026±0,002 b 0,312±0,034 a 0,024±0,006 b 134 1,430±0,132 a 0,316±0,066 b 1,228±0,102 a 0,309±0,043 b 135 0,059±0,010 a 0,024±0,001 a 0,049±0,009 a 0,024±0,005 a 154 0,849±0,093 a 0,139±0,010 b 0,745±0,133 a 0,097±0,012 b 164 2,058±0,254 a 0,370±0,082 b 1,691±0,195 a 2,297±0,053 b 167 2,253±0,320 a 0,380±0,041 b 1,753±0,164 a 0,0311±0,036 b 179 0,178±0,021 a 0,032±0,004 b 0,137±0,006 a 0,022±0,002 b 182 0,862±0,012 a 0,244±0,035 b 0,680±0,065 a 0,243±0,029 b 210 0,755±0,084 a 0,113±0,027 b 0,625±0,070 a 0,101±0,027 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 261

276 Σχήμα 8.8 Οι ποσότητες του ιζήματος (kg) που συλλέχθηκαν ανά δειγματοληψία από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Σχήμα 8.9 Οι ποσότητες του ιζήματος (kg) που συλλέχθηκαν αθροιστικά από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 262

277 Οι συγκεντρώσεις του metazachlor στο ίζημα, σε αντίθεση με τα παρασιτοκτόνα που χρησιμοποιήθηκαν στον ηλίανθο την πρώτη καλλιεργητική περίοδο (Κεφάλαιο 7), είναι σε παρόμοια επίπεδα με τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος και σε χαμηλότερα επίπεδα από αυτές στο νερό απορροής. Το παραπάνω είναι προφανώς αποτέλεσμα της μεγαλύτερης διαλυτότητας του metazachlor στο νερό (450 mg L 1 ) και της μικρότερης τάσης προσρόφησής του τόσο στο έδαφος (Koc = 29,2 103) (Mamy et al., 2005, EFSA, 2008b), όσο και στο ίζημα (Koc = ) (Passeport et al., 2011). Πίνακας 8.13 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του metazachlor στο ίζημα που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 12 0,484±0,0072 a 0,534±0,0497 a 0,576±0,0612 a 0,559±0,0547 a 21 0,406±0,0216 a 0,476±0,0528 a 0,434±0,0450 a 0,469±0,0634 a 24 0,394±0,0273 a 0,469±0,0350 a 0,431±0,0473 a 0,453±0,0390 a 34 0,366±0,0261 a 0,421±0,0225 a 0,387±0,0353 a 0,396±0,0304 a 45 0,213±0,0409 a 0,283±0,0467 a 0,226±0,0306 a 0,253±0,0352 a 56 0,086±0,0161 a 0,096±0,0196 a 0,110±0,0179 a 0,124±0,0234 a 71 0,036±0,0023 a 0,041±0,0077 a 0,043±0,0140 a 0,056±0,0029 a 88 0,019±0,0018 a 0,029±0,0020 a 0,024±0,0075 a 0,027±0,0044 a 134 0,011±0,0006 a 0,010±0,0008 a 0,009±0,0005 a 0,012±0,0040 a 135 0,010±0,0013 a 0,008±0,0020 a 0,007±0,0017 a 0,009±0,0020 a 154 0,005±0,0009 a 0,004±0,0005 a 0,005±0,0011 a 0,003±0,0002 a 164 0,002±0,0002 a 0,0008±0,0001 a 0,002±0,0002 a 0,001±0,0002 a 167 0,0009±1,1Ε-5 a 0,0005±3,8Ε-5 a 0,0007±5,2Ε-5 a 0,0006±4,5Ε-5 a 179 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 263

278 Σχήμα 8.10 Οι συγκεντρώσεις του metazachlor στο ίζημα (μg g 1 ), που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν μελέτες που να αφορούν στη μεταφορά του metazachlor μέσω του ιζήματος τόσο στο πεδίο όσο και σε εργαστηριακές συνθήκες και μόνο οι Lazartigues et al. (2013) αναφέρουν την παρουσία του ζιζανιοκτόνου σε δείγματα ιζήματος που συλλέχθηκαν από τον πυθμένα μικρών λιμνών (ponds) σε αγροτική περιοχή της Λορένης στη Γαλλία σε συγκεντρώσεις μεταξύ 0,3 και 0,6 ng g 1. Οι μέσες απώλειες του metazachlor στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές εδαφικές κλίσεις, ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.14 και στο Σχήμα Οι μεγαλύτερες απώλειες του ζιζανιοκτόνου μετρήθηκαν στις πρώτες δειγματοληψίες. Στην πρώτη δειγματοληψία, στην οποία παρατηρήθηκαν οι μέγιστες απώλειες, οι μεταφερόμενες, μέσω του ιζήματος ποσότητες ήταν 1,03 και 1,20 mg στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,17 και 0,20 mg στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στη συνέχεια παρατηρήθηκε προοδευτική μείωση των ποσοτήτων του ζιζανιοκτόνου που μεταφέρονταν με το πέρασμα του χρόνου, αντίστοιχη της μείωσης 264

279 της συγκέντρωσής του στο έδαφος. Οι απώλειες από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% ήταν μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες απώλειες από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές στις περισσότερες περιπτώσεις να είναι σημαντικές (p < 0,05, Tukey test). Πίνακας 8.14 Οι μέσες απώλειες (n = 3) (μg) του metazachlor μέσω του ιζήματος που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από ακαλλιέργητα και τα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) 12 1,036±0,1462 0,175±0,0335 1,205±0,1452 0,202±0, ,689±0,1650 0,140±0,0444 0,704±0,1205 0,110±0, ,483±0,0755 0,118±0,0302 0,444±0,0558 0,096±0, ,187±0,0299 0,081±0,0117 0,220±0,0478 0,070±0, ,063±0,0047 0,007±0,0017 0,046±0,0075 0,005±0, ,035±0,0063 0,002±0,0001 0,037±0,0093 0,003±0, ,013±0,0030 0,0009±0,0001 0,013±0,0034 0,001±0, ,007±0,0018 0,0008±1,3Ε-5 0,007±0,0016 0,0006±0, ,015±0,0022 0,003±0,0006 0,011±0,0013 0,004±0, ,0006±0,0002 0,0002±2,2Ε-5 0,0004±0,0001 0,0002±1,5Ε ,004±0,0009 0,0005±2,4Ε-5 0,004±0,0011 0,0003±4,9Ε ,004±0,0024 0,0003±6,2Ε-5 0,003±0,0008 0,0003±0, ,002±0,0008 0,0002±2,1Ε-5 0,001±0,0002 0,0002±0, ,9Ε-5 6,9Ε-6 3,0Ε-5 4,8Ε-6 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές των συγκεντρώσεων του metazachlor αντιστοιχούν σε LOQ/2 265

280 Σχήμα 8.11 Οι συνολικές απώλειες του metazachlor (mg) μέσω του ιζήματος ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στο ένθετο σχήμα παρουσιάζονται σε μεγέθυνση οι συγκεντρώσεις του metazachlor μετά την 45 ΗΑΕ. Σχήμα 8.12 Οι αθροιστικές απώλειες του metazachlor (mg) μέσω του ιζήματος, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 266

281 Οι αθροιστικές απώλειες του metazachlor μέσω του ιζήματος (Σχήμα 8.12) ανήλθαν στα 2,54 και 2,70 mg για τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5%, τιμές που αντιστοιχούν σε 0,063% και 0,067% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Οι αντίστοιχες αθροιστικές απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 0,53 και 0,49 mg που αντιστοιχούν σε 0,013% και 0,012% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Συνολικά πολύ μικρότερη ποσότητα metazachlor μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος σε σχέση με αυτή που μεταφέρθηκε μέσω του νερού απορροής Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του metazachlor στα φυτά Συνολικά πραγματοποιήθηκαν 10 δειγματοληψίες φυτών κατά τη διάρκεια της καλλιέργειας της ελαιοκράμβης. Η πρώτη, στην οποία συλλέχθηκαν 20 φυτά, πραγματοποιήθηκε στις 22 ημέρες από την εφαρμογή του metazachlor, όταν τα φυτά είχαν αναπτυχθεί αρκετά (2-4 πραγματικά φύλλα), ώστε δεν χρειάζονταν να συλλεχθεί μεγάλος αριθμός για τη δημιουργία του απαραίτητου δείγματος. Λόγω του μεγέθους των φυτών η ανάλυση στη δειγματοληψία αυτή έγινε σε ολόκληρα φυτά και όχι ξεχωριστά στο υπέργειο μέρος και στο ριζικό σύστημα. Οι υπόλοιπες δειγματοληψίες πραγματοποιήθηκαν 33, 43, 53, 68, 71, 75, 83, 92 και 103 ημέρες από την εφαρμογή του ζιζανιοκτόνου, και συλλέχθηκαν 15, 10, 8, 5, 5, 5, 5, 5 και 5 φυτά ελαιοκράμβης ανά πιλοτικό αντίστοιχα. Σε αυτές έγιναν ξεχωριστές αναλύσεις για το υπέργειο και το ριζικό σύστημα. Το metazachlor εφαρμόστηκε στον πειραματικό αγρό προφυτρωτικά και συνεπώς η παρουσία του στους φυτικούς ιστούς πρέπει να οφείλεται στη μεταφορά του μέσω του ρεύματος διαπνοής. Υπολείμματα του metazachlor στα φυτά ελαιοκράμβης ανιχνεύθηκαν μόνο στην πρώτη δειγματοληψία φυτών (22 ΗΑΕ). Στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% η συγκέντρωση του ζιζανιοκτόνου στους φυτικούς ιστούς ήταν 0,0010 μg g 1 σε ένα πειραματικό τεμάχιο και χαμηλότερα από τα επίπεδα του ορίου LOQ (0,0003 μg g 1 ) στα άλλα δύο. Στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% μετρήθηκαν συγκεντρώσεις 0,0008 και 0,0012 μg g 1 σε δύο τεμάχια, ενώ στο τρίτο η συγκέντρωση ήταν χαμηλότερη από το όριο LOQ. Η χαμηλή, σχετικά, τιμή του συντελεστή οκτανόλης-νερού του metazachlor (log Kow = 2,13) και η τιμή της υδατοδιαλυτότητάς του (450 mg L 1 ) υποδηλώνουν ότι το 267

282 ζιζανιοκτόνο μπορεί να μεταφέρεται και να απορροφάται από τις ρίζες, μέσω του ρεύματος διαπνοής, σχετικά εύκολα (Briggs et al., 1982). Σύμφωνα όμως με τα αποτελέσματα της παρούσας μελέτης το metazachlor ανιχνεύθηκε στους φυτικούς ιστούς στην πρώτη μόνο δειγματοληψία (22 ΗΑΕ) και σε αρκετά χαμηλές συγκεντρώσεις. Τα αποτελέσματα αυτά συμφωνούν με τα αποτελέσματα που παρουσιάζονται στις ελάχιστες αναφορές που βρέθηκαν στη βιβλιογραφία σχετικά με την πρόσληψη του metazachlor στα καλλιεργούμενα φυτά και την υπολειμματικότητά του στους φυτικούς ιστούς. Οι Rouchaud et al. (1994) αναφέρουν ότι δεν διαπίστωσαν υπολείμματα του metazachlor (εφαρμόστηκε προφυτρωτικά) σε φυτά ινδικής μουστάρδας κατά τη συγκομιδή, ενώ στην τεχνική αναφορά της EFSA (2008b) αναφέρεται (στοιχεία από την BASF) ότι σε 50 και πλέον εφαρμογές του metazachlor σε καλλιέργειες ελαιοκράμβης, το ζιζανιοκτόνο ανιχνεύθηκε μόνο σε μία περίπτωση στα φυτά. Γενικά, όπως έχει ήδη αναφερθεί (Παράγραφος 7.1.4), η συγκέντρωση ενός παρασιτοκτόνου στους φυτικούς ιστούς είναι η διαφορά μεταξύ της ποσότητας που απορροφάται μέσω του ριζικού συστήματος και της ποσότητας που διασπάται ή αποβάλλεται από μηχανισμούς που ενεργοποιούνται εντός των φυτών. Η αδυναμία ανίχνευσης του metazachlor στα φυτά καλλιεργειών στις οποίες έχει εφαρμοστεί το ζιζανιοκτόνο θεωρείται αποτέλεσμα του πολύ γρήγορου μεταβολισμού του εντός των φυτών (Παράρτημα 1), γεγονός που δεν επιτρέπει τη συσσώρευσή του στους φυτικούς ιστούς (EFSA 2008b). Η παρουσία του metazachlor στα φυτά της πρώτης δειγματοληψίας (22 ΗΑΕ), είναι ίσως αποτέλεσμα του μικρού μεγέθους των συλλεχθέντων φυτών (2 4 πραγματικά φύλλα, ύψος ~ 5 cm και βάρος ~ 4 g ανά φυτό), με αποτέλεσμα οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στους φυτικούς ιστούς, ανά μονάδα μάζας, να είναι σε επίπεδα υψηλότερα του ορίου LOD. 268

283 8.2 Quinmerac Απομείωση-παραμονή του quinmerac στο έδαφος Για την παρακολούθηση της απομείωσης (dissipation) του quinmerac στο έδαφος των πιλοτικών της καλλιέργειας της ελαιοκράμβης, κατά το χρονικό διάστημα από 2 Μαΐου έως 14 Δεκεμβρίου του 2012 και σε βάθη 0 10 και cm, πραγματοποιήθηκαν 8 δειγματοληψίες εδάφους: 0, 2, 5, 10, 23, 33, 48 και 68 ημέρες από την εφαρμογή του ζιζανιοκτόνου (HAE) Απομείωση-παραμονή του quinmerac στο έδαφος σε βάθος 0 10 cm Τα αποτελέσματα της ανάλυσης των εδαφικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν από βάθος 0 10 cm (μέσοι όροι 9 επαναλήψεων) παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.15 και οι κινητικές απομάκρυνσης του quinmerac από το έδαφος στο Σχήμα Οι αρχικές συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (3 ώρες μετά την εφαρμογή) ήταν 0,224 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,235 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,201 και 0,258 μg g 1. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις του quinmerac στο έδαφος μειώθηκαν εκθετικά με το χρόνο μέχρι και την 8η δειγματοληψία (68 ΗΑΕ) στην οποία έπεσαν κάτω από το επίπεδο του ορίου LOQ. Η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων έδειξε ότι οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των τιμών, που μετρήθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 8.15). Η επιλογή του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης του quinmerac στο έδαφος πραγματοποιήθηκε όπως και στις προηγούμενες περιπτώσεις. Στον Πίνακα 8.16 παρουσιάζονται οι τιμές των κριτηρίων σύγκρισης (F-test, x 2 -test και AIC-test) (Κεφάλαιο 5.3), ενώ στους Πίνακες 8.17, 8.18, 8.19 και 8.20 παρουσιάζονται οι εξισώσεις των κινητικών μοντέλων αποδόμησης, οι τιμές των παραμέτρων των εξισώσεων, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής και οι χρόνοι απομάκρυνσης του 90% του ζιζανιοκτόνου (DT 90 ) που υπολογίζονται από κάθε εξίσωση, καθώς και οι συντελεστές συσχέτισης (R 2 ). 269

284 Πίνακας 8.15 Η μέση τιμή (n = 9) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα του quinmerac στο έδαφος ανά δειγματοληψία, στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 0 0,224±0,0208 a 1 0,235±0,0207 a 0,258±0,0239 a 0,201±0,0165 a 2 0,184±0,0152 a 0,215±0,0198 a 0,225±0,0190 a 0,191±0,0159 a 5 0,131±0,0204 a 0,157±0,0207 a 0,167±0,0289 a 0,136±0,0231 a 10 0,096±0,0114 a 0,091±0,0080 a 0,092±0,0197 a 0,104±0,0153 a 23 0,018±0,0014 a 0,028±0,0037 a 0,034±0,0035 a 0,022±0,0049 a 33 0,006±0,0008 a 0,013±0,0019 a 0,011±0,0022 a 0,008±0,0009 a 48 4,4Ε-4±3,6Ε-5 a 6,8Ε-4±0,0003 a 8,4Ε-4±0,0002 a 7,7Ε-4±0,0001 a 68 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Από τα δεδομένα του Πίνακα 8.16 φαίνεται ότι τα μοντέλα SFO, FOMC και DFOP περιγράφουν ικανοποιητικά τα πειραματικά δεδομένα σε αντίθεση με το μοντέλο Hockey stick. Κατά τη μεταξύ τους σύγκριση (με το λογισμικό OriginPro 8) με βάση το x 2 -test και το AIC-test, το κινητικό μοντέλο που περιγράφει με μεγαλύτερη ακρίβεια το ρυθμό απομείωσης του quinmerac στο έδαφος φαίνεται να είναι η κινητική πρώτης τάξης, ενώ το F-test απαιτεί περισσότερα δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος. Με βάση την εξίσωση της κινητικής πρώτης τάξης ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του ζιζανιοκτόνου υπολογίστηκε σε 7,17 και 7,57 ημέρες στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5% και 1% και σε 7,23 και 8,51 ημέρες στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα τεμάχια. Οι παραπάνω διαφορές σε καμία περίπτωση δεν ήταν στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test). 270

285 Σχήμα 8.13 Κινητική απομάκρυνσης του quinmerac στο έδαφος, σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (α) και ακαλλιέργητα (β) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% και 1%. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και διακεκομμένη για αυτά με κλίση 5%). 271

286 Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν μελέτες που να αφορούν στην απομείωση του quinmerac στο έδαφος, εκτός μιας τεχνικής αναφοράς της Ευρωπαϊκής Επιτροπής για την Ασφάλεια των Τροφίμων (EFSA, 2010b). Από τα αποτελέσματα που παρουσιάζονται στην αναφορά αυτή, σε πειράματα που πραγματοποιήθηκαν κάτω από εργαστηριακές συνθήκες και σε διάφορους τύπους εδαφών, φαίνεται ότι στην αποδόμηση του ζιζανιοκτόνου επιδρούν κυρίως η μικροβιακή δραστηριότητα, η θερμοκρασία και η υγρασία του εδάφους, καθώς και το ph. Η παραμονή του quinmerac σε εδαφικά δείγματα φαίνεται να αυξάνεται σε αναερόβιες συνθήκες, με τη μείωση της εδαφικής θερμοκρασίας και υγρασίας, καθώς και με την αύξηση του ph. Πιο αναλυτικά, ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του quinmerac (υπολογισμοί μέσω SFO), σε δείγματα του ίδιου εδάφους (ph: 8,2 και υγρασία 40% της συνολικής υδατοϊκανότητας), σχεδόν πενταπλασιάστηκε και από 21 έφτασε τις 104 ημέρες όταν η θερμοκρασία του εδάφους μειώθηκε από τους 20 C στους 10 C. Όταν η μελέτη πραγματοποιήθηκε κάτω από αναερόβιες συνθήκες σε δείγματα εδάφους που είχαν κορεστεί με άζωτο (ph 8,2 και υγρασία 40% της υδατοϊκανότητας), ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής, ξεπέρασε τις 400 ημέρες. Μείωση της εδαφικής υγρασίας από 60% σε 40% της συνολικής υδατοϊκανότητας αύξησε το χρόνο ημιπεριόδου ζωής κατά 9 ημέρες σε έναν τύπο εδάφους (ph: 7,5 και 10 C) και κατά 29 σε έναν δεύτερο (ph: 6,8 και 10 C). Αντίθετα υπερβολική αύξηση της υγρασίας (80% της συνολικής υδατοϊκανότητας) οδήγησε σε αύξηση και του χρόνου ημιζωής. Τέλος, σε διαφορετικούς τύπους εδαφών, αλλά κάτω από τις ίδιες συνθήκες (θερμοκρασία 20 C και υγρασία 40% της συνολικής υδατοϊκανότητας) ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του quinmerac ήταν μεγαλύτερος στα εδάφη με υψηλότερο ph: 16 ημέρες σε ph 6,5 έναντι 21 ημερών σε ph 8,2. Στο πεδίο, σύμφωνα πάντα με την τεχνική αναφορά της EFSA, σε μελέτες που πραγματοποιήθηκαν σε πειραματικούς αγρούς με αμμώδη εδάφη (δεν αναφέρονται εδαφικά χαρακτηριστικά, εκτός του ph, και κλιματολογικές συνθήκες), ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής του quinmerac κυμάνθηκε από 12 έως 27 ημέρες σε βάθος εδάφους 50 cm και από 27 έως 58 ημέρες όταν το μελετώμενο εδαφικό στρώμα εκτείνονταν σε βάθος 1 m. Μάλιστα ο μικρότερος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (12 ημέρες), σε βάθος έως 50 cm, παρατηρήθηκε στο έδαφος με το υψηλότερο ph (7,5). 272

287 Πίνακας 8.16 Οι τιμές των κριτηρίων επιλογής του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής, σε ανά ζεύγη σύγκριση, για την περιγραφή του ρυθμού αποδόμησης του quinmerac στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κριτήρια σύγκρισης F-test X 2 -test SFO vs DFOP SFO vs FOMC SFO vs HS Πειραματικά τεμάχια ΚΑΛ 5% 1-3,799 (-) 2-0,014 (-) -2,863Ε-8 (-) ΚΑΛ 1% 2,564E-7 (1) -0,102 (-) -2,718Ε-8 (-) ΑΚ 5% -7,844 (-) -0,042 (-) -5,588Ε-6 (-) ΑΚ 1% 2,736Ε-8 (1) -0,124 (-) -1,704 (-) ΚΑΛ 5% 1 6,130E-6 9,195E-6 6,130E-6 7,377E-6 6,130E-6 9,195Ε-6(fnc) ΚΑΛ 1% 4,874E-5 7,312E-5 4,874E-5 5,971E-5 4,874E-5 7,312Ε-5(fnc) ΑΚ 5% 8,934E-5 1,340E-4 8,934E-5 1,081E-4 8,934E-5 1,340E-4(fnc) ΑΚ 1% 2,033E-5 3,049E-4 2,033E-5 2,502E-5 2,033E-5 2,060E-4(fnc) AIC-test 3 ΚΑΛ 5% 1-86,319-58,319-86,319-76,963-86,319-58,319 ΚΑΛ 1% -69,732-41,732-69,732-60,234-69,732-41,732 ΑΚ 5% -64,885-36,885-64,885-55,483-64,885-36,886 ΑΚ 1% -76,728-48,727-76,728-67,193-76,728-33,445 1 ΚΑΛ. 5%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΚΑΛ. 1%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% ΑΚ. 5%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΑΚ. 1%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% 2 Για επίπεδο σημαντικότητας 0,05 (στην παρένθεση Prob>F) 3 Μικρότερη τιμή στο AIC-test σημαίνει μεγαλύτερη πιθανότητα το συγκεκριμένο μοντέλο να περιγράφει με πιο ικανοποιητικό τρόπο τα πειραματικά δεδομένα (fnc): δεν συγκλίνει με τα πειραματικά δεδομένα (fit not converged) (-): δεν υπάρχουν αρκετά δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος SFO: Μοντέλο πρώτης τάξης (Simple first-order) FOMC: Μοντέλο των Gustafson and Holden (First-order multi-compartment) DFOP: Διεκθετικό κινητικό μοντέλο (Double-first-order in parallel) HS: Μοντέλο Hockey-stick 273

288 Πίνακας 8.17 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης για την απομείωση του quinmerac στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Μοντέλο κινητικής πρώτης τάξης (SFO) Εξίσωση C 0 k (μg g 1 ) (days 1 ) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,2236 0,0967 0,995 7,17 23,82 0,2439 0,0916 0,995 7,57 25,14 0,2637 0,0958 0,996 7,23 24,03 0,2113 0,0815 0,987 8,51 28,27 Πίνακας 8.18 Οι εξισώσεις του διεκθετικού μοντέλου για την κινητική απομείωσης του quinmerac στο έδαφος, οι παράμετροι (a, b, k 1, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Εξίσωση Διεκθετικό μοντέλο κινητικής a b k 1 k 2 R 2 DT 50 DT 90 (μg g 1 ) (μg g 1 ) (days 1 ) (days 1 ) (days) (days) 0,0425 0,1825 0,1035 0,1035 0,995 6,69 22,25 0,0569 0,1870 0,0915 0,0916 0,991 7,54 25,26 0,0567 0,2067 0,0938 0,0938 0,995 7,37 24,64 0,2005 0,0108 0,0814 0,0815 0,982 8,58 28,80 274

289 Πίνακας 8.19 Οι εξισώσεις του μοντέλου κινητικής των Gustafson and Holden για την κινητική απομείωσης του quinmerac στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, α, β), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Μοντέλο κινητικής των Gustafson and Holden Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) α β R 2 DT 50 (days) Καλλιεργημένο 5% 0, , ,995 6,69 22,37 DT 90 (days) Καλλιεργημένο 1% 0, , ,7 0,994 7,54 25,20 Ακαλλιέργητο 5% 0, , ,5 0,996 7,37 23,02 Ακαλλιέργητο 1% 0, , ,1 0,985 8,40 27,91 275

290 Πίνακας 8.20 Οι εξισώσεις του μοντέλου κινητικής Hockey-stick για την απομείωση του quinmerac στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k 1, k 2, t b ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Μοντέλο κινητικής Hockey-stick Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) όταν t 1,1200 όταν k 1 (days 1 ) k 2 (days 1 ) t b (days) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,2221 0,0918 0,1035 1,1200 0,995 6,82 22,25 t>1,1200 Καλλιεργημένο 1% όταν t 1,4136 όταν 0,2428 0,0881 0,0916 1,4136 0,992 7,62 25,18 Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% t>1,4136 όταν t 103,37 όταν t>103,37 όταν t 105,64 όταν t>105,64 0,2500 0,1000 0, ,37 0,981 6,93 24,54 0,2364 0,0825 0, ,64 0,982 8,58 28,80 276

291 Οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που παρατηρήθηκαν στην παρούσα μελέτη (DT 50 από 7,17 έως 8,51 ημέρες) ήταν μικρότεροι αυτών που αναφέρει η EFSA (2010b), γεγονός που οφείλεται στους παρακάτω παράγοντες. Η μελέτη EFSA αφορά στρώμα εδάφους βάθους 50 cm, ενώ η παρούσα μελέτη αναφέρεται στο επιφανειακό στρώμα εδάφους (βάθους 0 10 cm) από το οποίο το ζιζανιοκτόνο απομακρύνεται ταχύτερα καθώς, εκτός των διεργασιών διάσπασης στις οποίες υπόκεινται (χημική διάσπαση, μικροβιακή αποδόμηση κ.λ.π.) (Παράγραφος 2.6.4), μετακινείται και προς βαθύτερα στρώματα. Επιπλέον, οι θερμοκρασίες του εδάφους στον πειραματικό αγρό ήταν υψηλότερες των 18 C καθ όλη τη διάρκεια του πειράματος (Σχήμα 4.6) και η περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία ήταν σχετικά υψηλή (2,8%) Μετακίνηση του quinmerac στο έδαφος σε βάθος cm Στον Πίνακα 8.21 και στο Σχήμα 8.14 παρουσιάζονται τα αποτελέσματα των αναλύσεων των δειγμάτων εδάφους που συλλέχθηκαν από βάθος cm (δεύτερο εδαφικό στρώμα). Το quinmerac ανιχνεύθηκε για πρώτη φορά σε βάθος κάτω των 10 cm στην 2η δειγματοληψία, 2 ημέρες από την εφαρμογή του. Οι αρχικές συγκεντρώσεις ήταν 8,554 και 9,059 ng g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 1% και 7,781 και 6,792 ng g 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα τεμάχια. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου αυξήθηκαν, με τις μέγιστες τιμές να παρατηρούνται 10 ΗΑΕ: 26,38 και 31,43 ng g 1 στα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% και 27,72 και 28,93 ng g 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα πιλοτικά. Ακολούθησε σταδιακή μείωση των τιμών των συγκεντρώσεων, για να φτάσουν 82 ΗΑΕ σε επίπεδα κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης. Όπως παρατηρήθηκε και στην περίπτωση του metazachlor, οι συγκεντρώσεις του quinmerac στο δεύτερο εδαφικό στρώμα είναι ελαφρά μεγαλύτερες στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 1% σε σχέση με τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις που μετρήθηκαν στα πιλοτικά με κλίση 5%, χωρίς όμως οι διαφορές αυτές να είναι στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 8.21). Το παραπάνω, και σε αυτή την περίπτωση, είναι ίσως αποτέλεσμα του γεγονότος ότι στα πιλοτικά με κλίση 1% ο όγκος του νερού που μετακινήθηκε προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα μεταφέροντας το ζιζανιοκτόνο, είναι μεγαλύτερος αυτού των πιλοτικών με κλίση 5%. 277

292 Πίνακας 8.21 Η μέση τιμή (n = 9) των συγκεντρώσεων (ng g 1 ) του quinmerac στο έδαφος ± το τυπικό σφάλμα, σε βάθος cm, ανά δειγματοληψία στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (ng g 1 ) 2 8,554±0,727 a 9,059±0,762 a 7,781±1,863 a 6,792±1,373 a 5 15,10±3,389 a 15,75±1,712 a 14,76±1,399 a 15,59±1,549 a 10 26,38±7,277 a 31,43±1,181 a 27,72±2,184 a 28,93±3,729 a 23 18,24±1,727 a 23,59±2,653 a 16,81±5,052 a 22,22±3,462 a 33 9,782±2,588 a 11,50±0,970 a 9,130±1,615 a 12,30±2,455 a 48 2,872±0,244 a 3,066±0,258 a 3,815±0,913 a 2,743±0,555 a 68 1,084±0,246 a 0,950±0,078 a 1,176±0,246 a 0,744±0,054 a 82 0,17 2 0,17 2 0,17 2 0, τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Για την περιγραφή των πειραματικών δεδομένων της απομάκρυνσης του quinmerac από το εδαφικό στρώμα βάθους cm εφαρμόστηκε το μοντέλο της Συστοιχίας Πλήρως Αναδευόμενων Δοχείων (CSTR) (Κεφάλαιο 5.4). Οι εξισώσεις του μοντέλου για το δεύτερο εδαφικό στρώμα (n = 2) παρουσιάζονται στην Παράγραφο Ο υπολογισμός του κατά τη διάρκεια της χρονικής περιόδου στην οποία το ζιζανιοκτόνο ανιχνεύονταν στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα πραγματοποιήθηκε διαιρώντας τον όγκο του εδαφικού στρώματος (4 m 3 ) διά το ρυθμό ροής του νερού στο εδαφικό στρώμα (όγκος προσπίπτοντος νερού (12,32 m 3 ), μείον του όγκου του νερού απορροής στα διάφορα πειραματικά τεμάχια (από 0,26 έως 0,78 m 3 ) διά τη διάρκεια της χρονικής περιόδου σε ημέρες (71)). Σχηματικά τα αποτελέσματα της εφαρμογής του μοντέλου στα πειραματικά δεδομένα παρουσιάζονται στο Σχήμα 8.14, ενώ στον Πίνακα 8.22 παρουσιάζονται η εξίσωση, οι παράμετροι του μοντέλου (C 0, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), η υπολογιζόμενη χρονική περίοδος για την οποία παρατηρήθηκαν οι μέγιστες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (t max ) και η υπολογιζόμενη μέγιστη συγκέντρωση (C max ) για κάθε μεταχείριση. 278

293 Σχήμα 8.14 Η μετακίνηση και η υπολειμματικότητα του quinmerac στο έδαφος (ng g 1 ), σε βάθος cm, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και στα καλλιεργημένα (Κ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 9 επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν στις κινητικές CSTR (η μαύρη γραμμή για τα μη καλλιεργημένα τεμάχια με κλίση 5%, η κόκκινη για τα μη καλλιεργημένα με κλίση 1%, η μπλε για τα καλλιεργημένα με κλίση 5% και η πράσινη για τα καλλιεργημένα με κλίση 1%). Το μοντέλο CSTR περιγράφει σε ικανοποιητικό βαθμό τα πειραματικά δεδομένα με τον συντελεστή συσχέτισης να ξεπερνά το 0,93 (από 0,933 έως 0,965). Επιπλέον, τόσο ο t max όσο και η C max, που υπολογίστηκαν μέσω των εξισώσεων του μοντέλου, βρίσκονται αρκετά κοντά στις αντίστοιχες παρατηρούμενες τιμές. Συγκεκριμένα, το υπολογιζόμενο t max κυμάνθηκε από 7,66 έως 7,98 ημέρες, όταν η μέγιστη συγκέντρωση παρατηρήθηκε στις 10 ΗΑΕ και η υπολογιζόμενη C max κυμάνθηκε από 23,67 έως και 27,76 ng g 1 όταν η παρατηρούμενη κυμάνθηκε από 26,38 έως 31,43 ng g

294 Πίνακας 8.22 Οι εξισώσεις του μοντέλου CSTR για την κινητική μεταφοράς του quinmerac στο έδαφος σε βάθος cm, οι παράμετροι (C 0, k 2 ), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), οι υπολογιζόμενοι χρόνοι στους οποίους παρατηρήθηκε η μέγιστη συγκέντρωση του ζιζανιοκτόνου (t max ) και οι υπολογιζόμενες μέγιστες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου (C max ), στις διάφορες μεταχειρίσεις. Πειραματικά τεμάχια Μοντέλο μεταφοράς CSTR Εξίσωση C 02 (ng g 1 ) k 2 (days 1 ) R 2 t max (days) C max (ng g 1 ) Καλλιεργημένο 5% 64,61 0,0861 0,965 7,985 23,27 Καλλιεργημένο 1% 75,47 0,0826 0,933 7,750 27,76 Ακαλλιέργητο 5% 64,34 0,0875 0,943 7,658 23,67 Ακαλλιέργητο 1% 71,58 0,0814 0,950 7,984 26,34 280

295 Από τα υπάρχοντα δεδομένα της βιβλιογραφίας δεν έχουν πραγματοποιηθεί μελέτες, είτε στο εργαστήριο είτε στο πεδίο, που να αφορούν στη μεταφορά του quinmerac προς τα βαθύτερα εδαφικά στρώματα. Σύμφωνα με την τεχνική αναφορά της EFSA (2010b) το quinmerac θεωρείται μια φυτοπροστατευτική ένωση με μεγάλη έως πολύ μεγάλη κινητικότητα στο έδαφος, αποτέλεσμα της υψηλής υδατοδιαλυτότητάς του (107 g L 1 σε ph 7) (EFSA, 2010b), και της μικρής τάσης προσρόφησής του στα κολλοειδή του εδάφους (Koc = 6,2 126 ml g 1, με τις μικρότερες τιμές να αντιστοιχούν σε υψηλότερες τιμές εδαφικού ph (Deschauer and Kogel-Knabner, 1992)). Στον πειραματικό αγρό και ως αποτέλεσμα των παραπάνω χαρακτηριστικών, οι συγκεντρώσεις του quinmerac που ανιχνεύθηκαν στο εδαφικό στρώμα με βάθους cm ήταν σχετικά υψηλές, σημαντικά μεγαλύτερες αυτών του metazachlor, παρά το γεγονός ότι τα δύο ζιζανιοκτόνα εφαρμόστηκαν ταυτόχρονα και οι περιβαλλοντικές συνθήκες μετά την εφαρμογή ήταν ίδιες. Μεγάλες ποσότητες του quinmerac είναι δυνατόν να μετακινηθούν προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα σε περίπτωση που ισχυρές βροχοπτώσεις συμβούν τις επόμενες ημέρες μετά την εφαρμογή Μεταφορά του quinmerac μέσω του νερού απορροής Η σπορά της ελαιοκράμβης πραγματοποιήθηκε στις αρχές του Μαΐου και για την κάλυψη των αναγκών των φυτών σε νερό η καλλιέργεια αρδεύτηκε κατά τους θερινούς μήνες όπως περιγράφεται στο Κεφάλαιο 4. Καθ όλη τη διάρκεια του πειράματος πραγματοποιήθηκαν συνολικά 16 δειγματοληψίες νερού και ιζήματος. Το ύψος του νερού που κατέπεσε (σε mm) σε κάθε βροχόπτωση, είτε άρδευση παρουσιάζεται στο Σχήμα 4.5. Οι μέσες τιμές (σε L) του όγκου του νερού απορροής (n = 3) που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.9, ενώ οι αντίστοιχες τιμές σε mm, ανά δειγματοληψία και αθροιστικά, παρουσιάζονται στα Σχήματα 8.3 και 8.4 αντίστοιχα (Παράγραφος 8.1.2, όπου πραγματοποιήθηκε και ο σχολιασμός των αποτελεσμάτων αυτών). Υπολείμματα του quinmerac ήταν ανιχνεύσιμα, στο νερό απορροής που συλλέχθηκε από όλα τα πειραματικά τεμάχια, για 71 ημέρες μετά την εφαρμογή (Πίνακας 8.23, Σχήμα 8.15). Στην πρώτη δειγματοληψία, 12 ΗΑΕ, παρατηρήθηκαν οι 281

296 υψηλότερες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στο νερό απορροής, οι οποίες έφτασαν τα 264,2 και 286,5 μg L 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 1% και τα 251,9 και 242,7 μg L 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα τεμάχια. Στη 2η δειγματοληψία, 21 ΗΑΕ, οι συγκεντρώσεις του quinmerac στο νερό απορροής μειώθηκαν σημαντικά, φτάνοντας στα 39,36 και 40,14 μg L 1 στα καλλιεργούμενα πιλοτικά με κλίσεις 5% και 1% και στα 46,34 και 42,85 μg L 1 στα αντίστοιχα μη καλλιεργημένα πιλοτικά. Στις επόμενες δειγματοληψίες η μείωση της συγκέντρωσης των υπολειμμάτων του ζιζανιοκτόνου συνεχίστηκε φτάνοντας τελικά σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ 71 ΗΑΕ. Πίνακας 8.23 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg L 1 ) του quinmerac στο νερό απορροής ± το τυπικό σφάλμα, που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg L 1 ) ,2±43,93 a 1 286,5±37,62 a 251,9±59,51 a 242,7±21,39 a 21 39,36±3,356 a 40,14±7,933 a 46,34±6,294 a 42,85±4,031 a 24 24,00±2,046 a 21,02±4,153 a 22,06±2,998 a 18,24±1,694 a 34 6,101±0,511 a 4,033±0,791 a 5,105±0,681 a 7,505±0,659 a 45 2,001±0,017 a 0,251±0,049 a 0,302±0,041 a 0,189±0,018 a 56 0,008±0,0007 a 0,005±0,0010 a 0,009±0,001 a 0,006±0,0006 a 71 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν εργασίες που να αναφέρονται στη μεταφορά του quinmerac από το νερό απορροής τόσο σε εργαστηριακές συνθήκες, όσο και σε μελέτες πεδίου. Το quinmerac είναι ένα ζιζανιοκτόνο υψηλής διαλυτότητας στο νερό σε ουδέτερα και αλκαλικά περιβάλλοντα (107 g L 1 σε ph 7) που δεν προσροφάται ισχυρά στο έδαφος (Koc = 6,2 126 ml g 1 ) (EFSA, 2010b, Deschauer and Kogel- Knabner, 1992), με αποτέλεσμα την παρουσία του σε υψηλές συγκεντρώσεις στο νερό απορροής κατά το πρώτο φαινόμενο απορροής (12 ΗΑΕ). Στη συνέχεια η 282

297 μείωση των υπολειμμάτων του ζιζανιοκτόνου στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα τόσο λόγω της διάσπασής του, όσο και της μετακίνησής του προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα, είχε ως αποτέλεσμα και τη μείωση των συγκεντρώσεων στο νερό απορροής. Η στατιστική ανάλυση των αποτελεσμάτων, σε όλες τις δειγματοληψίες, δεν έδειξε σημαντικές διαφορές μεταξύ των συγκεντρώσεων του quinmerac στο νερό απορροής που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις (p < 0,05, Tukey test) (Πίνακας 8.23). Σχήμα 8.15 Οι συγκεντρώσεις του quinmerac στο νερό απορροής (μg L 1 ), που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στο ένθετο σχήμα παρουσιάζονται σε μεγέθυνση οι συγκεντρώσεις του quinmerac μετά την 21 ΗΑΕ. Οι απώλειες του quinmerac μέσω του νερού απορροής στις διάφορες μεταχειρίσεις παρουσιάζονται ανά δειγματοληψία στον Πίνακα 8.24 και στο Σχήμα 8.16, ενώ στο Σχήμα 8.17 παρουσιάζονται οι αθροιστικές απώλειες του ζιζανιοκτόνου. Οι μεγαλύτερες ποσότητες του quinmerac (ανάλογες του συλλεγόμενου όγκου του νερού και των συγκεντρώσεων του ζιζανιοκτόνου) μεταφέρθηκαν κατά το πρώτο φαινόμενο απορροής (12 ΗΑΕ), όπου έφτασαν τα 38,12 και 33,85 mg στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση 5% και τα 17,67 και 13,56 mg στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στις επόμενες δειγματοληψίες οι ποσότητες του ζιζανιοκτόνου που μεταφέρθηκαν μέσω του νερού 283

298 απορροής ήταν πολύ μικρότερες, ανακλώντας τη μείωση της συγκέντρωσής στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα, φτάνοντας σε πολύ χαμηλά επίπεδα (< 0,001 mg) μετά την 56η ημέρα από την εφαρμογή. Οι απώλειες από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% ήταν μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες απώλειες από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές, στις περισσότερες περιπτώσεις, να είναι στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey test) (Πίνακας 8.24). Πίνακας 8.24 Οι μέσες απώλειες (mg) (n = 3) του quinmerac μέσω του νερού απορροής, που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (mg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (mg) 12 38,12±5,501 a 1 17,67±0,896 ab 33,85±7,498 ab 13,56±2,230 b 21 5,655±0,914 a 2,459±0,492 b 5,962±0,732 a 2,186±0,151 b 24 4,351±0,134 a 1,997±0,057 b 3,541±0,475 a 1,595±0,235 b 34 0,428±0,076 a 0,156±0,015 a 0,322±0,059 a 0,225±0,058 a 45 0,015±0,002 a 0,002±6,2Ε-4 b 0,019±0,004 a 0,002±2,9Ε-4 b 56 7,8Ε-4±1,5Ε-4 a 4,9Ε-5±1,3Ε-5 b 7,0Ε-4±5,5Ε-5 a 8,2Ε-5±2,4Ε-5 b 71 3,4Ε-5±3,5Ε-6 2 a 5,2Ε-6±1,0Ε-6 2 b 2,8Ε-5±2,3Ε-6 2 a 4,9Ε-6±1,1Ε-6 2 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές προκύπτουν για τιμές συγκεντρώσεων του quinmerac = LOQ/2 Οι συνολικές απώλειες του quinmerac στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% ήταν αρκετά σημαντικές φτάνοντας στα 48,58 και 43,70 mg, ποσότητες που αντιστοιχούν σε 4,85% και 4,37% επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Οι αντίστοιχες απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν σημαντικά χαμηλότερες (p < 0,05, Tukey test): 22,28 και 17,57 mg που αντιστοιχούν σε 2,23% και 1,76% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. 284

299 Σχήμα 8.16 Οι απώλειες του quinmerac (mg) μέσω του νερού απορροής ανά δειγματοληψία, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στο ένθετο σχήμα παρουσιάζονται σε μεγέθυνση οι απώλειες του quinmerac μετά την 34 ΗΑΕ. Σχήμα 8.17 Οι αθροιστικές απώλειες του quinmerac (mg) μέσω του νερού απορροής, στα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 285

300 Από τα παραπάνω γίνεται φανερό ότι μεγάλες ποσότητες του quinmerac μπορεί να μεταφερθούν προς παρακείμενα, στους αγρούς εφαρμογής, επιφανειακά ύδατα μέσω του νερού απορροής, ιδιαίτερα αν ένα φαινόμενο απορροής συμβεί τις πρώτες ημέρες από την εφαρμογή Μεταφορά του quinmerac μέσω του ιζήματος Οι μέσοι όροι των τιμών (n = 3) των ποσοτήτων του ιζήματος που συλλέχθηκαν από τα διάφορα πειραματικά τεμάχια ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.12 και στο Σχήμα 8.8, ενώ στο Σχήμα 8.9, παρουσιάζονται οι ποσότητες του ιζήματος αθροιστικά. Ο σχολιασμός των αποτελεσμάτων αυτών πραγματοποιήθηκε στην Παράγραφο Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων του quinmerac στο ίζημα ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.24 και στο Σχήμα Γενικά, οι συγκεντρώσεις των υπολειμμάτων του quinmerac στο ίζημα κινήθηκαν σε πολύ χαμηλά επίπεδα, με τις μεγαλύτερες να καταγράφονται στην πρώτη δειγματοληψία (12 ΗΑΕ): 0,078 και 0,088 μg g 1 στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% και 0,080 και 0,075 μg g 1 στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις μειώθηκαν σταδιακά, ακολουθώντας τη μείωση της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος, φτάνοντας τελικά, 45 ΗΑΕ, σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ. Οι διαφορές, μεταξύ των μέσων όρων των τιμών, που μετρήθηκαν μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις σε καμία περίπτωση δεν ήταν σημαντικές (p < 0,05, Tukey test) (Πίνακας 8.24). Στη βιβλιογραφία δεν βρέθηκαν μελέτες που να αφορούν στη μεταφορά του quinmerac μέσω του ιζήματος τόσο στο πεδίο όσο και σε εργαστηριακές συνθήκες. Στην παρούσα εργασία οι συγκεντρώσεις του quinmerac στο ίζημα, όπως και στην περίπτωση του metazachlor, βρίσκονται σε παρόμοια επίπεδα με τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στο έδαφος και σε πολύ χαμηλότερα επίπεδα από αυτές στο νερό απορροής. Το παραπάνω είναι προφανώς αποτέλεσμα της μεγάλης διαλυτότητας του quinmerac στο νερό (107 g L 1 ) και της μικρής τάσης προσρόφησής του στο έδαφος (Koc = 6,2 126) (EFSA, 2010b, Deschauer and Kogel-Knabner, 1992). 286

301 Πίνακας 8.24 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του quinmerac στο ίζημα που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία ± το τυπικό σφάλμα, από ακαλλιέργητα και τα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 12 0,078±0,015 a 0,080±0,005 a 0,088±0,009 a 0,075±0,010 a 21 0,028±0,005 a 0,025±0,005 a 0,018±0,005 a 0,016±0,003 a 24 0,022±0,004 a 0,017±0,006 a 0,014±0,003 a 0,012±0,004 a 34 0,005±0,0007 a 0,008±0,001 a 0,007±0,001 a 0,009±0,002 a 45 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Σχήμα 8.18 Οι συγκεντρώσεις του quinmerac στο ίζημα (μg g 1 ) που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή 3 επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 287

302 Οι μέσες απώλειες του quinmerac στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές εδαφικές κλίσεις, ανά δειγματοληψία παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.25 και στο Σχήμα Στην πρώτη δειγματοληψία, στην οποία παρατηρήθηκαν οι μέγιστες απώλειες, οι μεταφερόμενες μέσω του ιζήματος, ποσότητες ήταν 364,8 και 375,3 μg στα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 52,55 και 51,96 μg στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1%. Στη συνέχεια παρατηρήθηκε προοδευτική μείωση των ποσοτήτων του ζιζανιοκτόνου που μεταφέρονταν με το πέρασμα του χρόνου, αντίστοιχη της μείωσης της συγκέντρωσής του στο έδαφος. Οι απώλειες από τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% ήταν μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες απώλειες από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, με τις διαφορές στις περισσότερες περιπτώσεις να είναι σημαντικές (p < 0,05, Tukey test). Πίνακας 8.25 Οι μέσες συνολικές απώλειες (μg) του quinmerac μέσω του ιζήματος που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία (n = 3) ± το τυπικό σφάλμα, από τα καλλιεργημένα και τα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg) ,8±78,42 a 52,55±8,232 b 375,3±60,68 a 51,96±5,938 b ,4±35,41 a 13,90±2,854 b 59,55±8,641 ab 7,553±0,784 b 24 53,30±5,989 a 8,519±0,891 b 30,19±7,436 b 5,139±0,897 b 34 2,599±0,115 ab 1,684±0,452 b 3,693±0,108 a 1,640±0,344 b 45 0,051±0,010 a 0,005±0,0005 b 0,035±0,007 ab 0,005±0,001 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές προκύπτουν για τιμές συγκεντρώσεων του quinmerac = LOQ/2 288

303 Σχήμα 8.19 Οι απώλειες του quinmerac (μg) μέσω του ιζήματος ανά δειγματοληψία, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε στήλη είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Στο ένθετο σχήμα παρουσιάζονται σε μεγέθυνση οι απώλειες του quinmerac μετά την 34 ΗΑΕ. Σχήμα 8.20 Οι αθροιστικές απώλειες του quinmerac (μg) μέσω του ιζήματος, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. 289

304 Οι αθροιστικές απώλειες του quinmerac μέσω του ιζήματος (Σχήμα 8.20) ανήλθαν στα 535,1 και 468,8 μg για τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5%, τιμές που αντιστοιχούν σε 0,053% και 0,047% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Οι αντίστοιχες αθροιστικές απώλειες στα πιλοτικά με κλίση 1% ήταν 76,66 και 66,29 μg που αντιστοιχούν σε 0,008% και 0,007% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας. Συνολικά πολύ μικρότερη ποσότητα quinmerac μεταφέρθηκε μέσω του ιζήματος σε σχέση με αυτή που μεταφέρθηκε μέσω του νερού απορροής Πρόσληψη και υπολειμματικότητα του quinmerac στα φυτά Κατά τη διάρκεια της καλλιέργειας της ελαιοκράμβης πραγματοποιήθηκαν συνολικά 10 δειγματοληψίες φυτών, η πρώτη εκ των οποίων 22 ημέρες από την εφαρμογή του quinmerac (Παράγραφος 8.1.4). Στην πρώτη δειγματοληψία η ανάλυση πραγματοποιήθηκε σε ολόκληρα φυτά και όχι ξεχωριστά στο υπέργειο μέρος και στο ριζικό σύστημα. Το quinmerac εφαρμόστηκε στον πειραματικό αγρό προφυτρωτικά και συνεπώς η παρουσία του στους φυτικούς ιστούς πρέπει να οφείλεται στη μεταφορά του μέσω του ρεύματος διαπνοής. Υπολείμματα του quinmerac στα φυτά ελαιοκράμβης ανιχνεύθηκαν στις δύο πρώτες δειγματοληψίες φυτών. Τα αποτελέσματα των αναλύσεων των φυτικών ιστών παρουσιάζονται στον Πίνακα Στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% οι αρχικές συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου στους φυτικούς ιστούς (ολόκληρα φυτά) ήταν 0,0012 μg g 1 και σε αυτά με κλίση 1% 0,0016 μg g 1. Στη δεύτερη δειγματοληψία (33 ΗΑΕ) οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου που προσδιορίστηκαν στα φύλλα και στους βλαστούς βρίσκονταν κάτω από το όριο LOQ (0,0005 μg g 1 ), ενώ αυτές στο ριζικό σύστημα ήταν ελαφρώς υψηλότερες του ορίου LOQ (0,00054 και 0,00077 μg g 1 στα πιλοτικά αγρού με κλίση εδάφους 5% και 1% αντίστοιχα). Οι συγκεντρώσεις του ζιζανιοκτόνου ήταν ελαφρώς υψηλότερες στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1%, αποτέλεσμα ίσως των υψηλότερων συγκεντρώσεων του quinmerac στο έδαφος των συγκεκριμένων τεμαχίων (Πίνακας 8.15), χωρίς όμως οι διαφορές να είναι στατιστικά σημαντικές ((p < 0,05, Tukey test). 290

305 Πίνακας 8.26 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) του quinmerac ± το τυπικό σφάλμα στo υπέργειο τμήμα και στο ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Μεταχείριση Δειγματοληψία 22 ΗΑΕ μg g 1 33 ΗΑΕ μg g 1 Ολόκληρα φυτά Υπέργειο τμήμα Ριζικό σύστημα 5% 0,0012± 0,0002 a 1 0, ,00054±0,0001 a 1% 0,0016±0,0003 a 0, ,00077±0,0001 a 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε στήλη, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Το quinmerac έχει πολύ χαμηλό συντελεστή οκτανόλης-νερού (log Kow = - 0,41) και υψηλή τιμή υδατοδιαλυτότητας όπως προαναφέρθηκε. Με βάση τις παραπάνω τιμές το ζιζανιοκτόνο θεωρείται ότι μπορεί να μεταφέρεται και να απορροφάται από τις ρίζες μέσω του ρεύματος διαπνοής, σχετικά εύκολα (Briggs et al., 1982). Παρόλα αυτά, στους φυτικούς ιστούς, το quinmerac βρέθηκε μόνο στις δύο πρώτες δειγματοληψίες και σε αρκετά χαμηλά επίπεδα. Στη μοναδική αναφορά που βρέθηκε στη βιβλιογραφία για την υπολειμματικότητα του quinmerac στα καλλιεργούμενα φυτά (EFSA 2010b) αναφέρεται ότι «το κύριο ποσοστό των συνολικών υπολειμμάτων (του quinmerac στα καλλιεργούμενα φυτά) ήταν μη γνωστές ενώσεις οι οποίες δεν ταίριαζαν με τα διαθέσιμα πρότυπα αναφοράς, αλλά περιείχαν τον κινολινικό δακτύλιο», ενώ τα υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου, που δεν είχε υποστεί κάποιου είδους διάσπαση, δεν ξεπερνούσαν το 10% των συνολικά ραδιοσημασμένων υπολειμμάτων. Σύμφωνα με τα παραπάνω είναι βάσιμο να υποτεθεί ότι η παρουσία του quinmerac στους φυτικούς ιστούς της ελαιοκράμβης στις δύο πρώτες δειγματοληψίες και σε αρκετά χαμηλά επίπεδα, είναι πιθανότατα αποτέλεσμα της εντός των φυτών διάσπασης του ζιζανιοκτόνου σε συνδυασμό με τη γρήγορη, σχετικά, απομάκρυνσή του από το έδαφος, καθώς και την εν συνεχεία αύξηση του μεγέθους των φυτών. 291

306 8.3 Cypermethrin Απομείωση-παραμονή της cypermethrin στο έδαφος Η cypermethrin εφαρμόστηκε στην καλλιέργεια της ελαιοκράμβης 69 ημέρες μετά τη σπορά. Για την παρακολούθηση της απομείωσής της στο έδαφος των πειραματικών τεμαχίων της καλλιέργειας (σε βάθη 0 10 και cm) πραγματοποιήθηκαν 5 δειγματοληψίες εδάφους: 0, 3, 7, 14 και 28 ημέρες από την εφαρμογή του παρασιτοκτόνου (HAE). Τα αποτελέσματα της ανάλυσης των εδαφικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν από βάθος 0 10 cm (μέσοι όροι εννέα επαναλήψεων) παρουσιάζονται στον Πίνακα 8.27 και οι κινητικές απομάκρυνσης της cypermethrin από το έδαφος στο Σχήμα Το εντομοκτόνο δεν ανιχνεύθηκε στο στρώμα εδάφους με βάθος cm. Πίνακας 8.27 Η μέση τιμή (n = 9) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα της cypermethrin στο έδαφος ανά δειγματοληψία, στις διάφορες μεταχειρίσεις κατά τη διάρκεια των πειραματικών καλλιεργειών ηλίανθου στο πεδίο. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Καλλιεργημένο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Ακαλλιέργητο 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 0 0,010±0,0019 a 1 0,011±0,0015 ac 0,021±0,0022 b 0,019±0,0017 bc 3 0,005±0,0010 a 0,006±0,0008 a 0,012±0,0011 b 0,010±0,0009 b 7 0,001±0,0001 a 0,002±0,0001 ab 0,004±0,0010 b 0,003±0,0006 ab 14 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα, σε κάθε γραμμή, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 Υπολείμματα της cypermethrin παρέμειναν στο έδαφος του πειραματικού αγρού για 14 ημέρες μετά την εφαρμογή του εντομοκτόνου. Οι αρχικές συγκεντρώσεις (3 ώρες μετά την εφαρμογή) ήταν 0,010 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 0,011 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 0,021 και 0,019 μg g 1. Στη συνέχεια τα υπολείμματα της cypermethrin στο έδαφος μειώθηκαν με γρήγορο ρυθμό για να φτάσουν, σε όλες τις μεταχειρίσεις, σε επίπεδα κάτω του ορίου LOQ 14 ΗΑΕ. 292

307 Σχήμα 8.20 Κινητική απομάκρυνσης της cypermethrin στο έδαφος, σε βάθος 0 10 cm, σε καλλιεργημένα (α) και ακαλλιέργητα (β) πειραματικά τεμάχια με κλίση εδάφους 5% και 1%. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή εννέα επαναλήψεων ± το τυπικό σφάλμα. Οι καμπύλες αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης (συνεχής γραμμή για τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και διακεκομμένη για αυτά με κλίση 5%). 293

308 Οι τιμές των συγκεντρώσεων της cypermethrin στο έδαφος ήταν υψηλότερες στα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια σε σχέση με αυτές στα καλλιεργημένα, με τις διαφορές να είναι στατιστικά σημαντικές στις δύο πρώτες δειγματοληψίες 0 και 3 ΗΑΕ (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 8.27). Οι διαφορές αυτές είναι προφανώς αποτέλεσμα της εφαρμογής του εντομοκτόνου στο φύλλωμα των φυτών της ελαιοκράμβης, στα καλλιεργημένα πιλοτικά, με συνέπεια, να φτάσει τελικά στο έδαφος των πιλοτικών αυτών μικρότερη ποσότητα εντομοκτόνου σε σχέση με τα μη καλλιεργημένα. Για την επιλογή της καταλληλότερης κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού απομείωσης της cypermethrin στο έδαφος δοκιμάσθηκαν, με το λογισμικό OriginPro 8, τo κινητικό μοντέλο πρώτης τάξης (SFO), το διεκθετικό κινητικό μοντέλο (DFOP), το μοντέλο των Gustafson και Holden (FOMC) και το μοντέλο Hockey-stick (HS). Τα αποτελέσματα έδειξαν ότι τα κινητικά μοντέλα SFO και FOMC μπορούσαν να περιγράψουν ικανοποιητικά τα πειραματικά δεδομένα, σε αντίθεση με τα μοντέλα DFOP και HS, μέσω των οποίων δεν ήταν δυνατή η περιγραφή. Στους Πίνακες 8.28 και 8.29 παρουσιάζονται οι εξισώσεις των κινητικών μοντέλων απομείωσης SFO και FOMC αντίστοιχα, οι τιμές των παραμέτρων των εξισώσεων, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που υπολογίζονται από κάθε εξίσωση, καθώς και οι συντελεστές συσχέτισης (R 2 ). Πίνακας 8.28 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης για την απομείωση της cypermethrin στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Ακαλλιέργητο 1% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) k (days 1 ) R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0,0101 0,2570 0,992 2,69 8,96 0,0123 0,2343 0,974 2,95 9,83 0,0213 0,2173 0,989 3,32 10,60 0,0187 0,2219 0,990 3,12 10,38 294

309 Πίνακας 8.29 Οι εξισώσεις του μοντέλου κινητικής των Gustafson and Holden για την κινητική απομείωσης της cypermetrhin στο έδαφος, οι παράμετροι (C 0, α, β), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ), ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος που απαιτείται για τη μείωση της αρχικής συγκέντρωσης κατά 90% (DT 90 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κινητικό μοντέλο των Gustafson and Holden Πειραματικά τεμάχια Καλλιεργημένο 5% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) α β R 2 DT 50 (days) DT 90 (days) 0, ,40 436,62 0,979 2,68 8,99 Καλλιεργημένο 1% 0, ,54 460,44 0,978 2,95 8,87 Ακαλλιέργητο 5% 0, ,76 525,08 0,998 3,18 10,64 Ακαλλιέργητο 1% 0, ,22 507,25 0,997 3,11 10,42 295

310 Για την επιλογή του καταλληλότερου μοντέλου κινητικής για την περιγραφή των πειραματικών δεδομένων πραγματοποιήθηκε η σύγκριση των δύο μοντέλων (SFO και FOMC) μέσω των κριτηρίων F-test, x 2 -test και AIC-test (με το στατιστικό πρόγραμμα OriginPro 8). Η σύγκριση μέσω των κριτηρίων F-test και AIC-test δεν έδωσε αποτέλεσμα, καθώς απαιτούνταν περισσότερα δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος. Με βάση το x 2 -test καταλληλότερο μοντέλο για την περιγραφή των πειραματικών δεδομένων κρίθηκε αυτό της πρώτης τάξης (Πίνακας 8.30). Ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής της cypermethrin, όπως υπολογίστηκε μέσω της εξίσωσης της κινητικής πρώτης τάξης, ήταν 2,69 και 2,95 ημέρες στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίσεις 5 και 1% αντίστοιχα. Στα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια οι αντίστοιχες τιμές ήταν 3,32 και 3,12 ημέρες. Οι διαφορές μεταξύ των χρόνων ημίσειας ζωής στις διαφορετικές μεταχειρίσεις δεν ήταν στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test). Πίνακας 8.30 Οι τιμές των κριτηρίων επιλογής για το καταλληλότερο μοντέλο κινητικής για την περιγραφή του ρυθμού αποδόμησης της cypermethrin, κατά τη σύγκριση των μοντέλων πρώτης τάξης και Gustafson και Holden, στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κριτήρια σύγκρισης F-test X 2 -test AIC-test 3 Πειραματικά SFO τεμάχια ΚΑΛ 5% 1-0,041 (-) 2 ΚΑΛ 1% -0,024 (-) ΑΚ 5% -0,040 (-) ΑΚ 1% -0,036 (-) FOMC ΚΑΛ 5% 1 1,593E-7 3,321E-7 ΚΑΛ 1% 7,581E-7 1,554E-6 ΑΚ 5% 8,454E-7 1,759E-6 ΑΚ 1% 6,716E-7 1,393E-6 ΚΑΛ 5% 1 (-) (-) ΚΑΛ 1% (-) (-) ΑΚ 5% (-) (-) ΑΚ 1% (-) (-) 1 ΚΑΛ. 5%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΚΑΛ. 1%: Καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% ΑΚ. 5%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ΑΚ. 1%: Ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% 2 Για επίπεδο σημαντικότητας 0,05 (στην παρένθεση Prob>F) (-): δεν υπάρχουν αρκετά δεδομένα για την εξαγωγή συμπεράσματος SFO: Μοντέλο πρώτης τάξης (Simple first-order) FOMC: Μοντέλο των Gustafson and Holden (First-order multi-compartment) 296

311 Τα βιβλιογραφικά δεδομένα που αναφέρονται στην τύχη της cypermethrin στο έδαφος τόσο στο εργαστήριο, όσο και σε πειράματα πεδίου αναφέρονται αναλυτικά στην Παράγραφο Εν συντομία: σε εργαστηριακές συνθήκες οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής της cypermethrin κυμάνθηκαν από 9,6 έως 21 ημέρες, εξαρτώμενοι κυρίως από τη μικροβιακή δραστηριότητα, αλλά και παράγοντες που επιδρούν στη μικροβιακή δραστηριότητα όπως η θερμοκρασία και η υγρασία του εδάφους (Xie και Zhou, 2008, Gu et al., 2008 και 2010, Liu et al., 2013). Σε μελέτες που πραγματοποιήθηκαν στο πεδίο η παρουσία και η παραμονή υπολειμμάτων του εντομοκτόνου στο έδαφος καθώς και οι συγκεντρώσεις αυτών φαίνεται να εξαρτώνται, εκτός από τα όρια ανίχνευσης και ποσοτικοποίησης που επιτεύχθηκαν στην κάθε μελέτη, από το είδος της καλλιέργειας, το βαθμό κάλυψης του εδάφους από την καλλιέργεια, τη δόση και ίσως τον τρόπο εφαρμογής και την περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία (Vig et al., 2001, Chai et al., 2008, Battu et al., 2009, Gupta et al., 2011, Mukherjee et al., 2012, Jyot et al., 2013). Στην παρούσα εργασία η cypermethrin, αν και εφαρμόστηκε σε μικρότερη δόση από αυτές που αναφέρονται στη βιβλιογραφία (2,5 g έναντι τουλάχιστον 4 g ανά στρέμμα), ανιχνεύθηκε στο έδαφος όλων των μεταχειρίσεων. Το παραπάνω θεωρείται αποτέλεσμα του τρόπου εφαρμογής του εντομοκτόνου (το ύψος των φυτών δεν ξεπερνούσε το 1 m και η εφαρμογή του ψεκαστικού υγρού έγινε με φορά προς τα κάτω), σε συνδυασμό με τα χαμηλά όρια LOD και LOQ που επιτεύχθηκαν. Οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής κυμάνθηκαν από 2,69 έως 3,32 ημέρες (υπολογισμοί μέσω SFO), χρόνοι αρκετά μικρότεροι αυτών που παρατηρήθηκαν σε εργαστηριακές συνθήκες, αλλά ανάλογοι αυτών που αναφέρονται για εφαρμογές στο πεδίο. Οι χρόνοι αυτοί είναι συμβατοί με τη σχετικά υψηλή περιεκτικότητα του εδάφους σε οργανική ουσία (2,8%) αλλά και τις υψηλές θερμοκρασίες εδάφους (> 25 C) που καταγράφηκαν τη συγκεκριμένη χρονική περίοδο. Όπως ήταν αναμενόμενο, παρόμοια με ότι παρατηρήθηκε κατά την πρώτη καλλιεργητική περίοδο (Παράγραφος ) και σύμφωνα με τα βιβλιογραφικά δεδομένα (Vig et al. 2001, Fenoll et al. 2011, Rani et al., 2014) η cypermethrin δεν ανιχνεύθηκε στο στρώμα εδάφους με βάθος cm. Η πολύ μικρή κινητικότητα του εντομοκτόνου στο έδαφος είναι αποτέλεσμα της πολύ μικρής υδατοδιαλυτότητάς του (0,009 mg L 1 στους 20 C), της μεγάλης τάσης προσρόφησής του στα εδαφικά κολλοειδή (log Koc = 4,30 5,58), καθώς και των χαρακτηριστικών του ίδιου του εδάφους (Πίνακας 5.1). 297

312 8.3.2 Μεταφορά της cypertmethrin μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος Μετά την εφαρμογή του εντομοκτόνου (69 ημέρες από τη σπορά) πραγματοποιήθηκαν 10 δειγματοληψίες νερού απορροής και ιζήματος: 3, 20, 66, 67, 86, 96, 99, 111, 114 και 142 ημέρες από την εφαρμογή. Υπολείμματα της cypermethrin στο νερό απορροής ανιχνεύθηκαν σε μία μόνο δειγματοληψία, 3 ημέρες από την εφαρμογή, ενώ στο ίζημα σε δύο, 3 και 20 ΗΑΕ. Παρόμοια με ότι παρατηρήθηκε στην πρώτη καλλιεργητική περίοδο (Παράγραφος 7.3.2), οι συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο νερό απορροής κυμάνθηκαν σε επίπεδα κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης. Στον Πίνακα 8.31 και στα Σχήματα 8.21 και 8.22 παρουσιάζονται οι μέσες τιμές (n = 3) της μάζας του ιζήματος που συλλέχθηκε από τα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις ανά δειγματοληψία, οι μέσες συγκεντρώσεις (n = 3) του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα, οι μέσες ολικές απώλειες (n = 3) του ζιζανιοκτόνου, καθώς και οι μέσες επί τοις εκατό ολικές απώλειες (n = 3) επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας. Tο ίζημα που συλλέχθηκε από τα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ήταν σημαντικά περισσότερο (p < 0,05, Tukey s test) από αυτό που συλλέχθηκε από τα πιλοτικά με κλίση 1% (Πίνακας 8.31). Οι μέσες συγκεντρώσεις της cypermethrin, στη δειγματοληψία 3 ΗΑΕ, ήταν 0,071 και 0,085 μg g 1 στα καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και 1%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στα μη καλλιεργημένα τεμάχια ήταν 0,125 και 0,141 μg g 1. Οι συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου ήταν μεγαλύτερες στα μη καλλιεργημένα πιλοτικά, ως αποτέλεσμα της εφαρμογής του στο γυμνό έδαφος, χωρίς όμως οι διαφορές να είναι στατιστικά σημαντικές (p < 0,05, Tukey s test) (Πίνακας 8.31). Στη δειγματοληψία 20 ΗΑΕ οι μέσες συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στο ίζημα κυμάνθηκαν σε επίπεδα λίγο υψηλότερα του ορίου ποσοτικοποίησης (0,0002 μg g 1 ), από 0,0006 έως 0,0010 μg g 1. Παρόμοια με ότι παρατηρήθηκε στις περιπτώσεις του oxyfluorfen και του quizalofop-p-ethyl οι συγκεντρώσεις της cypermethrin στο ίζημα ήταν μεγαλύτερες από τις αντίστοιχες συγκεντρώσεις στο έδαφος ως αποτέλεσμα τόσο της τάσης των οργανικών ενώσεων να προσροφώνται στα εδαφικά κολλοειδή, όσο και της υψηλότερη περιεκτικότητας του ιζήματος σε άργιλο και οργανική ουσία (Πίνακας 5.1), αλλά και του υψηλού συντελεστή προσρόφησης της cypermethrin (logkoc = 4,30 5,58). 298

313 Πίνακας 8.31 Οι μέσες τιμές της μάζας (g) του ιζήματος, oι μέσες συγκεντρώσεις (μg L 1 ) της cypermethrin στο ίζημα, oι μέσες συνολικές απώλειες (μg) της cypermethrin μέσω της επιφανειακής απορροής και οι μέσες % συνολικές απώλειές επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας (n = 3) ± το τυπικό σφάλμα στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Ημέρες από την εφαρμογή Καλλιεργημένο 5% Καλλιεργημένο 1% Ακαλλιέργητο 5% Μάζα ιζήματος ± τυπικό σφάλμα (g) Συγκέντρωση στο ίζημα ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Απώλειες ανά δειγματοληψία ± τυπικό σφάλμα (μg) % ολικές απώλειες ± τυπικό σφάλμα 371,14±78,62 a 1 352,68±64,63 a 0,071±0,0098 a 0,0006±0,0001a 28,18±9,502 ab 0,224±0,053 a 0,0284±0,0095 a 22,760±5,912 b 26,475±2,854 b 0,085±0,0253 a 0,0007±0,0001a 1,707±0,292 c 0,019±0,017 b 0,0017±0,0003 b 299,96±27,85 a 312,15±34,15 a 0,125±0,0195 a 0,0009±0,0001a 38,36±8,929 a 0,302±0,076 a 0,0386±0,0089 a Ακαλλιέργητο 1% 23,670±5,782 b 24,517±6,425 b 0,141±0,0246 a 0,0008±0,0001a 3,590±1,443 bc 0,019±0,018 b 0,0036±0,0014 b 1 τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα σε κάθε στήλη δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 299

314 Σχήμα 8.21 Οι μέσες συγκεντρώσεις (μg g 1 ) της cypermethrin στο ίζημα που συλλέχθηκε ανά δειγματοληψία (n = 3) ± το τυπικό σφάλμα, από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις. Όσον αφορά στη μεταφορά της cypermethrin μέσω του νερού απορροής οι βιβλιογραφικές αναφορές και ο σχολιασμός πραγματοποιήθηκαν στο Κεφάλαιο Εν συντομία: οι Paracampo et al. (2012) αναφέρουν την παρουσία της cypermethrin στο νερό απορροής από πειραματικά τεμάχια σε συγκεντρώσεις από 0,04 έως 0,1 μg L 1, ενώ άλλοι ερευνητές έχουν καταγράψει την παρουσία του εντομοκτόνου στα νερά και στο ίζημα συστημάτων επιφανειακών υδάτων που εδράζονται σε λεκάνες απορροής καλλιεργήσιμων γαιών (Marino και Ronco, 2005, Feo et al., 2010, Vryzas et al., 2011, Sangchan et al., 2014). Σε αντίθεση με τα αποτελέσματα που παρουσιάζουν οι παραπάνω ερευνητές, αλλά σε συμφωνία με τα αποτελέσματα από την εφαρμογή της cypermethrin στον ηλίανθο κατά την πρώτη καλλιεργητική περίοδο, που παρουσιάζονται στο Κεφάλαιο 7.3.2, το εντομοκτόνο ανιχνεύθηκε σε μία μόνο δειγματοληψία νερού, 3 ΗΑΕ, σε ελάχιστες συγκεντρώσεις (< LOQ). Όπως αναφέρθηκε και στο εν λόγω κεφάλαιο, οι αιτίες για την ελάχιστη μεταφορά της cypermethrin μέσω του νερού απορροής στην παρούσα μελέτη είναι, πιθανότατα, η ισχυρή δέσμευσή της στο έδαφος του πειραματικού αγρού (2,8% οργανική ουσία και 46,1% άργιλος) και στη μικρή δόση εφαρμογής, 2,5 g ανά στρέμμα, που αντιστοιχεί σε 100 mg δραστικής ουσίας ανά πιλοτικό. 300

315 Σχήμα 8.22 Οι μέσες απώλειες (μg) της cypermethrin μέσω του ιζήματος ανά δειγματοληψία (α) και οι μέσες ολικές % απώλειες (β) από τα ακαλλιέργητα (ΑΚ) και τα καλλιεργημένα (ΚΑΛ) πειραματικά τεμάχια με διαφορετικές κλίσεις (n = 3) ± το τυπικό σφάλμα. 301

316 Η παρουσία της cypermethrin στο νερό απορροής στις δειγματοληψίες αμέσως μετά τη διαφυλλική εφαρμογή, επανάληψη του φαινομένου που παρατηρήθηκε κατά την πρώτη καλλιεργητική περίοδο μετά τη διαφυλλική εφαρμογή του εντομοκτόνου στον ηλίανθο, ενισχύει την άποψη που διατυπώθηκε στο Κεφάλαιο 7.3.2, ότι η παρουσία της cypermethrin στο νερό απορροής (της καλλιέργειας ηλίανθου) ήταν αποτέλεσμα της διαφυλλικής εφαρμογής και όχι της εφαρμογής με μικροκοκκώδη μορφή και ενσωμάτωση στο έδαφος. Οι μέσες απώλειες της cypermethrin στις διαφορετικές μεταχειρίσεις, ανάλογες των ποσοτήτων του ιζήματος που μεταφέρθηκε από το νερό απορροής και της συγκέντρωσης του ζιζανιοκτόνου στο ίζημα, έφτασαν, 3 ΗΑΕ, τα 28,18 και 38,36 μg στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5%, και τα 1,71 και 3,59 μg για τα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1% (Σχήμα 8.22α). Στη δειγματοληψία 20 ΗΑΕ οι απώλειες ήταν ελάχιστες: 0,224 και 0,302 μg στα καλλιεργημένα και ακαλλιέργητα πιλοτικά με κλίση εδάφους 5% και από 0,019 μg σε αυτά με κλίση 1%. Οι απώλειες από τα μη καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% ήταν σημαντικά μεγαλύτερες (p < 0,05, Tukey s test) από αυτές των πιλοτικών με κλίση 1%, ενώ οι απώλειες από τα καλλιεργημένα πιλοτικά με κλίση 5% ήταν σημαντικά μεγαλύτερες μόνο από τις απώλειες στα αντίστοιχα πιλοτικά με κλίση 1% (Πίνακας 8.31). Οι επί τοις εκατό ολικές απώλειες της cypermethrin επί της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας μέσω του ιζήματος ανήλθαν στο 0,0284% και 0,0386% για τα καλλιεργημένα και μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% και στο 0,0017% και 0,0036% για τα αντίστοιχα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% (Σχήμα 8.22β) Πρόσληψη και υπολειμματικότητα της cypermethrin στα φυτά Η cypermethrin εφαρμόστηκε στο φύλλωμα των φυτών ελαιοκράμβης 69 ημέρες μετά τη σπορά και για την παρακολούθηση της υπολειμματικότητάς της στα φυτά πραγματοποιήθηκαν 6 δειγματοληψίες φυτικών ιστών: 0, 3, 7, 15, 24 και 33 ημέρες από την εφαρμογή του εντομοκτόνου. Σε αυτές συλλέχθηκαν 10, 8, 5, 5, 5 και 5 φυτά αντίστοιχα. Η cypermethrin είναι μη διασυστηματικό εντομοκτόνο, που όμως μετά την εφαρμογή της δεν παραμένει στο εξωτερικό της επιδερμίδας, αλλά εισέρχεται μέσω της λιπώδους οδού στους εξωτερικούς, κυρίως, ιστούς των φυτών (Rasmussen et al., 2003, Chavarri et al., 2005). Συνέπεια του προηγούμενου είναι ότι οι 302

317 συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου στους φυτικούς ιστούς αναφέρονται σε υπολείμματα τόσο επί όσο και εντός των φυτικών ιστών. Στο υπέργειο μέρος των φυτών υπολείμματα της cypermethrin ήταν ανιχνεύσιμα από την ημέρα της εφαρμογής (12 ώρες μετά τον ψεκασμό) έως και την ημέρα της συγκομιδής, 33 ΗΑΕ. Στο ριζικό σύστημα η παρουσία του εντομοκτόνου καταγράφηκε επίσης από την ημέρα εφαρμογής έως και 24 ΗΑΕ. Στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του εντομοκτόνου. Η παρουσία των υπολειμμάτων της cypermethrin στους φυτικούς ιστούς της ελαιοκράμβης δίνεται αναλυτικά στον Πίνακα 8.32, καθώς και στο Σχήμα Οι μέσες συγκεντρώσεις του εντομοκτόνου που μετρήθηκαν στο υπέργειο μέρος των φυτών κατά την πρώτη δειγματοληψία (n = 3) ήταν 0,830 και 0,760 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1% αντίστοιχα. Στη συνέχεια οι συγκεντρώσεις μειώθηκαν γρήγορα και έφτασαν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου LOQ (0,0007μg g 1 ) 33 ΗΑΕ. Στο ριζικό σύστημα κατά την πρώτη δειγματοληψία η μέση συγκέντρωση ήταν 0,0010 μg g 1 στα πιλοτικά με κλίση 5% και 0,0009 μg g 1 σε αυτά με κλίση 1%. Οι συγκεντρώσεις έφτασαν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου LOQ 24 ΗΑΕ. Πίνακας 8.32 Οι μέσες τιμές (n = 3) των συγκεντρώσεων (μg g 1 ) της cypermethrin ± το τυπικό σφάλμα στo υπέργειο τμήμα και στο ριζικό σύστημα των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Υπέργειο τμήμα Ριζικό σύστημα Ημέρες από την εφαρμογή Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 5% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) Κλίση 1% ± τυπικό σφάλμα (μg g 1 ) 0 0,830±0,0612 a 1 0,760±0,0481 a 0,010±0,0013 b 0,009±0,0019 b 3 0,479±0,0941 a 0,450±0,0377 a 0,008±0,0004 b 0,008±0,0010 b 7 0,213±0,0142 a 0,210±0,0180 a 0,004±0,0010 b 0,003±0,0008 b 15 0,040±0,0087 a 0,034±0,0019 a 0,001±0,0004 b 0,001±0,0003 b 24 0,013±0,0006 a 0,013±0,0015 a 0, , , , τιμές που συνοδεύονται από το ίδιο γράμμα σε κάθε γραμμή για το υπέργειο ή το ριζικό σύστημα, δεν διαφέρουν σημαντικά μεταξύ τους (p < 0,05) 2 οι τιμές αντιστοιχούν σε συγκεντρώσεις=loq/2 303

318 (α) (β) Σχήμα 8.23 Η κινητική απομάκρυνσης της cypermethrin από τα φύλλα και τους βλαστούς (α) και του επιφανειακού ριζικού συστήματος (β) των φυτών ηλίανθου στα πειραματικά τεμάχια με τις διαφορετικές κλίσεις. Κάθε σημείο είναι η μέση τιμή τριών επαναλήψεων (μg g 1 ) ± το τυπικό σφάλμα. Οι γραμμές αντιστοιχούν σε κινητική πρώτης τάξης: η συνεχής γραμμή αφορά στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 1% και η διακεκομμένη σε αυτά με κλίση 5%. 304

319 Η απομάκρυνση της cypermethrin από τους φυτικούς ιστούς του υπέργειου τμήματος, και του ριζικού συστήματος των φυτών ελαιοκράμβης περιγράφεται ικανοποιητικά από κινητική πρώτης τάξης (Σχήμα 8.23 και Πίνακας 8.33). Ο χρόνος ημιπεριόδου ζωής στους βλαστούς και τα φύλλα υπολογίστηκε σε 3,63 και 3,78 ημέρες στα πιλοτικά με κλίση 5% και 1%, ενώ οι αντίστοιχες τιμές στο ριζικό σύστημα ήταν 5,79 και 5,72 ημέρες. Πίνακας 8.33 Οι εξισώσεις της κινητικής πρώτης τάξης που περιγράφουν την απομείωση της cypermethrin στους φυτικούς ιστούς, οι παράμετροι (C 0, k), ο συντελεστής συσχέτισης (R 2 ) και ο υπολογιζόμενος χρόνος ημιπεριόδου ζωής (DT 50 ) στις διάφορες μεταχειρίσεις. Κινητική πρώτης τάξης (SFO) Πειραματικά τεμάχια Υπέργειο τμήμα κλίση 5% Υπέργειο τμήμα κλίση 1% Ριζικό σύστημα κλίση 5% Ριζικό σύστημα κλίση 1% Εξίσωση C 0 (μg g 1 ) k (days 1 ) R 2 DT 50 (days) 0,8335 0,1908 0,999 3,63 0,7643 0,1830 0,999 3,78 0,0106 0,1197 0,971 5,79 0,0097 0,1212 0,958 5,72 Η πρόσφατη βιβλιογραφία που αφορά στην παραμονή της cypermethrin στους φυτικούς ιστούς έχει παρουσιαστεί στην Παράγραφο Εν συντομία: η παρουσία της cypermethrin στο υπέργειο τμήμα (φύλλα και καρπούς) των φυτών στα οποία έγινε εφαρμογή καταγράφεται σε όλες τις μελέτες που βρέθηκαν στη βιβλιογραφία. Οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής που αναφέρονται στις παραπάνω μελέτες κυμαίνονται από 0,69 ημέρες στο βαμβάκι (Battu et al., 2009) έως 4,8 ημέρες στην τομάτα (Gupta et al., 2011), εξαρτώμενοι κυρίως από το είδος του φυτού και τη δόση εφαρμογής. Στο ριζικό σύστημα οι Ripley et al. (2001) αναφέρουν ότι το εντομοκτόνο δεν ανιχνεύθηκε στις ρίζες φυτών καρότου μετά από εφαρμογή στο φύλλωμα, ενώ αντίθετα, στο ίδιο φυτό, οι Burchat et al. (1998) αναφέρουν την παρουσία του εντομοκτόνου σε δείγματα που συλλέχθηκαν 2 ΗΑΕ, σε συγκεντρώσεις 0,012 μg g 1. Οι Srinivas et al. (2012) ανίχνευσαν τη cypermethrin σε βολβούς κρεμμυδιών, με 305

320 χρόνο ημιζωής 3 ημέρες, ενώ άλλοι συγγραφείς (Markovic et al., 2010, Yuan et al., 2014) αναφέρουν την παρουσία της σε εμπορεύσιμα λαχανικά στη Σερβία και στην Κίνα. Οι υπολογιζόμενοι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής της cypermethrin στο υπέργειο μέρος των φυτών ελαιοκράμβης βρίσκονται στα ίδια επίπεδα με τους αντίστοιχους χρόνους που υπολογίστηκαν την πρώτη καλλιεργητική περίοδο στο υπέργειο τμήμα των φυτών ηλίανθου (Παράγραφος 7.3.3) και με αυτούς που αναφέρονται στη βιβλιογραφία. Στο ριζικό σύστημα τα υπολείμματα της cypermethrin ήταν πολύ μικρότερα αυτών στο υπέργειο τμήμα (λόγω της μικρής ποσότητας του εντομοκτόνου που έπεσε στο έδαφος και της μικρής κινητικότητάς του εντός αυτού) και παρέμειναν στους φυτικούς ιστούς για μικρότερο χρονικό διάστημα, 24 έναντι 33 ημερών. Αντίθετα, οι χρόνοι ημιπεριόδου ζωής ήταν κατά 2 ημέρες περίπου μεγαλύτεροι αυτών στο υπέργειο τμήμα, αλλά και αυτών που αναφέρονται στη βιβλιογραφία (σε βολβούς κρεμμυδιού, Srinivas et al., 2012). Το τελευταίο είναι ίσως αποτέλεσμα του μικρότερου ρυθμού μεταβολισμού του εντομοκτόνου στους φυτικούς ιστούς του ριζικού συστήματος της ελαιοκράμβης σε σχέση με αυτούς του υπέργειου τμήματος και με αυτούς των βολβών του κρεμμυδιού. 306

321 ΚΕΦΑΛΑΙΟ 9 ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Σχετικά με τις μεθοδολογίες προσδιορισμού των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων στα διάφορα περιβαλλοντικά υποστρώματα τα αποτελέσματα έδειξαν ότι η γραμμικότητα των μεθόδων σε όλα τα υποστρώματα και για όλα τα παρασιτοκτόνα ήταν ικανοποιητική με συντελεστές συσχέτισης (R 2 ) μεγαλύτερους από 0,99 και την τυπική απόκλιση των σχετικών υπολειμμάτων μικρότερη του 0,1. Οι ανακτήσεις των παρασιτοκτόνων ήταν ικανοποιητικές σε όλες τις περιπτώσεις και κυμάνθηκαν από 65,4% για το quinmerac στο νερό απορροής έως 118,6% για το metazachlor στους φυτικούς ιστούς ελαιοκράμβης, με την επαναληψιμότητα των δοκιμών (RSD r %) να είναι μικρότερη από 13% και την αναπαραγωγιμότητα (RSD R %) μικρότερη του 20%. Τα όρια ανίχνευσης και ποσοτικοποίησης κυμάνθηκαν σε όλες τις περιπτώσεις σε χαμηλά επίπεδα: από 0,10 και 0,35 μg kg 1 αντίστοιχα για το quinmerac σε υπόστρωμα εδάφους έως 2,00 και 6,70 μg kg 1 για την α-cypermethrin σε υπόστρωμα φυτικών ιστών ηλίανθου. Τέλος, η επί τοις εκατό επίδραση του υποστρώματος (ΜΕ) στο χρωματογραφικό σήμα των παρασιτοκτόνων κυμάνθηκε από μέση αρνητική ( 44,3%) για το quizalofop-p-ethyl σε υπόστρωμα φυτικών ιστών ηλίανθου έως ισχυρή θετική ενίσχυση (67,7%) για την α-cypermethrin επίσης σε υπόστρωμα φυτικών ιστών ηλίανθου, κάνοντας απαραίτητη τη χρήση προτύπων διαλυμάτων των παρασιτοκτόνων παρασκευασμένων με τα εκχυλίσματα των υποστρωμάτων. Η ανάλυση των δειγμάτων εδάφους, νερού απορροής, ιζήματος και φυτικών ιστών από τις καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης έδειξαν τα παρακάτω : Υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου oxyfluorfen παρέμειναν στο έδαφος της πειραματικής καλλιέργειας ηλίανθου καθ όλη τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης, 191 ημέρες από την εφαρμογή του. Ο ρυθμός απομείωσής του κατά το χρονικό αυτό διάστημα περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από κινητική πρώτης τάξης. Η κλίση του εδάφους δεν φαίνεται να επέδρασε στο ρυθμό απομάκρυνσης του ζιζανιοκτόνου από το έδαφος. Στα καλλιεργημένα πιλοτικά εδάφια ο ρυθμός απομάκρυνσης ήταν πιο γρήγορος, χωρίς όμως οι διαφορές να είναι στατιστικά σημαντικές. Από τα μέχρι σήμερα δεδομένα, το 307

322 oxyfluorfen, για πρώτη φορά ανιχνεύθηκε σε βάθη εδάφους μεγαλύτερα των 10 cm σε συγκεντρώσεις επιπέδων του ορίου ποσοτικοποίησης. Πολύ μικρές ποσότητες του ζιζανιοκτόνου μεταφέρθηκαν μέσω του νερού απορροής έως και 112 ΗΑΕ. Οι μέγιστες απώλειες παρατηρήθηκαν στα πιλοτικά εδάφια με κλίση 5% (0,0068% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας), σημαντικά μεγαλύτερες από αυτές στα πιλοτικά με κλίση 1% (0,0014%). Η μεταφορά του oxyfluorfen μέσω του ιζήματος παρατηρήθηκε καθ όλη τη διάρκεια του πειράματος (193 ΗΑΕ). Οι ολικές απώλειες του ζιζανιοκτόνου ήταν μεγαλύτερες αυτών που παρατηρήθηκαν με το νερό απορροής και σημαντικά μεγαλύτερες στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,28%) σε σχέση με αυτά με κλίση 1% (0,064%). Στα φυτά, τόσο στο υπέργειο τμήμα όσο και στο ριζικό σύστημα, το oxyfluorfen ανιχνεύονταν σε όλη τη διάρκεια της καλλιέργειας σε μικρές σχετικά συγκεντρώσεις, που δεν ξεπέρασαν τα 0,0421 μg g 1 στο υπέργειο μέρος και τα 0,0252 μg g 1 στο ριζικό σύστημα. Στις ταξιανθίες και στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου. H υπολειμματικότητα του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος της καλλιέργειας του ηλίανθου βρέθηκε να έχει μικρή διάρκεια. Τα υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου έφτασαν σε επίπεδα χαμηλότερα του ορίου ποσοτικοποίησης σε 6 ΗΑΕ. Ο ρυθμός μείωσης υπολειμμάτων περιγράφεται ικανοποιητικά τόσο από κινητική πρώτης τάξης όσο και από το μοντέλο των Gustafson και Holden. Οι διαφορές που παρατηρήθηκαν μεταξύ των διαφορετικών μεταχειρίσεων δεν ήταν στατιστικά σημαντικές. Το quizalofop-p-ethyl ανιχνεύθηκε σε μία μόνο δειγματοληψία νερού απορροής σε 3 ΗΑΕ και σε δύο δειγματοληψίες ιζήματος 3 και 25 ΗΑΕ, σε μικρές σχετικά συγκεντρώσεις. Οι συνολικές απώλειες του ζιζανιοκτόνου μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος ήταν σημαντικά μεγαλύτερες στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,0212% της εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας μέσω του νερού απορροής και 0,0055% μέσω του ιζήματος) σε σχέση με τα πιλοτικά με κλίση 1% (0,0025% μέσω του νερού απορροής και 0,0003% μέσω του ιζήματος). Υπολείμματα του quizalofop-p-ethyl παρέμειναν για 18 ημέρες μετά την εφαρμογή στο υπέργειο τμήμα και για 6 στο ριζικό σύστημα, ενώ δεν ανιχνεύθηκαν στις ταξιανθίες και στους σπόρους. 308

323 Η cypermethrin εφαρμοζόμενη στον πειραματικό αγρό με τη μορφή μικροκοκκώδους σκευάσματος, με ενσωμάτωση στο έδαφος κατά τη σπορά, και με τη μορφή γαλακτοποιήσιμου υγρού με διαφυλλικό ψεκασμό, παρέμεινε στο έδαφος για 193 ημέρες από την πρώτη εφαρμογή. Ο ρυθμός απομείωσής της κατά το χρονικό αυτό διάστημα περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από κινητική πρώτης τάξης. Τόσο η κλίση του εδάφους όσο και η ύπαρξη της καλλιέργειας δεν φαίνεται να επέδρασαν στο ρυθμό απομείωσης των υπολειμμάτων του εντομοκτόνου από το έδαφος. Σε βάθη μεγαλύτερα των 10 cm η cypermethrin ανιχνεύθηκε σε ελάχιστα, σποραδικά κατανεμημένα δείγματα σε χαμηλές συγκεντρώσεις. Μεταφορά του εντομοκτόνου μέσω του νερού απορροής παρατηρήθηκε σε μία μόνο δειγματοληψία 7 ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή. Μικρές ποσότητες της cypermethrin μεταφέρθηκαν μέσω του ιζήματος έως και 133 ΗΑΕ. Οι μεγαλύτερες αθροιστικές απώλειες παρατηρήθηκαν στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,069% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας για τα μη καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια και 0,039 για τα καλλιεργημένα), σημαντικά μεγαλύτερες από αυτές στα πιλοτικά με κλίση 1% (0,005%). Η παρουσία της cypermethrin στο ριζικό σύστημα των φυτών ανιχνεύθηκε σε όλη τη διάρκεια της καλλιέργειας σε συγκεντρώσεις που δεν ξεπέρασαν τα 0,13 μg g 1. Στο υπέργειο μέρος το εντομοκτόνο ανιχνεύθηκε για πρώτη φορά μετά τον ψεκασμό στο φύλλωμα σε επίπεδα της τάξης του 1 μg g 1 και παρέμεινε μέχρι το τέλος της καλλιέργειας. Στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του εντομοκτόνου. Σε σύγκριση με δεδομένα της βιβλιογραφίας για εφαρμογή της cypermenthrin με την μορφή γαλακτωματοποιήσιμου σκευάσματος, η χρήση της σε κοκκώδη μορφή αυξάνει τους χρόνους παραμονής της στο έδαφος, αλλά δεν ευνοεί τη μεταφορά της μέσω του νερού απορροής. Αντίθετα μπορεί να μεταφερθεί μέσω του ιζήματος (σε μικρές ποσότητες) για πολύ μεγαλύτερο χρονικό διάστημα, ενώ στα φυτά δεν ανιχνεύεται στο υπέργειο μέρος, αλλά παραμένει στο επιφανειακό ριζικό σύστημα καθ όλη τη διάρκεια της καλλιέργειας. Το metazachlor παραμένει σε ανιχνεύσιμα επίπεδα στο έδαφος της πειραματικής καλλιέργειας ελαιοκράμβης (0 10 cm) για 170 ημέρες από την εφαρμογή του. Ο ρυθμός απομείωσής του κατά το χρονικό αυτό διάστημα περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από κινητική πρώτης τάξης. Στα καλλιεργημένα και μη 309

324 καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% ο ρυθμός απομάκρυνσης του ζιζανιοκτόνου από το έδαφος ήταν πιο γρήγορος, χωρίς όμως οι διαφορές να είναι στατιστικά σημαντικές, ενώ η ύπαρξη ή μη της καλλιέργειας δεν φαίνεται να έπαιξε κάποιο ρόλο. Στο εδαφικό στρώμα βάθους cm το metazachlor ήταν ανιχνεύσιμο μεταξύ της 5ης και 48ης ημέρας από την εφαρμογή, με τις μέγιστες συγκεντρώσεις (από 1,366 έως 1,903 μg g 1 ) να παρατηρούνται την 10 ΗΑΕ. Η μεταφορά του ζιζανιοκτόνου στο δεύτερο εδαφικό στρώμα περιγράφεται ικανοποιητικά από το μοντέλο CSTR. Μικρές, αλλά σημαντικές, ποσότητες του ζιζανιοκτόνου μεταφέρθηκαν μέσω του νερού απορροής έως και 182 ΗΑΕ. Η κύρια ποσότητα του metazachlor μεταφέρθηκε στο πρώτο φαινόμενο απορροής, 12 ΗΑΕ. Οι μεγαλύτερες απώλειες παρατηρήθηκαν στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,316% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας), σημαντικά μεγαλύτερες από αυτές στα πιλοτικά με κλίση 1% (0,133% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας). Μέσω του ιζήματος μεταφέρθηκαν πολύ μικρές ποσότητες του metazachlor. Οι μεγαλύτερες ποσότητες μεταφέρθηκαν κατά το πρώτο φαινόμενο απορροής, 12 ΗΑΕ, ενώ η τελευταία μεταφορά παρατηρήθηκε 179 ΗΑΕ. Οι ολικές απώλειες ήταν σημαντικά μεγαλύτερες στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,067% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας) σε σχέση με αυτά με κλίση 1% (0,013% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας). Στα φυτά το metazachlor ανιχνεύτηκε μόνο στην πρώτη δειγματοληψία (22 ΗΑΕ) (ολόκληρα φυτά) σε συγκεντρώσεις ελαφρώς μεγαλύτερες από το όριο ποσοτικοποίησης. Το quinmerac ήταν ανιχνεύσιμο στο έδαφος της πειραματικής καλλιέργειας ηλίανθου (στρώμα εδάφους 0 10 cm) για 68 ημέρες από την εφαρμογή του. Ο ρυθμός απομείωσής περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από κινητική πρώτης τάξης. Ο ρυθμός απομάκρυνσης του ζιζανιοκτόνου από το επιφανειακό εδαφικό στρώμα ήταν ελαφρώς πιο γρήγορος στα πειραματικά τεμάχια με κλίση 5% σε σχέση με αυτά που η κλίση εδάφους ήταν 1%, χωρίς όμως οι διαφορές να είναι στατιστικά σημαντικές, ενώ η ύπαρξη της καλλιέργειας δεν φαίνεται να έπαιξε κάποιο ρόλο. Το quinmerac ήταν ανιχνεύσιμο στο εδαφικό στρώμα βάθους cm μεταξύ της 2ης και της 82ης ημέρας από την εφαρμογή, με τις μέγιστες συγκεντρώσεις (από 26,38 έως 31,43 μg g 1 ) να παρατηρούνται την 10η ΗΑΕ. Η 310

325 μεταφορά του ζιζανιοκτόνου στο δεύτερο εδαφικό στρώμα περιγράφεται ικανοποιητικά από το μοντέλο CSTR. Σημαντικές ποσότητες του quinmerac μεταφέρθηκαν μέσω του νερού απορροής έως και 71 ΗΑΕ. Η κύρια ποσότητα του ζιζανιοκτόνου μεταφέρθηκε κατά τη διάρκεια του πρώτου φαινόμενου απορροής (12 ΗΑΕ). Οι μέγιστες απώλειες παρατηρήθηκαν στα πιλοτικά με κλίση 5% (4,85% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας), σημαντικά μεγαλύτερες από αυτές στα πιλοτικά με κλίση 1% (2,23%). Μέσω του ιζήματος μεταφέρθηκαν πολύ μικρές ποσότητες του quinmerac. Οι μεγαλύτερες ποσότητες μεταφέρθηκαν κατά το πρώτο φαινόμενο απορροής, 12 ΗΑΕ, ενώ η τελευταία μεταφορά παρατηρήθηκε 45 ΗΑΕ. Οι ολικές απώλειες ήταν σημαντικά μεγαλύτερες στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,053% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας) σε σχέση με αυτά με κλίση 1% (0,008%). Στα φυτά το quinmerac ανιχνεύθηκε στην πρώτη δειγματοληψία (22 ΗΑΕ) σε συγκεντρώσεις που κυμάνθηκαν από 0,0012 έως 0,0016 μg g 1 και στη δεύτερη δειγματοληψία (33 ΗΑΕ) σε συγκεντρώσεις σε επίπεδα κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης στο υπέργειο τμήμα, και σε επίπεδα ελαφρώς υψηλότερα του ορίου ποσοτικοποίησης στο ριζικό σύστημα. Η cypermethrin, εφαρμοζόμενη ως γαλακτοματοποιήσιμο σκεύασμα με ψεκασμό στα φυτά της ελαιοκράμβης και στο έδαφος των ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων, παρέμεινε στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα για 14 ημέρες από την εφαρμογή. Οι συγκεντρώσεις που μετρήθηκαν ήταν σημαντικά υψηλότερες στα ακαλλιέργητα πειραματικά τεμάχια σε σχέση με τα καλλιεργημένα. Ο ρυθμός απομείωσής της cypermethrin στο έδαφος κατά το χρονικό αυτό διάστημα περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από κινητική πρώτης τάξης. Οι διαφορές στο χρόνο ημιπεριόδου ζωής του εντομοκτόνου μεταξύ των καλλιεργημένων και ακαλλιέργητων πειραματικών τεμαχίων με διαφορετικές κλίσεις δεν ήταν σημαντικές. Η cypermethrin δεν ανιχνεύθηκε σε βάθη μεγαλύτερα των 10 cm. Μεταφορά του εντομοκτόνου μέσω του νερού απορροής παρατηρήθηκε στην πρώτη δειγματοληψία σε συγκεντρώσεις κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης. Πολύ μικρές ποσότητες της cypermethrin μεταφέρθηκαν μέσω του ιζήματος έως και 20 ΗΑΕ. Οι μεγαλύτερες απώλειες παρατηρήθηκαν στα πιλοτικά με κλίση 5% (0,039% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας για τα μη 311

326 καλλιεργημένα πειραματικά τεμάχια και 0,028% για τα καλλιεργημένα), σημαντικά μεγαλύτερες από αυτές στα πιλοτικά με κλίση 1% (0,004% και 0,002% αντίστοιχα). Η παρουσία της cypermethrin στα φυτά καταγράφηκε στα φύλλα και στους βλαστούς των φυτών ελαιοκράμβης από την ημέρα εφαρμογής (σε συγκεντρώσεις που δεν ξεπέρασαν τα 0,85 μg g 1 ), μέχρι και τη συγκομιδή, όπου οι συγκεντρώσεις των υπολειμμάτων έφτασαν σε επίπεδα κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης. Στο ριζικό σύστημα η παρουσία του εντομοκτόνου καταγράφηκε επίσης από την ημέρα εφαρμογής, σε πολύ μικρές συγκεντρώσεις (0,01 μg g 1 ) έως και 24 ΗΑΕ. Στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του εντομοκτόνου. Συμπερασματικά, σύμφωνα με τα αποτελέσματα της αξιολόγησης και επικύρωσης των αναλυτικών μεθοδολογιών που εφαρμόσθηκαν στην παρούσα διατριβή, οι μεθοδολογίες αυτές πληρούν τα κριτήρια και τις επιδόσεις-προϋποθέσεις που ορίζουν τα διεθνή πρότυπα και αποτελούν ακριβείς και αξιόπιστες μεθοδολογίες για τον προσδιορισμό των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων σε δείγματα νερών, εδάφους και φυτικών ιστών. Εφαρμόσθηκαν δε με επιτυχία στην ανάλυση των περιβαλλοντικών δειγμάτων που συλλέχθηκαν κατά την διεξαγωγή των πειραμάτων παραμονής, διάσπασης και μεταφοράς των παρασιτοκτόνων σε πειραματικούς αγρούς, τα οποία παρουσιάζονται στα επόμενα κεφάλαια. Ιδιαίτερα για τη μέθοδο εκχύλισης QuEChERS, η οποία εφαρμόζεται κυρίως για την εξαγωγή παρασιτοκτόνων από δείγματα φρούτων και λαχανικών, τα αποτελέσματα καταδεικνύουν ότι, τροποποιημένη, μπορεί να χρησιμοποιηθεί με επιτυχία και για την εξαγωγή παρασιτοκτόνων από δείγματα εδάφους. Βέβαια η εφαρμογή της μεθόδου στην παρούσα μελέτη αφορούσε σε μικρό σχετικά αριθμό παρασιτοκτόνων, τα οποία όμως ανήκουν σε διαφορετικές χημικές ομάδες και έχουν πολύ διαφορετικές φυσικοχημικές ιδιότητες. Μελλοντικά για να δειχθεί η επάρκεια και η αποτελεσματικότητα της μεθόδου για την εκχύλιση κάθε είδους παρασιτοκτόνου από διάφορους τύπους εδαφών, η μέθοδος θα πρέπει να δοκιμασθεί με μεγαλύτερο αριθμό παρασιτοκτόνων όλων των κατηγοριών που θα ανήκουν σε διαφορετικές χημικές ομάδες. Με βάση τα αποτελέσματα της ανάλυσης των δειγμάτων εδάφους, νερού απορροής και ιζήματος από τις καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης που 312

327 πραγματοποιήθηκαν υπό τις μεσογειακές κλιματολογικές συνθήκες (υψηλές θερμοκρασίες και λίγες αλλά, πολλές φορές, ραγδαίες βροχοπτώσεις κατά τη διάρκεια της καλοκαιρινής περιόδου) συμπεραίνεται ότι: Η απομάκρυνση των επιλεχθέντων παρασιτοκτόνων από τα ιλυοαργιλώδη εδάφη της περιοχής της Άρτας, σύμφωνα και με τις περισσότερες μελέτες που πραγματοποιήθηκαν υπό διαφορετικές συνθήκες και διαφορετικούς τύπους εδαφών, περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από κινητικές πρώτης τάξης. Εκτιμάται δε ότι τα παρασιτοκτόνα αυτά, εφόσον εφαρμοστούν σύμφωνα με τις οδηγίες, δεν αποτελούν ιδιαίτερο κίνδυνο για τη ρύπανση των καλλιεργούμενων εδαφών, λόγω κυρίως του σχετικά μικρού έως πολύ μικρού χρόνου ημιπεριόδου ζωής που παρουσίασαν. Πιθανή εξαίρεση αποτελεί το ζιζανιοκτόνο oxyfluorfen, με το μεγαλύτερο χρόνο ημιπεριόδου ζωής, σε περιπτώσεις που εφαρμόζεται επανειλημμένα και για μεγάλες χρονικές περιόδους. Περαιτέρω έρευνα θα μπορούσε να διεξαχθεί για να καθορισθούν οι επιμέρους πορείες διάσπασης (χημική, φωτοχημική, βιοδιάσπαση) των παρασιτοκτόνων στο έδαφος, με ιδιαίτερη έμφαση στη βιοδιάσπαση, καθώς και των επιπτώσεων της εφαρμογής τους στην εδαφική μικροχλωρίδα. Ως προς την πιθανότητα ρύπανσης του υδροφόρου ορίζοντα από τα επιλεχθέντα παρασιτοκτόνα, πιθανό κίνδυνο αποτελούν μόνο τα ζιζανιοκτόνα metazachlor και quinmerac που παρουσίασαν τη μεγαλύτερη κινητικότητα και τη μικρότερη τάση προσρόφησης στο έδαφος. Λόγω όμως του σχετικά μικρού χρόνου παραμονής τους στο έδαφος, η πιθανότητα ρύπανσης είναι υπολογίσιμη μόνο στις περιπτώσεις εκείνες που ένα φαινόμενο ισχυρής βροχόπτωσης συμβεί τις ημέρες αμέσως μετά την εφαρμογή. Η κάθετη μεταφορά των παραπάνω ζιζανιοκτόνων και η απομάκρυνσή τους από το εδαφικό στρώμα βάθους cm είναι αποτέλεσμα τόσο της μεταφοράς μέσω του νερού όσο και διεργασιών διάσπασης και περιγράφεται με αρκετά μεγάλη ακρίβεια από το μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων (CSTR). Σε συνέχεια της παρούσας διατριβής και για την περιγραφή με μεγαλύτερη ακρίβεια της επιφανειακής και κάθετης μεταφοράς των παρασιτοκτόνων προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα, θα είχε ενδιαφέρον η εφαρμογή νεότερων, πιο πολύπλοκων μοντέλων (π.χ. MACRO, PELMO, GLEAMS) στα οποία λαμβάνονται υπόψη και άλλες παράμετροι εκτός της ροής του νερού και της διάσπασης όπως η 313

328 προσρόφηση, η απορρόφηση από τα φυτά, η εξάτμιση/εξάχνωση, η κίνηση μέσω της προτιμητέας οδού ροής ή μέσω διάχυσης κ.λ.π. Κίνδυνο ρύπανσης για τα παρακείμενα στις περιοχές καλλιέργειας επιφανειακά ύδατα, λόγω της μεταφοράς μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος, αποτελούν τα ζιζανιοκτόνα metazachlor και quinmerac. Ο κίνδυνος αυτός είναι αυξημένος το χρονικό διάστημα αμέσως μετά την εφαρμογή, καθώς τα ζιζανιοκτόνα αυτά διασπώνται σχετικά γρήγορα στο έδαφος. Μικρότερο κίνδυνο αποτελεί και το ζιζανιοκτόνο quizalofop-p-ethyl που, λόγω του πολύ μικρού χρόνου παραμονής του στο έδαφος, για να μεταφερθεί σε μεγάλες ποσότητες μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος ένα φαινόμενο έντονης απορροής θα πρέπει να συμβεί εντός των πρώτων 48 ωρών μετά την εφαρμογή του. Τα υπόλοιπα παρασιτοκτόνα λόγω της μεγάλης τάσης προσρόφησης στο έδαφος και της μικρής σχετικά υδατοδιαλυτότητάς τους δεν θεωρούνται πιθανές πηγές ρύπανσης των επιφανειακών υδάτων. Μελλοντική έρευνα θα μπορούσε να διεξαχθεί ως προς την παραμονή των παρασιτοκτόνων στο σύστημα νερούιζήματος, καθώς και την κατανομή τους μεταξύ των δύο φάσεων. 314

329 Αγγλική Βιβλιογραφία Aguilera-Luiz M.M., Martinez Vidal J.L., Romero-Gonzαlez R. and Garrido Frenich A., Multi-residue determination of veterinary drugs in milk by ultra-highpressure liquid chromatography tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1205: Albanis T., Pomonis P. and Sdoukos A., Describing movement of three pesticides in soil using a CSTR in series model. Water, Air, and Soil Pollution 39: Albanis T.A., Pomonis P.J. and Sdoukos A.T., Model of pesticide movement in soil (Chapter 11). In: Modelling in environmental chemistry, Jorgensen S.E. (ed.), Elsevier, Amsterdam, Holland, pp Alexander M. and Scow K.M., Kinetics of Biodegradation in Soil. In: Reactions and Movement of Organic Chemicals in Soils, Sawhney B.L. and Brown K. (eds), Soil Science Society of America, Inc., Madison, WI, USA, pp Alister C.A., Gomez P.A., Rojas S. and Kogan M., Pendimethalin and oxyfluorfen degradation under two irrigation conditions over four years application. Journal of Environmental Scince and Health B 44: Allen Ρ. and Walker Α., The Influence of Soil Properties on the Rates of Degradation of Metamitron, Metazachlor and Metribuzin. Pesticide Science 18: Allen Ρ. and Walker Α., Effects of Microbial Inhibitors on the Degradation Rates of Metamitron, Metazachlor and Metribuzin in Soil. Pesticide Science 22: Alletto L., Coquet Y., Benoit P., Heddadj D. and Barriuso E., Tillage management effects on pesticide fate in soils. A review. Agronomy for Sustainable Development 30: Alves A.A.R., Rodrigues A.S., Paula Barros E.B., Uekane T.M., Bizzo H.R. and Rezende C.M., Determination of Pesticides Residues in Brazilian Grape Juices Using GC-MS-SIM. Food Analytical Methods 7: Anastassiades M., Lehotay S. J. and Stajnbaher D., Fast and easy multiresidue method employing acetonitrile extraction/partitioning and dispersive solid-phase 315

330 extraction for the determination of pesticide residues in produce. Journal of AOAC International 86: Arias-Estevez M., Lopez-Periago E., Martınez-Carballo E., Simal-Gandara J, Mejuto JC. and Garcıa-Rıo L., The mobility and degradation of pesticides in soils and the pollution of groundwater resources. Agriculture, Ecosystems and Environment 123: Arthur C.L. and Pawliszyn J., Solid phase microextraction with thermal desorption using fused silica optical fibers. Analytical Chemistry 62: Asensio-Ramos M., Hernández-Borges J. Ravelo-Pérez L.M. and Rodríguez-Delgado M.A., Evaluation of a modified QuEChERS method for the extraction of pesticides from agricultural, ornamental and forestal soils. Analytical Bioanalytical Chemistry 396: Babic S., Petrovic M. and Kastelan-Macan M., Ultrasonic solvent extraction of pesticides from soil. Journal of Chromatography A, 823: 3 9. Baker E.A., Hayes A.L. and Butler R.C., Physicochemical properties of agrochemicals: their effects on foliar penetration. Pesticide Science 34: Barakat A.A., Badawy A.M.A., Salama E., Attallah A. and Maatook G., Simple and rapid method of analysis for determination of pesticide residues in honey using dispersive solid phase extraction and GC determination. Food, Agriculture and Environment 5: Bartram, J., Thyssen N., Gowers A., Pond K. and Lack T., Water and Health in Europe: A Joint Report from the European Environment Agency and the WHO Regional Office for Europe, World Health Organization (WHO), Regional publications European series, No. 93. Basagaoglu H., Ginn T.R., and McCoy B.J., Formulation of a soil pesticide transport model based on a compartmental approach. Journal of Contaminant Hydrology 56: Battu R.S., Sahoo S.K. and Jyot G., Persistence of Acephate and Cypermethrin on Cotton Leaves, Cottonseed, Lint and Soil. Bulletin of Environmental Contamination Toxicology 82: Beulke S. and Malkomes H.P., Effects of the herbicides metazachlor and dinoterb on the soil microflora and the degradation and sorption of metazachlor under different environmental conditions. Biology and Fertility of Soils 33:

331 Bjoërklund E., Nilsson T. and Bowadt S., Pressurised liquid extraction of persistent organic pollutants in environmental analysis. Trends in analytical chemistry 19: Brady J.A., Wallender W., Werner I., Mostafazadeh Fard B., Zalom F.G., Oliver M.N., Wilson B.W., Mata M.M., Henderson J.D., Deanovic L.A. and Upadhaya S., Pesticide runoff from orchard floors in Davis, California, USA: A comparative analysis of diazinon and esfenvalerate. Agriculture Ecosystems and Environment 115: Breus I.P. and Mishchenko A.A., Sorption of Volatile Organic Contaminants by Soils (A Review). Eurasian Soil Science, 39: Briggs G.G., Bromilow R.H. and Evans A.A., Relationships Between Lipophilicity and Root Uptake and Translocation of Nonionised Chemicals in Barley. Pest Science 13: Brondi S.H.G., de Macedo A.N., Vicente G. H. L. and Nogueira A. R. A., Evaluation of the QuEChERS Method and Gas Chromatography Mass Spectrometry for the Analysis Pesticide Residues in Water and Sediment. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 86: Bunzel Κ., Kattwinkel Μ., Schauf Μ. and Thran D., Energy crops and pesticide contamination: Lessons learnt from the development of energy crop cultivation in Germany. Biomass and Bioenergy 70: Burchat C.S., Ripley B.D., Leishman P.D., Ritcey G.M., Kakuda Y. and Stephenson G.R., The distribution of nine pesticides between the juice and pulp of carrots and tomatoes after home processing. Food Additives and Contaminants 15: Bustamante-Rangel M., Pérez-Martín L. and Delgado-Zamarreño M.M., Comparative Study of the Methodology Used in the Extraction of Isoflavones from Legumes Applying a Modified QuEChERS Approach. Phytochemical Analysis 25: Can J. and Bondarenko S., Determination of Pesticides in Water. In: Analysis of Pesticides in Food and Environmental Samples, Tadeo J.L. (ed), CRC Press, Boca Raton, FL, USA, pp Calamari D. and Bacci E., Environmental distribution and fate of pesticides. a predictive approach. In: Toxicology of pesticides: experimental, clinical and 317

332 regulatory aspects, Galli C.L. and Murphy S.D. (eds), NATO ASI Series, Vol. H13, Springer-Verlag, Berlin, Germany, pp Caldas S.S., Bolzan C.M., Cerqueira M.B., Tomasini D., Furlong E.B., Fagundes C. and Primel E.G., Evaluation of a Modified QuEChERS Extraction of Multiple Classes of Pesticides from a Rice Paddy Soil by LC-APCI-MS/MS. Journal of Agricultural and Food Chemistry 59: Calvet R., Absorption of organic chemicals in soil. Environmental health Perspectives 83: Castro J., Sanchez-Brunete C. and Tadeo J.L., Multiresidue analysis of insecticides in soil by gas chromatography with electron-capture detection and confirmation by gas chromatography-mass spectrometry. Journal of Chromatography A 918: Chai L-K, Mohd-Tahir N. and Bruun Hansen H.C., Dissipation of acephate, chlorpyrifos, cypermethrin and their metabolites in a humid-tropical vegetable production system. Pest Management Science 65: Chaplain V., Mamy L., Vieublé-Gonod L., Mougin C., Benoit P., Barriuso E. and Nélieu S., Fate of Pesticides in Soils: Toward an Integrated Approach of Influential Factors. In: Pesticides in the Modern World - Risks and Benefits, Stoytcheva M. (ed), InTech, Rijeca, Croatia, pp Chavarri M.J., Herrera H. and Arino A., The decrease in pesticides in fruit and vegetables during commercial processing. International Journal of Food Science and Technology 40: Cheng J.J. and Timilsina G.R., Status and barriers of advanced biofuel technologies: A review. Renewable Energy 36: Chiaramonti D., Prussi M., Ferrero S., Oriani L., Ottonello P., Torre P. and Cherchi F., Review of pretreatment processes for lignocellulosic ethanol production, and development of an innovative method. Biomass and Bioenergy 46: Chiron S., Fernandez-Alba A., Rondriguez A. and Garcia-Calvo E., Pesticide Chemical Oxidation: State-of-the-art. Water Research 34: Chisti Y., Biodiesel from microalgae. Biotechnology Advances 25: Christensen J.R., Yunker M.B., MacDuffee M. and Ross P.S., Plant Consumption by Grizzly Bears Reduces Biomagnification of Salmon-derived 318

333 Polychlorinated Biphenyls, Polybrominated Diphenyl Ethers, and Organochlorine Pesticides. Environmental Toxicology and Chemistry 32: Concetta Tomei M. and Daugulis A.J., Ex Situ Bioremediation of Contaminated Soils: An Overview of Conventional and Innovative Technologies. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 43: Cortes J.M., Vazquez A., Santa-Marνa G., Blanch G.P. and Villen J., Pesticide residue analysis by RPLC GC in lycopene and other carotenoids obtained from tomatoes by supercritical fluid extraction. Food Chemistry 113: Coscollà C., Colin P, Yahyaoui A., Petrique O., Yusà V., Mellouki A. and Pastor A., Occurrence of currently used pesticides in ambient air of Centre Region (France). Atmospheric Environment 44: Cunningham V.L., Special Characteristics of Pharmaceuticals Related to Environmental Fate. In: Pharmaceuticals in the Environment, Kummerer K. (ed), Springer-Verlag, Berlin, Germany, pp D Archivio A.A., Fanelli M., MazzeoP. and Ruggieri F., Comparison of different sorbents for multiresidue solid-phase extraction of 16 pesticides from groundwater coupled with high-performance liquid chromatography. Talanta 71: Das A.C., Debnath A., Mukhergee D., Effect of the herbicides oxadiazon and oxyfluorfen on phosphates solubilizing microorganisms and their persistence in rice fields. Chemosphere 53: Davis R., Aden A. and Pienkos P.T., Techno-economic analysis of autotrophic microalgae for fuel production. Applied Energy 88: Dec J. and Bollag J., Determination of covalent and non-covalent binding interactions between xenobiotic chemicals and soil. Soil Science 162: Deschauer H. and Kogel-Knabner I., Binding of a herbicide to water-soluble soil humic substances. Science of the Total Environment, 117/118: Díez C. and Barrado E., Soil-dissipation kinetics of twelve herbicides used on a rain-fed barley crop in Spain. Analytical and Bioanalytical Chemistry 397: Dong Nguyen T., Yu J.E., Lee D.M. and Lee G.H., A multiresidue method for the determination of 107 pesticides in cabbage and radish using QuEChERS sample preparation method and gas chromatography mass spectrometry. Food Chemistry 110:

334 EC. European Commission, Proposal for a Directive of the European Parliament and of the Council amending Directive 98/70/EC relating to the quality of petrol and diesel fuels and amending Directive 2009/28/EC on the promotion of the use of energy from renewable sources Brussels, COM(2012) 595 final. Economou A., Botitsi E., Antoniou S. and Tsipi D., Determination of multiclass pesticides in wines by solid-phase extraction and liquid chromatographytandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1216: E.E.A. European Environment Agency, Estimating the environmentally compatible bioenergy potential from agriculture. EEA Technical Report 12, Ε.Ι.Α. United States Energy Information Administration, EFSA. European Food Safety Authority, 2008a. Conclusion regarding the peer review of the pesticide risk assessmentof the active substance quizalofop-p. EFSA Scientific Report 205, EFSA. European Food Safety Authority, 2008b. Conclusion regarding the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance metazachlor. EFSA Scientific Report 145, EFSA. European Food Safety Authority, 2008c. Conclusion regarding the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance zeta-cypermethrin. EFSA Scientific Report 196, EFSA. European Food Safety Authority, 2010a. Conclusion on the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance oxyfluorfen. EFSA Journal 8: EFSA. European Food Safety Authority, 2010b. Conclusion on the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance quinmerac. EFSA Journal 5:

335 Eurostat, EXTOXNET. Extension Toxicology Network, 1996a. Pesticide information profiles, oxyfluorfen. EXTOXNET. Extension Toxicology Network, 1996b. Pesticide information profiles, quizalofop-p-ethyl. EXTOXNET. Extension Toxicology Network, 1996c. Pesticide information profiles, cypermethrin. FAO. Food and Agriculture Organization of the United Nations, Cypermethrin. MPR/Evaluation08/Cypermethrin.pdf FAO. Food and Agriculture Organization of the United Nations, FAO Statistical Yearbook. FAOSTAT. Food and Agriculture Organization of the United Nations, Farajzadeh M.A., Sorouraddin S.M. and Mogaddam M.R.A., Liquid phase microextraction of pesticides: a review on current methods. Microchimica Acta 181: Feo M.L., Ginebreda A., Eljarrat E. and Barcelo D., Presence of pyrethroid pesticides in water and sediments of Ebro River Delta. Journal of Hydrology 393: Fenoll J., Ruiz E., Flores P., Hellνn P. and Navarro S., Reduction of the movement and persistence of pesticides in soil through common agronomic practices. Chemosphere 85: Fenoll-Serrano J., Ruiz E., Hellin P., Lacasa A., Flores P., Enhanced dissipation of Oxyfluorfen, Ethalfluralin, Trifluralin, Propyzamide, and Pendimethalin in Soil by Solarization and Biosolarization. Journal of Agricultural and Food Chemistry 58:

336 Fernandez-Alvarez M., Llompart M., Lamas J.P., Lores M, Garcia-Jares C, Garcia- Chao M. and Dagnac T., Simultaneous extraction and cleanup method based on pressurized Solvent Extraction for Multiresidue Analysis of Pesticides in Complex Feed Samples. Journal of Agricultural and Food Chemistry 57: Fernando A.L., Duarte M.P., Almeida J., Boleo S. and Mendes B., Environmental impact assessment of energy crops cultivation in Europe. Biofuels, Bioproducts and Biorefining 4: Fernando A.L., Environmental Aspects of Kenaf Production and Use. In: Kenaf: A Multi-Purpose Crop for Several Industrial Applications New insights from the Biokenaf Project, Monti A. and Alexopoulou E. (eds), Springer-Verlag London, England, pp Fillion J., Sauve F. and Selwyn J., Multiresidue method for the determination of 251 pesticides in fruits and vegetables with gas chromatography/mass spectrometry and liquid chromatography with fluorescence detection. Journal of AOAC International 83: Fitt G.P., Critical issues in pest management for a future with sustainable biofuel cropping. Current Opinion in Environmental Sustainability 3: FOCUS. Forum for the Co-ordination of Pesticide Fate Models and their Use, Generic guidance for Estimating Persistence and Degradation Kinetics from Environmental Fate Studies on Pesticides in EU Registration. Forero-Mendieta J.R., Castro-Vargas H.I., Parada-Alfonso F. and Guerrero-Dallos J.A., Extraction of pesticides from soil using supercritical carbon dioxide added with methanol as co-solvent. Journal of Supercritical Fluids 68: Fortin J., Gagnon-Bertrand E., Vezina L. and Rompre M., Preferential bromide and pesticide movement to tile drains under different cropping practices. Journal of Environmental Quality 3: Ganzler, K., Salgo A. and Valko K., Microwave extraction: A novel sample preparation method for chromatography. Journal of Chromatography 371: Gavrilescu M., Fate of Pesticides in the Environment and its Bioremediation. Engineering in Life Sciences 5:

337 Gavrilescu M. and Chisti Y., Biotechnology a sustainable alternative for chemical industry. Biotechnology Advances 23: Gerpen J.V., Biodiesel processing and production. Fuel Processing Technology 86: Gevao B., Semple K.T. and Jones K.C., Bound pesticide residues in soils: a review. Environmental Pollution 108: Gilbert-Lopez B., Garcia-Reyes J.F., Mezcua M., Molina-Diaz A. and Fernandez- Alba A.R., Determination of Postharvest Fungicides in Fruit Juices by Solid-Phase Extraction Followed by Liquid Chromatography Electrospray Timeof-Flight Mass Spectrometry. Journal of Agriculture and Food Chemistry 55: Giles, C.H., Smith, D., Huitson, A., A general treatment and classification of the solute adsorption isotherm. I: Theoretical. Journal of Colloid Interface Science 47: Goh C.S. and Lee K.T., A visionary and conceptual macroalgae-based thirdgeneration bioethanol (TGB) biorefinery in Sabah, Malaysia as an underlay for renewable and sustainable development. Renewable and Sustainable Energy Reviews 14: Goodwin P.B. and Beach S., Oxadiazon, oryzalin, and oxyfluorfen residues in container plant nurseries. HortScience 36: Gross J.H., Mass Spectrometry. A Textbook. Springer, Heidelberg, Germany. Grove R.A., Henny C.J. and Kaiser J.L., Osprey: Worldwide Sentinel Species for Assessing and Monitoring Environmental Contamination in Rivers, Lakes, Reservoirs, and Estuaries. Environmental Health, Part B: Critical Reviews 12: Grover R., Wolt J.D., Cessna A.J. and Schiefer H.B., Environmental fate of trifluralin. Reviews in Environmental Contamination and Toxicology 153: Grube, Α. Donaldson D. and Kiely T., Pesticides Industry Sales and Usage and 2007 Market Estimates. USEPA. Gu X., Zhang G., Chen L., Dai R. and Yu Y., Persistence and dissipation of synthetic pyrethroid pesticides in red soils from the Yangtze River Delta area. Environmental Geochemistry and Health 30:

338 Gu X., Zhang L., Zhang G., Fan C. and Chen L., Preliminary Evidence that Copper and Zinc Inhibits the Dissipation of Synthetic Pyrethroid in Red Soil. Water and Air Soil Pollution 212: Guan W. and Zhang H., Determination and study on residue and dissipation of benazolin-ethyl and quizalofop-p-ethyl in rape and soil. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 93: Gupta S., Gajbhiye V.T., Sharma R.K and Gupta R.K., Dissipation of cypermethrin, chlorpyriphos, and profenofos in tomato fruits and soil following application of pre-mix formulations. Environmental Monitoring Assessment 174: Gustafson D.I. and Holden L.R., Nonlinear pesticide dissipation in soil: a new model based on spatial variability. Environmental Science and Technology 24: Guzzella L., Pozzoni F. and Giuliano G., Herbicide contamination of surficial groundwater in Northern Italy. Environmental Pollution 142: Handley A.J. and McDowall R.D., Solid phase extraction (SPE) in organic analysis. In: Extraction Methods in Organic Analysis, Handley A.J. (ed.), CRC Press LLC, Boca Raton, FL, USA, pp Hassan M.H. and Kalam M.A., An overview of biofuel as a renewable energy source: development and challenges. Procedia Engineering 56: Heaton E., Voigt T. and Long S.P., A quantitative review comparing the yields of two candidate C4 perennial biomass crops in relation to nitrogen, temperature and water. Biomass and Bioenergy 27: Hill, B.D. and Schaalje G.B., A two-compartment model for the dissipation of deltamethrin on soil. Journal of Agricultural & Food Chemistry 33: Hinz C., Description of sorption data with isotherm equations. Geoderma 99: Holland J. and Sinclair P., Environmental Fate of Pesticides and the Consequences for Residues in Food and Drinking Water. In: Pesticide Residues in Food and Drinking Water. Human Exposure and Risks, Hamilton D. and Crossley S. (eds), John Wiley & Sons Ltd, Chichester, West Sussex, England, pp

339 Honnen W., Rath K., Schlegel T., Schwinger A. and Frahne D., Chemical analyses of water, sediment and biota in two small streams in southwest Germany. Journal of Aquatic Ecosystem Stress and Recovery 8: Hu J., Deng Z., Liu C. and Zheng Z., Simultaneous Analysis of Herbicide Metribuzin and Quizalofop-p-ethyl Residues in Potato and Soil by GC-ECD. Chromatographia 72: IEA. International Energy Agency, From 1 st to 2 nd Generation Biofuel Technologies. ΙΕΑ. International Energy Agency, 2011a. Technology Roadmaps. Biofuels for Transport OECD/IEA. pdf ΙΕΑ. International Energy Agency, 2011b. Energy Policies of IEA Countries, Greece, 2011 Review. unseured.pdf IEA. International Energy Agency, Key World Energy Statistics. FINALWEB.pdf IPCC. Intergovernmental Panel on Climate Change, Fourth Assessment Report: Climate Change. Jergentz S., Mugni H., Bonetto C. and Schulz R., Assessment of insecticide contamination in runoff and stream water of small agricultural streams in the main soybean area of Argentina. Chemosphere 61: Ji J., Deng C., Zhang H., Wu Y. and Zhang X., Microwave-assisted steam distillation for the determination of organochlorine pesticides and pyrethroids in Chinese teas. Talanta 71: Joao Rocha M., Ribeiro M.F.T., Cruzeiro C, Figueiredo F. and Rocha E., Development and validation of a GC-MS method for determination of 39 common pesticides in estuarine water targeting hazardous amounts in the Douro River estuary. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 92:

340 Jordan T.B., Nichols D.S. and Kerr N.I., Selection of SPE cartridge for automated solid-phase extraction of pesticides from water followed by liquid chromatography-tandem mass spectrometry. Analytical Bioanalytical Chemistry 394: Jorgensen U., Benefits versus risks of growing biofuel crops: the case of Miscanthus. Current Opinion in Environmental Sustainability 3: Jyot G., Mandal Environ Monit Assess K., Battu R.S. and Singh B., Estimation of chlorpyriphos and cypermethrin residues in chilli (Capsicum annuum L.) by gas liquid chromatography. Environmental Monitoring Assessment 185: Kapdan I.K. and Kargi F., Bio-hydrogen production from waste materials. Enzyme Microbial Technology 38: Karras G, Savvas D, Patakioutas G, Pomonis T, Albanis T, Pomonis P., Modeling the Transport of Metalaxyl in Gerbera Plants grown in a Closed-loop Hydroponic System. Biosystems Engineering 96: Kmellar B., Fodor P., Pareja L., Ferrer C., Martinez-Uroz M.A., Valverde A. and Fernandez-Alba A.R., Validation and uncertainty study of a comprehensive list of 160 pesticide residues in multi-class vegetables by liquid chromatography tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A 1215: Koçar G. and Civaş N., An overview of biofuels from energy crops: Current status and future prospects. Renewable and Sustainable Energy Reviews 28: Koeppe M.K., Anderson J.J., and Shalaby L.M., Metabolism of [ 14C] Quizalofop-ethyl in Soybean and Cotton Plants. Journal of Agricultural and Food Chemistry 38: Koesukwiwat U., Sanguankaew K. and Leepipatpiboon N., Rapid determination of phenoxy acid residues in rice by modified QuEChERS extraction and liquid chromatography tandem mass spectrometry. Analytica Chimica Acta 626: Koesukwiwat U., Sanguankaew K. and Leepipatpiboon N., Evaluation of a modified QuEChERS method for analysis of mycotoxins in rice. Food Chemistry 153: Kolberg D.I., Prestes O.D., Adaime M.B. and Zanella R., A New Gas Chromatography/Mass Spectrometry (GC-MS) Method for the Multiresidue 326

341 Analysis of Pesticides in Bread. Journal of the Brazilian Chemical Society 21: Konstantinou I.K., Hela D.G. and Albanis T.A., The state of pesticide pollution in freshwater resources (rivers and lakes) of Greece. Part I. Review on occurrence and levels Environmental Pollution Konstantinou I., Hela D., Lambropoulou D. and Albanis T., Monitoring of Pesticides in the Environment. In: Analysis of Pesticides in Food and Environmental Samples, Tadeo J. L., Ed., CRC Press, Boca Raton, FL, USA, pp Koskinen W.C. and Harper S.S., The retention process mechanisms. In: Pesticides in the Soil Environment: Processes, Impact, and Modeling, Cheng H.H. (ed), Soil Science Society of America, Inc., Madison, WI, USA, pp Kucharski M. and Sadowski J., Behaviour of metazachlor applied with additives in soil: Laboratory and field studies. Journal of Food, Agriculture & Environment 9: Kudsk P. and Streibig J.C., Herbicides a two-edged sword. Weed Research 43: Kujawski M.W., Barganska Z., Marciniak K., Miedzianowska E., Kujawski J.K., Slebioda M. and Namiesnik J., Determining pesticide contamination in honey by LC-ESI-MS/MS Comparison of pesticide recoveries of two liquidliquid extraction. LWT - Food Science and Technology 56: Kurki A., Hill A. and Morris M., Biodiezel: The Sustainability Dimensions. National Sustainable Agricultural Information Service, USDA. Landis D.A., Gardiner M.M., van der Werf W. and Swinton S.M., Increasing corn for biofuel production reduces biocontrol services in agricultural landscapes. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America(PNAS) 105: Larson R.A. and Weber E.J., Reaction Mechanisms in Environmental Organic Chemistry. CRC Press, Boca Raton, FL, USA. Lazartigues Α., Thomas Μ., Cren-Olivé C., Brun-Bellut J., Le Roux Y., Banas D. and Feidt C., Pesticide pressure and fish farming in barrage pond in Northeastern France. Part II: residues of 13 pesticides in water, sediments, edible 327

342 fish and their relationships. Environmental Science and Pollution Research 20: Lehotay S. Determination of Pesticide Residues in Foods by Acetonitrile Extraction and Partitioning with Magnesium Sulfate: Collaborative Study. Journal of AOAC International 90: Levenspiel O., Interpretation of batch reactor data. In: Chemical reaction engineering. Wiley, New York, USA. Li Z., Li Q., Cheng F., Zhang W., Wang W. and Li J., Enantioselectivity in Degradation and Transformation of Quizalofop-ethyl in Soils. Chirality 24: Linde C.D., Physico -Chemical Properties and Environmental Fate of Pesticides. Environmental Protection Agency, State of California, USA. Liu J., Lu X., Xie J., Chu Y., Sun C. and Wang Q., Absorption of lambdacyhalothrin and cypermethrin on two typical Chinese soils as affected by copper. Environmental Science and Pollution Research 16: Liu J., Lu X-M., Xie J-M., Li P-P., Han J-G. and Sun C., Influence of Copper on Transport and Dissipation of Lambda-Cyhalothrin and Cypermethrin in Soils. Pedosphere 23: Louchart X., Voltz M., Coulouma G. and Andrieux P., Oryzalin fate and transport in runoff water in Mediterranean vineyards. Chemosphere 57: Lucas G.B., LeeCampbell C. and Lucas L.T., Introduction to Plant Diseases. Indentification and Management. Second Edition, Van Nostrand Reinhold, NY, USA. Luque de Castro M.D. and Priego-Capote F., Soxhlet extraction: Past and present panacea. Journal of Chromatography A, 1217: Luque-Garcıa J.L. and Luque de Castro M.D., Where is microwave-based analytical equipment for solid sample pre-treatment going? Trends in Analytical Chemistry 22: Luque-Garcıa J.L. and Luque de Castro M.D., Ultrasound-assisted Soxhlet extraction: an expeditive approach for solid sample treatment Application to the extraction of total fat from oleaginous seeds. Journal of Chromatography A, 1034: Lucci P., Pacetti D., Nunez O. and Frega N.G., Current Trends in Sample Treatment Techniques for Environmental and Food Analysis. In: 328

343 Chromatography The Most Versatile Method of Chemical Analysis Calderon L.A. (ed.), InTech, pp Ma F. and Hanna M.A., Biodiesel production: a review. Bioresource Technology 70: MacLachlan D.J., Bhula R., Estimating the residue transfer of pesticides in animal feedstuffs to livestock tissues, milk and eggs: a review. Australian Journal of Experimental Agriculture 48: Mai C., Theobald N., Lammel G. and Hühnerfuss H., Spatial, seasonal and vertical distributions of currently-used pesticides in the marine boundary layer of the North Sea. Atmospheric Environment 75: Mamy L., Barriuso E. and Gabrielle B., Environmental fate of herbicides trifluralin, metazachlor, metamitron and sulcotrione compared with that of glyphosate, a substitute broad spectrum herbicide for different glyphosateresistant crops. Pest Management Science 61: Mamy L., Gabrielle B. and Barriuso E., Measurement and modeling of glyphosate fate compared with that of herbicides replaced as a result of the introduction of glyphosate-resistant oilseed rape. Pest Management Science 64: Mansour Μ., E. Feicht E. and Méallier P., Improvement of the photostability of selected substances in aqueous medium. Toxicological and Environmental Chemistry 20/21: Markovic M., Cupac S., Durovic R., Milinovic J. and Kljajic P., Assessment of Heavy Metal and Pesticide Levels in Soil and Plant Products from Agricultural Area of Belgrade, Serbia. Archives of Environmental Contamination and Toxicology 58: Marino D. and Ronco A., Cypermethrin and Chlorpyrifos Concentration Levels in Surface Water Bodies of the Pampa Ondulada, Argentina. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 75: McCarthy, J.F. and Zachara, J.M., Subsurface transport of contaminants: mobile colloids in the subsurface environment may alter the transport of contaminants. Environmental Science and Technology 23: McKendry P., Energy production from biomass (part 2): conversion technologies. Bioresource Technology 83:

344 Megharaj M., Ramakrishnan B., Venkateswarlu K., Sethunathan N. and Naidu R., Bioremediation approaches for organic pollutants: A critical perspective. Environment International 37: Menten F., Chèze B., Patouillard L. and Bouvart F., A review of LCA greenhouse gas emissions results for advanced biofuels: The use of metaregression analysis. Renewable and Sustainable Energy Reviews 26: Merdassa Y., Liu J. and Megersa N., Development of a one-step microwaveassisted extraction method for simultaneous determination of organophosphorus pesticides and fungicides in soils by gas chromatography mass spectrometry. Talanta114: Metwally M. E-S., Osman M.S. and Al-Rushaid R., A high-performance liquid chromatographic method for the determination of cypermethrin in vegetables and its application to kinetic studies after greenhouse treatment. Food Chemistry 59: Milanova S., Grigorov P., Movement and persistence of imazaquin, oxyfluorfen, flurochloridone and terbacil in soil. Weed Research 36: Mohamed A.T., El Hussein A.A., El Siddig M.A. and Osman A.G., Degradation of oxyfluorfen herbicideby soil microorganisms biodegradation of herbicides. Biotechnology 10: Mukherjee I., Kumar A. and Kumar A., Persistence Behavior of Combination Mix Crop Protection Agents in/on Eggplant Fruits. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 88: Muller K., Magesan G.N. and Bolan N.S., A critical review of the influence of effluent irrigation on the fate of pesticides in soil. Agriculture, Ecosystems and Environment 120: Mutua F.M., The use of the Akaike Information Criterion in the indentification of an optimum flood frequency model. Journal of Hydrological Sciences 39: Naik S.N., Goud V.V., Rout P.K. and Dalai A.K., Production of first and second generation biofuels: A comprehensive review. Renewable and Sustainable Energy Reviews 14: Navarro S., Vela N. and Navarro G., Review. An overview on the environmental behaviour of pesticide residues in soils. Spanish Journal of Agricultural Research 5:

345 Nelson G.C., Are Biofuels the Best Use of Sunlight? In: Handbook of Bioenergy Economics and Policy, Natural Resource Management and Policy, M. Khanna, J. Scheffran and D. Zilberman (eds), 33: Nie Z.J., Hang B.J., Cai S., Xie X.T., He J. and Li S.P., Degradation of Cyhalofop-butyl (CyB) by Pseudomonas azotoformans Strain QDZ-1 and Cloning of a Novel Gene Encoding CyB-Hydrolyzing Esterase. Journal of Agricultural and Food Chemistry 59: Ondo Zue Abaga N., Alibert P., Dousset S., Savadogo P.W., Savadogo M. and Sedogo M., Insecticide residues in cotton soils of Burkina Faso and effects of insecticides on fluctuating asymmetry in honey bees (Apis mellifera Linnaeus). Chemosphere 83: Oro D., Casamassima F., Gesualdo G., Iammarino M., Mambelli P. and Nardell V., Determination of pyrethroids in chicken egg samples: development and validation of a confirmatory analytical method by gas chromatography/mass spectrometry. International Journal of Food Science and Technology 49: Padilla-Sanchez J.A., Plaza-Bolanos P., Romero-Gonzalez R., Garrido-Frenich A, Vidal J.L.M., Application of a quick, easy, cheap, effective, rugged and safe-based method for the simultaneous extraction of chlorophenols, alkylphenols, nitrophenols and cresols in agricultural soils, analyzed by using gas chromatography triple quadrupole-mass spectrometry/mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1217: Pakade Y.B. and Tewary D.K., Development and applications of single-drop microextraction for pesticide residue analysis. Journal of Separation Science 33: Papa E., Castiglioni S., Gramatica P., Nikolayenko V., Kayumov O. and Calamari D., Screening the leaching tendency of pesticides applied in the AmuDarya Basin (Uzbekistan). Water Research 38: Paracampo A.H., Mugni H.D., Demetrio P.M., Pardi M.H., Bulus G.D., Asborno M.D. and Bonetto C.A., Toxicity persistence in runoff and soil from experimental soybean plots following insecticide applications. Journal of Environmental Science and Health, Part B 47:

346 Park M.J., In S.W., Lee S.K., Choi W.K., Park Y.S. and Chung H.S., Postmortem blood concentrations of organophosphorus pesticides. Forensic Science International 184: Parry D.W., Plant Pathology in Agriculture. Cambridge University Press, Cambridge, UK. Passeport E., Benoit P., Bergheaud V., Coquet Y. and Tournebize J., Selected pesticides adsorption and desorption in substrates from artificial wetland and forest buffer. Environmental Toxicology and Chemistry 30: Pastor Montoro E., Romero Gonzalez R., Garrido Frenich A., Hernandez Torres M.E. and Martınez Vidal J.L., Fast determination of herbicides in waters by ultra-performance liquid chromatography/tandem mass spectrometry. Rapid Communications in Mass Spectrometry 21: Pedersen-Bjergaard S. and Rasmussen K.E., Liquid-liquid-liquid microextraction for sample preparation of biological fluids prior to capillary electrophoresis. Analytical Chemistry 71: Pedigo L.P., Entomology and Pest Management. Fourth Edition, Pearson Education, INC., New Jersey, USA. Peruzzi M., Bartolucci G. and Cioni F., Determination of phenoxyalkanoic acids and other herbicides at the ng/ml level in water by solid-phase extraction with poly(divinylbenzene-co-n-vinylpyrrolidone) sorbent and high-performance liquid chromatography diode-array detection. Journal of Chromatography A, 867: Pinto C.G., Martin S.H., Perez Pavon J.L. and Cordero B.M., A simplified Quick, Easy, Cheap, Effective, Rugged and Safe approach for the determination of trihalomethanes and benzene, toluene, ethylbenzene and xylenes in soil matrices by fast gas chromatography with mass spectrometry detection. Analytica Chimica Acta 689 : Pramanik S.K., Saha P., Bhattacharyya A. and Dhuri A.V., Studies on the Fate of Ready-Mix Formulation of Endosulfan and Cypermethrin in Tea. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 89: Rani M., Saini S. and Kumari B., Leaching behaviour of chlorpyriphos and cypermethrin in sandy loam soil. Environmental Monitoring Assessment 186:

347 Rasmusssen R.R., Poulsen M.E. and Hansen H.C.B., Distribution of multiple pesticide residues in apple segments after home processing. Food Additives and Contaminants 20: Rezaee M., Assadi Y., Milani Hosseini M.R., Aghaee E., Ahmadi F., and Berijani S., Determination of organic compounds in water using dispersive liquidliquid microextraction. Journal of Chromatography A 1116:1 9. Riley M.B., Keese R.J., Camper N.D., Whiwell T. and Wilson P.C., Pendimethalin and Oxyfluorfen Residues in Pond Water ans Sediment from Container Plant Nurseries. Weed Technology 8: Ripley B.D., Ritcey G.N., Harris C.R., Denomme M.A. and Brown P.D., Pyrethroid insecticide residues on vegetable crops. Pest Management Science 57: Rissato S.R., Galhiane M.S., Knoll F.R.N. and Apon B.M., Supercritical fluid extraction for pesticide multiresidue analysis in honey: determination by gas chromatography with electron-capture and mass spectrometry detection. Journal of Chromatography A, 1048: Roberts T. (editor-in-chief), 1998a. Metabolic Pathways of Agrochemicals, Part one, Herbicides and Plant Growth Regulators. The Royal Society of Chemistry, Cambridge, UK. Roberts T. (editor-in-chief), 1998b. Metabolic Pathways of Agrochemicals, Part two, Insecticides and Fujicides. The Royal Society of Chemistry, Cambridge, UK. Romero-Gonzalez R., Garrido Frenich A. and Martinez Vidal J.L., Multiresidue method for fast determination of pesticides in fruit juices by ultra performance liquid chromatography coupled to tandem mass spectrometry. Talanta 76: Romero-Gonzalez R., Garrido Frenich A., Martinez Vidal J.L., Prestes O.D. and Grio S.L., Simultaneous determination of pesticides, biopesticides and mycotoxins in organic products applying a quick, easy, cheap, effective, rugged and safe extraction procedure and ultra-high performance liquid chromatography tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography A, 1218: Rouchaud J., Gustin F., Callens D., Bulcke R., Benoit F., Ceustermans N., Gillet J. and Marchand S., Herbicides metazachlor and propachlor soil 333

348 biodegradation in cauliflower crops: Effects of the recent organic fertilizers. Toxicological and Environmental Chemistr, 45: Rouviere F., Bulete A., Cren-Olive C. and Arnaudguilhem C., Multiresidue analysis of aromatic organochlorines in soil by gas chromatography-mass spectrometry and QuEChERS extraction based on water/dichloromethane partitioning. Comparison with accelerated solvent extraction. Talanta 93: Russo D., Dassisti M., Lawlor V. and Olabi A.G., State of the art of biofuels from pure plant oil. Renewable and Sustainable Energy Reviews 16: Sanchez L., Pena A., Sanchez-Rasero F and Romero E., Methidathion degradation in soil amended with biosolids and a cationic surfactant: use of different kinetic models. Biology and Fertility of Soils 37: Sanchez-Brunete C., Perez R.A., Miguel E. and Tadeo J.L., Multiresidue herbicide analysis in soil samples by means of extraction in small columns and gas chromatography with nitrogen-phosphorus and mass spectrometric detection. Journal of Chromatography A 823: SANCO. Directorate-General for Health and Consumers, Method Validation and Quality Control Procedures for Pesticide Residues Analysis in Food and Feed. Document N SANCO/ Sangchan W., Bannwarth M., Ingwersen J., Hugenschmidt C., Schwadorf K., Thavornyutikarn P., Pansombat K. and Streck T., Monitoring and risk assessment of pesticides in a tropical river of an agricultural watershed in northern Thailand. Environmental Monitoring Assessment 186: Sapkale G.N., Patil S.M., Surwase U.S. and Bhatbhage P.K., Supercritical fluid extraction. International Journal of Chemical Sciences 8: Sarmah A.K. and Close M.E., Modelling the dissipation kinetics of six commonly used pesticides in two contrasting soils of New Zealand. Journal of Environmental Science and Health Part B 44: Satpathy G., Tyagi Y.K. and Gupta R.K., A novel optimised and validated method for analysis of multi-residues of pesticides in fruits and vegetables by microwave-assisted extraction (MAE) dispersive solid-phase extraction (d- SPE) retention time locked (RTL) gas chromatography mass spectrometry with Deconvolution reporting software (DRS). Food Chemistry 127:

349 Schenck F.J. and Wong J.W., Determination of Pesticides in Food of Vegetal Origin. In: Analysis of Pesticides in Food and Environmental Samples, Tadeo J. L. (ed.), CRC Press, Boca Raton, FL, USA, pp Scheringer M., Long-range Transport of Organic Chemicals in the Environment. Environmental Toxicology and Chemistry 28: Schnoor J.L., Chemical Fate and Transport in the Environment. In: Fate of pesticides and Chemicals in the Environment, Schnoor J.L. (ed), John Wiley &Sons, Inc., NY, USA, pp Schulz R., Rainfall-induced Sediment and Pesticide Input from Orchards into the Lourens River, Western Cape, South Africa: Importance of a Single Event. Water Research 35: Scrano L, Bufo S.A., D Auria M. and Emmelin C., Photochemical behaviour of oxyfluorfen: a diphenyl-ether herbicide. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry 129: Senesi, N., Binding mechanisms of pesticides to soil humic sub-stances. Science of the Total Environment 123/124: Shelton D.R. and Karns J.S., Pesticide Bioremediation: Genetic and Ecological Considerations. In: Pesticide Remediation in Soils and Water, Kearney P.C. and Roberts T. (eds), john Wiley &Sons Ltd, Chichester, West Sussex, England, pp Shen L., Wania F., Lei Y.D., Teixeira C, Muir D.C.G., and Bidleman T.F., Atmospheric Distribution and Long-Range Transport Behavior of Organochlorine Pesticides in North America. Environmental Science and Technology 39: Sheridan R.S. and Meola J.R., Analysis of pesticide residues in fruits, vegetables and milk by gas chromatography/ tandem spectrometry. Journal of AOAC International 82: Sims R.E., Hastings A., Chlamadinger B., Taylor G and Smith P., Energy crops: current status and future prospects. Global Change Biology 12: Sims R.E., Mabee W., Saddler J.N. and Taylor M., An overview of second generation biofuel technologies. Bioresource Technology 101:

350 Singh A., Olsen S.I. and Nigam P.S., A viable technology to generate thirdgeneration biofuel. Journal of Chemical Technology and Biotechnology 86: Skoulou V., Mariolis N., Zanakis G. and Zabaniotou A., Sustainable management of energy crops for integrated biofuels and green energy production in Greece. Renewable and Sustainable Energy Reviews 15: Sondhia S., Persistence of oxyfluorfen in soil and detection of its residues in rice crop. Toxicology Environmental Chemistry 91: Spieteluna A., Marcinkowskia L., Guardiab M. and Namiesnik J., Recent developments and future trends in solid phase microextraction techniques towards green analytical chemistry. Journal of Chromatography A 1321: 1 13 Spolaore P, Joannis-Cassan C, Duran E and Isambert A., Commercial applications of microalgae. Journal of Bioscience and Bioengineering 101: Srinivas S.P., Banerjee K., Jadhav M.R., Ghaste M.S. and Lawande K.E., Bioefficacy, dissipation kinetics and safety evaluation of selected insecticides in Allium cepa L. Journal of Environmental Science and Health, Part B 47: St-Amand A.D. and Girard L., Determination of acephate and its degradation product methamidophos in soil and water by solid-phase extraction (SPE) and GC-MS. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 84: Stephenson G.R., Ferris I.G., Holland P.T. and Nordberg M., Glossary of Terms Relating to Pesticides (IUPAC Recommendations). Pure Appied Chemistry, 78: Sundberg S.E., Ellington J.J. and Evans J.J., A simple and fast extraction method for organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in small volumes of avian serum. Journal of Chromatography B, 831: Surma S., Sadowska Rociek A. and Cieslik E., The application of d SPE in the QuEChERS method for the determination of PAHs in food of animal origin with GC MS detection. European Food Reserch and Technology 238:

351 Tadeo J. L., Sanchez-Brunete C. and Gonzalez L., Pesticides: Classification and Properties. In: Analysis of Pesticides in Food and Environmental Samples, Tadeo J. L. (ed.), CRC Press, Boca Raton, FL, USA, pp Tanaka T., Hori T., Asada T., Oikawa K. and Kawata K., Simple one-step extraction and cleanup by pressurized liquid extraction for gas chromatographic mass spectrometric determination of pesticides in green leafy vegetables. Journal of Chromatography A, 1175: Temur C., Tiryaki O., Uzun O. and Basaran M., Adaptation and validation of QuEChERS method for the analysis of trifluralin in wind-eroded soil. Journal of Environmental Science and Health, Part B 47: Thomatou A.A., Zacharias I., Hela D. and Konstantinou I., Determination and risk assessment of pesticide residues in lake Amvrakia (W. Greece) after agricultural land use changes in the lake's drainage basin. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 93: Thomson L.J and Hoffmann A.A., Pest management challenges for biofuel crop production. Current Opinion in Environmental Sustainability 3:95 99 Thuyet D.Q., Watanabe H. and Motobayashi T., Effect of formulations and treatment methods of nursery boxes applied with insecticide on the behavior of imidacloprid in rice paddy fields. Journal of Pesticide Science, 36: Timilsina G.R. and Shrestha A., How much hope should we have for biofuels? Energy 36: Tomei M.C. and Daugulis A.J., Ex Situ Bioremediation of Contaminated Soils: An Overview of Conventional and Innovative Technologies. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 43: Trapp S., Matthles M., Scheunern I. and Topp E.M., Modeling the Bioconcentration of Organic Chemicals in Plants. Environmental Science and Technology 24 : Triantafyllidis V., Hela D., Dimopoulos P., Albanis T., Imidacloprid losses in surface runoff from plots cultivated with tobacco. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 86: Triantafyllidis V., Hela D., Papadaki M., Bilalis D. and Konstantinou I., Evaluation of Mobility and Dissipation of Mefenoxam and Pendimethalin by Application of CSTR Model and Field Experiments Using Bare and Tobacco Tilled Soil Columns. Water, Air and Soil Pollution 223:

352 Tsiplakou E., Anagnostopoulos C.J., Liapis K., Haroutounian S.A. and Zervas G., Pesticides residues in milks and feedstuff of farm animals drawn from Greece. Chemosphere 80: Turiel Ε. and Martin-Esteban Α., Sample Handling of Pesicides in Food and Environmental Samples. In: Analysis of Pesticides in Food and Environmental Samples, Tadeo J. L. (ed), CRC Press, Boca Raton, FL, USA, pp Ulrich U., Dietrich A. and Fohrer N., Herbicide transport via surface runoff during intermittent artificial rainfall:a laboratory plot scale study. Catena 101: USEPA. United States Environmental Protection Agency, Reregistration eligibility decision (RED), oxyfluorfen. EPA: 738-R USEPA. United States Environmental Protection Agency, Reregistration eligibility decision (RED), for cypermethrin. List B, Case No Van Emden H.F., Pest Control. Second Edition, Cambridge University Press, Cambridge, UK. Van Emon J.M., Chuang J.C., Bronshtein A. and Altstein M., Determination of polychlorinated biphenyls in soil and sediment by selective pressurized liquid extraction with immunochemical detection. Science of the Total Environment : Vasilakoglou I.B., Eleftherohorinos I.G. and Dhima K.B., Activity, adsorption and mobility of three acetanilide and two new herbicides. Weed Research 41: Vig K., Singh D.K., Agarwal H.C., Dhawan A.K. and Dureja P., Insecticide Residues in Cotton Crop Soil. Journal of Environmental Science and Health, Part B 36: Vryzas Z., Tsaboula T. and Papadopoulou-Mourkidou E., Determination of alachlor, metolachlor, and their acidic metabolites in soils by microwave-assisted extraction (MAE) combined with solid phase extraction (SPE) coupled with GC- MS and HPLC-UV analysis. Journal of Separation Science 30: Vryzas Z., Alexoudis C., Vassiliou G., Galanis K. and Papadopoulou-Mourkidou E., Determination and aquatic risk assessment of pesticide residues in riparian 338

353 drainage canals in northeastern Greece. Ecotoxicology and Environmental Safety 74: Vukavić T, Vojinović Miloradov M, Mihajlović I, and Ristivojević A., Human milk POPs and neonatal risk trend from 1982 to 2009 in the same geographic region in Serbia. Environment International 54: Five Walker A. and Brown P.A., The Relative Persistence in Soil of Five Acetanilide Herbicides. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology 34: Wang C.J. and Liu Z.Q., Foliar uptake of pesticides Present status and future challenge. Pesticide Biochemistry and Physiology 87: 1 8. Wang Y.L., Li X., Zhou X.M. and Bai L.Y., Simplified approach for the extraction of quinclorac from soils. Asian Journal of Chemistry 24: Warnemuende E.A., Patterson J.P., Douglas R. Smith D.R. and Huang C., Effects of tilling no-till soil on losses of atrazine and glyphosate to runoff water under variable intensity simulated rainfall. Soil & Tillage Research 95: Wauchope R.D., Yeh S., Linders J.B.H.J., Kloskowski R., Tanaka K., Rubin B., Katayama A., Kordel W., Gerstl Z., Lane M. and Unsworth J.B., Review. Pesticide soil sorption parameters: theory, measurement, uses, limitations and reliability. Pest Management Science 58: WHO. World Health Organization, Children's Health and the environment. WHO Training Package for the Health Sector. Włodarczyk M., Influence of formulation on mobility of metazachlor in soil. Environmental, Monitoring and Assessment 186: Xiao Z., Li X., Wang X., Shen J. and Ding S., Determination of neonicotinoid insecticides residues in bovine tissues by pressurized solvent extraction and liquid chromatography tandem mass spectrometry. Journal of Chromatography B, 879: Xie W. and Zhou J., Cypermethrin persistence and soil properties as affected by long-term fertilizer management. Acta Agriculturae Scandinavica Section B Soil and Plant Science, 58: Yen J., Sheu W. and Wang Y., Dissipation of the herbicide oxyfluorfen in subtropical soils and its potential to contaminate groundwater. Ecotoxicology Environmental Safety 54:

354 Ying G-G., Williams B., 2000a. Dissipation of herbicides in soil and grapes in a South Australian vineyard. Agricultural Ecosystems and Environment 78: Ying G-G., Williams B., 2000b. Mobility and persistence of four herbicides in soil of a South Australian vineyard. Pest Management Science 56: Yuan Y., Chen C., Zheng C., Wang X., Yang G., Wang Q. and Zhang Z., Residue of chlorpyrifos and cypermethrin in vegetables and probabilistic exposure assessment for consumers in Zhejiang Province, China. Food Control 36: Zablotowicz R.M., Hoagland R.E. and Locke M.A., Biostimulation: Enhancement of Cometabolic Processes to Remediate Pesticide-Contaminated Soils. In: Pesticide Remediation in Soils and Water, Kearney P.C. and Roberts T. (eds), john Wiley &Sons Ltd, Chichester, West Sussex, England, pp Zhang J., Wu H., Kima E. and El-Shourbagy T.A., Salting-out assisted liquid/liquid extraction with acetonitrile: a new high throughput sample preparation technique for good laboratory practice bioanalysis using liquid chromatography mass spectrometry. Biomedical Chromatography 23: Zhou T., Xiao X. and Li G., Microwave Accelerated Selective Soxhlet Extraction for the Determination of Organophosphorus and Carbamate Pesticides in Ginseng with Gas Chromatography/Mass Spectrometry. Analytical Chemistry 84: Zougagh M., Valcarcel M. and Rios A., Supercritical fluid extraction: a critical review of its analytical usefulness. Trends in Analytical Chemistry 23:

355 Ελληνική Βιβλιογραφία Βακάκης Φ., Ενεργειακές Καλλιέργειες και Γεωργικά Εισοδήματα. Γεωργία Κτηνοτροφία 8: Γαλανοπούλου-Σενδούκα Σ., Βιομηχανικά φυτά. Εκδόσεις Αθ. Σταμούλης, Αθήνα. Δεληγιαννάκης Ι., Χελά Δ. και Κωνσταντίνου Ι, Ενόργανη Περιβαλλοντική Ανάλυση. Εκδόσεις Τζιόλα, Θεσσαλονίκη. Δημόπουλος Β., Φυτοπροστατευτικά Προϊόντα. Τρόποι δράσης και εφαρμογές στην Ελλάδα. Εκδόσεις Έμβρυο, Αθήνα. Ε.Ε.Ε.Ε. Επίσημη Εφημερίδα της Ευρωπαϊκής Ένωσης, Ανταγωνιστική οικονομία χαμηλών επιπέδων ανθρακούχων εκπομπών το 2050 (C 251 E/75) : EL:PDF Ελευθεροχωρινός Η.Γ., Ζιζανιολογία. Εκδόσεις Αγροτύπος, Αθήνα. Ζιώγας Β.Ν. και Μάρκογλου Α.Ν., Γεωργική Φαρμακολογία. Ελληνικής Έκδοσης Β, Ζιώγας/Α, Μάρκογλου, Αθήνα. ΙΟΒΕ. Ίδρυμα Οικονομικών και Βιομηχανικών Ερευνών, Ο κλάδος των ανανεώσιμων στην Ελλάδα: προβλήματα και προοπτικές. Καλαβριώτου Π., Αύξηση και ανάπτυξη του ηλίανθου και του κενάφ για την παραγωγή βιομάζας και βιοενέργειας στην Κεντρική Ελλάδα. Μεταπτυχιακή Διατριβή, Πανεπιστήμιο Αιγαίου, Μυτιλήνη. Κανονισμός 1782/2003/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου για τη θέσπιση κοινών κανόνων για τα καθεστώτα άμεσης στήριξης στα πλαίσια της κοινής γεωργικής πολιτικής και για τη θέσπιση ορισμένων καθεστώτων στήριξης για τους γεωργούς και για την τροποποίηση των κανονισμών (ΕΟΚ) αριθ. 2019/93, (ΕΚ) αριθ. 1452/2001, (ΕΚ) αριθ. 1453/2001, (ΕΚ) αριθ. 1454/2001, (ΕΚ) αριθ. 1868/94, (ΕΚ) αριθ. 1251/1999, (ΕΚ) αριθ. 1254/1999, (ΕΚ) αριθ. 1673/2000, (ΕΟΚ) αριθ. 2358/71 και (ΕΚ) αριθ. 2529/ :EL:PDF 341

356 Κανονισμός 396/2005/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου για τα ανώτατα όρια καταλοίπων φυτοφαρμάκων μέσα η πάνω στα τρόφιμα και τις ζωοτροφές φυτικής και ζωικής προέλευσης και για την τροποποίηση της οδηγίας 91/414/ΕΟΚ του Συμβουλίου. Κανονισμός 1272/2008/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου για την ταξινόμηση, την επισήμανση και τη συσκευασία των ουσιών και των μειγμάτων, την τροποποίηση και την κατάργηση των οδηγιών 67/548/EΟΚ και 1999/45/EΚ και την τροποποίηση του κανονισμού (EΚ) αριθ. 1907/ Κωνσταντίνου Ι., Μελέτη της Φωτοδιάσπασης και Προσρόφησης Επιλεγμένων Σύγχρονων Ζιζανιοκτόνων σε Υδατικά και Εδαφικά Συστήματα. Διδακτορική Διατριβή, Πανεπιστήμιο Ιωαννίνων, Ιωάννινα. ΚΑΠΕ. Κέντρο Ανανεώσιμων Πηγών Ενέργειας, ΚΥΑ. Κοινή Υπουργική Απόφαση, Καθορισμός κριτηρίων, μεθοδολογίας κατανομής αυτούσιου βιοντίζελ και ρύθμιση κάθε σχετικού θέματος, σύμφωνα με τις διατάξεις του άρθρου 15Α του ν. 3054/2002, όπως ισχύει. Εφημερίς της Κυβερνήσεως της Ελληνικής Δημοκρατίας. ΦΕΚ 253/Β / Λόλας Π.Χ., Ζιζανιολογία. Ζιζάνια-Ζιζανιοκτόνα. Τύχη και Συμπεριφορά στο Περιβάλλον. Εκδόσεις Σύγχρονη Παιδεία, Θεσσαλονίκη. Μήτσης Τ. και Σκαράκης Γ.Ν., Ελαιοκράμβη Βασικά στοιχεία της καλλιέργειας. Γεωργία Κτηνοτροφία 6: Μαζουαγιέ Μ. και Ρουντάρ Λ., Η ιστορία των γεωργιών του κόσμου. Εκδόσεις Εξάντας εκδοτική Α.Ε., Αθήνα. Νόμος 3423/2005. Εισαγωγή στην Ελληνική Αγορά των Βιοκαυσίμων και των Άλλων Ανανεώσιμων Καυσίμων. Εφημερίς της Κυβερνήσεως της Ελληνικής Δημοκρατίας, ΦΕΚ 304/Α / Νόμος 3653/2008. Θεσμικό πλαίσιο έρευνας και τεχνολογίας και άλλες διατάξεις. Εφημερίς της Κυβερνήσεως της Ελληνικής Δημοκρατίας, ΦΕΚ 49/Α / Νόμος 3769/2009. Εφαρμογή της αρχής της ίσης μεταχείρισης ανδρών και γυναικών όσον αφορά την πρόσβαση σε αγαθά και υπηρεσίες και την παροχή αυτών και 342

357 άλλες διατάξεις. Εφημερίς της Κυβερνήσεως της Ελληνικής Δημοκρατίας, ΦΕΚ 105/Α / Νόμος 4062/2012. Aξιοποίηση του πρώην Αεροδρομίου Ελληνικού Πρόγραμμα ΗΛΙΟΣ Προώθηση της χρήσης ενέργειας από ανανεώσιμες πηγές (Ενσωμάτωση Οδηγίας 2009/28/ΕΚ) Κριτήρια Αειφορίας Βιοκαυσίμων και Βιορευστών (Ενσωμάτωση Οδηγίας 2009/30/ΕΚ). Εφημερίς της Κυβερνήσεως της Ελληνικλης Δημοκρατίας, ΦΕΚ 70/Α / Ξανθόπουλος Φ.Π., Ο ηλίανθος. Εθνικό Ίδρυμα Αγροτικής Έρευνας. Ινστ. Βάμβακος και Βιομηχανικών Φυτών, Θεσσαλονίκη. Οικονομίδης Κ., Ο ηλίανθος ως συμβολαιακή καλλιέργεια. Γεωργία Κτηνοτροφία 1: ΟΔΗΓΙΑ 2001/77/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου για την προαγωγή της ηλεκτρικής ενέργειας που παράγεται από ανανεώσιμες πηγές στην εσωτερική αγορά ηλεκτρικής ενέργειας : EL:PDF ΟΔΗΓΙΑ 2009/28/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου σχετικά με την προώθηση της χρήσης ενέργειας από ανανεώσιμες πηγές και την τροποποίηση και τη συνακόλουθη κατάργηση των οδηγιών 2001/77/ΕΚ και 2003/30/ΕΚ :el:PDF ΟΔΗΓΙΑ 2009/1107/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Κοινοβουλίου και του Συμβουλίου σχετικά με τη διάθεση φυτοπροστατευτικών προϊόντων στην αγορά και την κατάργηση των οδηγιών 79/117/ΕΟΚ και 91/414/ΕΟΚ. Nomothesia_Anakoinoseis/kan_1107_ pdf Παπαντωνίου Α., Προσαρμοστικότητα, φυσιολογικά και Αγρονομικά Γνωρίσματα της Ελαιοκράμβης στις Ελληνικές Συνθήκες. Διδακτορική Διατριβή, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης, Θεσσαλονίκη. Σδούκος Α.Θ και Πομώνης Φ.Ι., Χημικές διεργασίες της χημικής τεχνολογίας. Εκδόσεις Τζιόλα, Αθήνα. Σκαράκης Γ.Ν., Κορρές Ν. και Παυλή Ο.Ι., Ενεργειακές Καλλιέργειες Βιοκαύσιμα. Γεωπονικό Πανεπιστήμιο Αθηνών, Αθήνα. 343

358 Τζανακάκης Μ.Ε., Εντομολογία. University Studio Press, Θεσσαλονίκη. ΥΠΑΑΤ. Υπουργείο Αγροτικής Ανάπτυξης και Τροφίμων, ΥΠΕΚΑ. Υπουργείο Περιβάλλοντος και Κλιματικής Αλλαγής, η Εθνική Έκθεση (έτους 2009) Σχετικά με την Προώθηση της Χρήσης των Βιοκαυσίμων ή Άλλων Ανανεώσιμων Καυσίμων για Μεταφορές στην Ελλάδα την Περίοδο (άρθρο 4 της Οδηγίας 2003/30/ΕΚ). ΥΠΕΚΑ. Υπουργείο Περιβάλλοντος και Κλιματικής Αλλαγής, Report Under Article 19 (2) of Directive 2009/28/EC &language=el-GR Χρήστου Μ., Αλεξοπούλου Ε., Λυχναράς Β. και Νάματοβ Ε., Ενεργειακές καλλιέργειες στον ευρωπαϊκό και ελληνικό χώρο. Κέντρο Ανανεώσιμων Πηγών Ενέργειας. Διημερίδα ΤΕΕ/ΤΚΜ «Τα βιοκαύσιμα και ο αναπτυξιακός τους ρόλος για τη βιομηχανία και τον αγροτικό τομέα», 3 4 Νοεμβρίου, Θεσσαλονίκη. 344

359 ΠΕΡΙΛΗΨΗ Η Ε.Ε. και η Ελλάδα ως μέλος της, στα πλαίσια του Πρωτοκόλλου του Κιότο, αλλά και γενικότερα στην προσπάθειά της να περιορίσει τις εκπομπές των αερίων του θερμοκηπίου, έχει δεσμευτεί ώστε το μερίδιο της ενέργειας από ανανεώσιμες πηγές στον κλάδο των μεταφορών να ανέρχεται το 2020 στο 10% της ολικής κατανάλωσης. Στον τομέα των μεταφορών ενέργεια από ανανεώσιμες πηγές ουσιαστικά θεωρούνται τα βιοκαύσιμα που παράγονται από βιομάζα. Σήμερα τα βιοκαύσιμα με τη μεγαλύτερη παραγωγή και κατανάλωση είναι τα συμβατικά ή πρώτης γενιάς βιοκαύσιμα (βιοντίζελ, βιοαιθανόλη και βιοαέριο). Αυτά παράγονται από έλαια που προέρχονται από φυτά, τα οποία παραδοσιακά καλλιεργούνταν για την παραγωγή εδώδιμων προϊόντων ή ζωοτροφής (π.χ. καλαμπόκι, σόγια, ζαχαρότευτλο, ηλίανθος, ελαιοκράμβη, κ.α.). Οι καλλιέργειες αυτές μπορεί να είναι ιδιαίτερα απαιτητικές ως προς τη χρήση τόσο λιπασμάτων, όσο και παρασιτοκτόνων γεγονός που έχει εγείρει ανησυχίες για πιθανές δυσμενείς επιπτώσεις στο περιβάλλον λόγω, μεταξύ άλλων, μείωσης της βιοποικιλότητας και της ρύπανση των εδαφών και των επιφανειακών και υπογείων υδάτων. Ο κίνδυνος ρύπανσης εξαρτάται από το είδος της καλλιέργειας, τα χαρακτηριστικά του εδάφους, τη γεωργική πρακτική, καθώς και τις κλιματολογικές συνθήκες. Στην Ελλάδα τα φυτά που κυρίως καλλιεργούνται για την παραγωγή βιοκαυσίμων είναι ο ηλίανθος και η ελαιοκράμβη. Παρά την αύξηση της καλλιέργειας των παραπάνω φυτών οι περιβαλλοντικές επιπτώσεις της χρήσης παρασιτοκτόνων στις καλλιέργειες αυτές δεν έχει μελετηθεί επαρκώς. Σκοπός της διατριβής είναι η μελέτη της συμπεριφοράς στο περιβάλλον (της παραμονής στο έδαφος, της επιφανειακής μεταφοράς μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος, της κατακόρυφης μεταφοράς σε πραγματικές συνθήκες στο πεδίο μέχρι βάθους 20 cm και της παραμονής υπολειμμάτων στα φυτά) παρασιτοκτόνων που έχουν λάβει έγκριση από το ΥΠΑΑΤ για χρήση στις καλλιέργειες ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Τα παρασιτοκτόνα που επιλέχθηκαν ήταν τα oxyfluorfen, quizalofopp-ethyl (ζιζανιοκτόνα για την καλλιέργεια ηλίανθου), metazachlor και quinmerac (ζιζανιοκτόνα για την καλλιέργεια ελαιοκράμβης), καθώς και το εντομοκτόνο cypermethrin. Επιπλέον ως στόχος της παρούσας διατριβής τέθηκε και η ανάπτυξη 345

360 μιας αξιόπιστης και ορθής μεθοδολογίας εκχύλισης και ανάλυσης των παρασιτοκτόνων αυτών από δείγματα εδάφους, απορρέοντος νερού και φυτικών ιστών ηλίανθου και ελαιοκράμβης. Για την επίτευξη των στόχων της μελέτης πραγματοποιήθηκαν δύο καλλιέργειες (ηλίανθου και ελαιοκράμβης), στις οποίες και εφαρμόστηκαν τα αντίστοιχα παρασιτοκτόνα, σε δύο διαφορετικές καλλιεργητικές περιόδους. Οι καλλιέργειες έλαβαν χώρα σε πειραματικό αγρό ειδικά διαμορφωμένο για αυτό το σκοπό. Η επιλεγμένη έκταση χωρίστηκε σε δύο τμήματα, ένα εκ των οποίων καλλιεργούνταν και ένα που παρέμεινε ακαλλιέργητο. Κάθε τμήμα (350 m 2 περίπου) χωρίστηκε σε 6 πειραματικά τεμάχια (πιλοτικά) 40 m 2 (4 x 10 m) το καθένα. Τρία πιλοτικά σε κάθε τμήμα είχαν κλίση εδάφους 5% και τρία 1%. Στη χαμηλότερη πλευρά του κάθε τμήματος διανοίχτηκαν τάφροι για την εγκατάσταση των συλλεκτήρων του απορρέοντος επιφανειακού νερού και ιζήματος. Η καλλιέργεια του ηλίανθου πραγματοποιήθηκε το καλοκαίρι του Ταυτόχρονα με την σπορά έγινε και η εφαρμογή του εντομοκτόνου cypermethrin με τη μορφή μικροκοκκώδους σκευάσματος και ενσωμάτωση στο έδαφος. Τα ζιζανιοκτόνα oxyfluorfen και quizalifop-p-ethyl εφαρμόστηκαν με ψεκασμό δύο και ημέρες 32 ημέρες μετά τη σπορά, ενώ το εντομοκτόνο cypermethrin εφαρμόστηκε επίσης με ψεκασμό 50 ημέρες από τη σπορά. Η καλλιέργεια της ελαιοκράμβης πραγματοποιήθηκε την άνοιξη και το καλοκαίρι του Η εφαρμογή των ζιζανιοκτόνων metazachlor και quinmerac έγινε με ψεκασμό την επομένη της σποράς και της cypermethrin 69 ημέρες από τη σπορά επίσης με ψεκασμό. Η εκχύλιση των υδατικών δειγμάτων πραγματοποιήθηκε με τη μέθοδο της υγρήςστερεής εκχύλισης (SPE), η εκχύλιση των δειγμάτων φυτικών ιστών με τη μέθοδο QuEChERS και η εκχύλιση των δειγμάτων εδάφους και ιζήματος με τροποποιημένη μέθοδο QuEChERS. Η ανάλυση των δειγμάτων (ταυτοποίηση και ποσοτικοποίηση) έλαβε χώρα σε αέριο χρωματογράφο με ανιχνευτή μάζας (GC-MS) και σε συσκευή υγρής χρωματογραφίας συνδεδεμένη με σύστημα διαδοχικής φασματομετρίας μαζών (HPLC-MS/MS). Για την επικύρωση της μεθοδολογίας ανάλυσης των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων σε υποστρώματα νερού απορροής, εδάφους και φυτικών ιστών πραγματοποιήθηκε έλεγχος της γραμμικότητας, των ορίων ανίχνευσης (LODs) και ποσοτικοποίησης (LOQs), της ορθότητας ή συστηματικού σφάλματος μέσω του 346

361 υπολογισμού των ποσοστιαίων ανακτήσεων και της πιστότητας ή αξιοπιστίας της μεθόδου μέσω του υπολογισμού της επαναληψιμότητας (%RSD r ) και της αναπαραγωγιμότητας (RSD R ), ενώ τέλος προσδιορίσθηκε και η επίδραση του υποστρώματος στην απόκριση του χρωματογραφικού συστήματος. Η γραμμικότητα των μεθόδων ανάλυσης σε όλα τα υποστρώματα και για όλα τα παρασιτοκτόνα ήταν ικανοποιητική με το συντελεστή συσχέτισης (R 2 ) μεγαλύτερο από 0,99 και την τυπική απόκλιση των σχετικών υπολειμμάτων μικρότερη του 0,1. Οι δοκιμές ανάκτησης, σε όλες τις περιπτώσεις, έδειξαν ικανοποιητικές ανακτήσεις που κυμάνθηκαν από 65,4% για το quinmerac στο νερό απορροής έως 118,6% για το metazachlor στους φυτικούς ιστούς ελαιοκράμβης, με την επαναληψιμότητα των δοκιμών (RSD r %) να είναι μικρότερη από 13% και την αναπαραγωγιμότητα (RSD R %) μικρότερη του 20%. Τα LODs και LOQs κυμάνθηκαν σε όλες τις περιπτώσεις σε χαμηλά επίπεδα: από 0,10 και 0,35 μg kg 1 αντίστοιχα για το quinmerac σε υπόστρωμα εδάφους έως 2,00 και 6,70 μg kg 1 για την α-cypermethrin σε υπόστρωμα φυτικών ιστών ηλίανθου. Τέλος η επί τοις εκατό επίδραση του υποστρώματος (ΜΕ) στο χρωματογραφικό σήμα των παρασιτοκτόνων κυμάνθηκε από μέση αρνητική ( 44,3%) για το quizalofop-p-ethyl σε υπόστρωμα φυτικών ιστών ηλίανθου έως ισχυρή θετική ενίσχυση (67,7%) για την α-cypermethrin επίσης σε υπόστρωμα φυτικών ιστών ηλίανθου, κάνοντας απαραίτητη τη χρήση προτύπων διαλυμάτων των παρασιτοκτόνων παρασκευασμένων με τα εκχυλίσματα των υποστρωμάτων. Για την περιγραφή της απομείωσης των παρασιτοκτόνων και τον υπολογισμό του χρόνου παραμονής τους στο περιβάλλον δοκιμάστηκαν το κινητικό μοντέλο πρώτης τάξης, το διεκθετικό κινητικό μοντέλο, το μοντέλο Gustafson and Holden, καθώς και το μοντέλο Hockey-stick. Για την περιγραφή της κάθετης μεταφοράς των παρασιτοκτόνων χρησιμοποιήθηκε το μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων (CSTR). Η ανάλυση των δειγμάτων εδάφους, νερού απορροής, ιζήματος και φυτικών ιστών από την καλλιέργεια ηλίανθου έδειξαν ότι υπολείμματα του oxyfluorfen παρέμειναν στο έδαφος της καλλιέργειας καθ όλη τη διάρκεια της περιόδου παρακολούθησης, 191 ημέρες από την εφαρμογή του (ΗΑΕ), με το ρυθμό απομείωσης να περιγράφεται, με μεγαλύτερη ακρίβεια, από κινητική πρώτης τάξης. Το ζιζανιοκτόνο ανιχνεύθηκε και σε βάθη εδάφους μεγαλύτερα των 10 cm σε πολύ μικρές συγκεντρώσεις. Μέσω του νερού απορροής μεταφέρθηκαν πολύ μικρές 347

362 ποσότητες του ζιζανιοκτόνου (0,0014% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας στα πιλοτικά με κλίση 1% και 0,0068% σε αυτά με κλίση 5%), ενώ μεγαλύτερες, αλλά επίσης σε χαμηλά επίπεδα, ήταν οι απώλειες μέσω του ιζήματος (0,064% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας στα πιλοτικά με κλίση 1% έως 0,28% σε αυτά με κλίση 5%). Στα φυτά, υπέργειο τμήμα και ριζικό σύστημα, το oxyfluorfen ανιχνεύονταν σε όλη τη διάρκεια της καλλιέργειας σε μικρές σχετικά συγκεντρώσεις ( 0,0421 μg g 1 στο υπέργειο και 0,0252 μg g 1 στο ριζικό σύστημα). Στις ταξιανθίες και στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του ζιζανιοκτόνου. H υπολειμματικότητα του quizalofop-p-ethyl στο έδαφος είχε μικρή διάρκεια (6 ημέρες). Ο ρυθμός μείωσης των υπολειμμάτων περιγράφεται ικανοποιητικά τόσο από κινητική πρώτης όσο και από το μοντέλο των Gustafson και Holden. Το quizalofop-pethyl ανιχνεύθηκε σε μία μόνο δειγματοληψία νερού απορροής (3 ΗΑΕ) και σε δύο δειγματοληψίες ιζήματος 3 και 25 ΗΑΕ, σε μικρές σχετικά συγκεντρώσεις. Οι συνολικές απώλειες του ζιζανιοκτόνου μέσω του νερού απορροής και του ιζήματος ήταν 0,0025% και 0,0003% αντίστοιχα, της εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας, στα πιλοτικά με κλίση 1% και 0,0212% και 0,0055% στα πιλοτικά με κλίση 5%. Υπολείμματα του quizalofop-p-ethyl παρέμειναν για 18 ΗΑΕ στο υπέργειο τμήμα και για 6 στο ριζικό σύστημα, ενώ δεν ανιχνεύθηκαν στις ταξιανθίες και στους σπόρους. Η cypermethrin εφαρμοζόμενη ως μικροκοκκώδες σκεύασμα, με ενσωμάτωση στο έδαφος, και ως γαλακτοποιήσιμο υγρό με διαφυλλικό ψεκασμό, παρέμεινε στο έδαφος για 193 ημέρες από την πρώτη εφαρμογή. Ο ρυθμός απομείωσής της περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από την κινητική πρώτης τάξης. Σε βάθη μεγαλύτερα των 10 cm η cypermethrin ανιχνεύθηκε σε ελάχιστα, σποραδικά κατανεμημένα δείγματα σε χαμηλές συγκεντρώσεις. Μεταφορά του εντομοκτόνου μέσω του νερού απορροής παρατηρήθηκε σε μία μόνο δειγματοληψία 7 ημέρες από τη διαφυλλική εφαρμογή. Μικρές ποσότητες της cypermethrin μεταφέρθηκαν μέσω του ιζήματος (0,005% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης στα πιλοτικά με κλίση 1% και 0,069% στα πιλοτικά με κλίση 5%). Η παρουσία της cypermethrin στο ριζικό σύστημα των φυτών καταγράφηκε σε όλη τη διάρκεια της καλλιέργειας σε συγκεντρώσεις που δεν ξεπέρασαν τα 0,13 μg g 1. Στο υπέργειο μέρος το εντομοκτόνο ανιχνεύθηκε για πρώτη φορά μετά τον ψεκασμό στο φύλλωμα σε επίπεδα της τάξης του 1 μg g 1 και παρέμεινε μέχρι το τέλος της καλλιέργειας. Στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του εντομοκτόνου. 348

363 Η ανάλυση των δειγμάτων εδάφους, νερού απορροής, ιζήματος και φυτικών ιστών από την καλλιέργεια ελαιοκράμβης έδειξαν ότι υπολείμματα του metazachlor παρέμειναν σε ανιχνεύσιμα επίπεδα στο έδαφος της πειραματικής καλλιέργειας ελαιοκράμβης (0 10 cm) για 170 ημέρες από την εφαρμογή του με το ρυθμό απομείωσής του να περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από την κινητική πρώτης τάξης. Στο εδαφικό στρώμα βάθους cm το metazachlor ήταν ανιχνεύσιμο μεταξύ της 5ης και 48ης ημέρας από την εφαρμογή, με τις μέγιστες συγκεντρώσεις (από 1,366 έως 1,903 μg g 1 ) να παρατηρούνται την 10 ΗΑΕ. Η μεταφορά του ζιζανιοκτόνου στο δεύτερο εδαφικό στρώμα περιγράφεται ικανοποιητικά από το μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων. Μικρές, αλλά σημαντικές, ποσότητες του ζιζανιοκτόνου μεταφέρθηκαν μέσω του νερού απορροής με την κύρια ποσότητα να μεταφέρεται στο πρώτο φαινόμενο απορροής, 12 ΗΑΕ. Στα πιλοτικά με κλίση 5% οι απώλειες έφτασαν στο 0,316% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας, ενώ στα πιλοτικά με κλίση 1% στο 0,133%. Μέσω του ιζήματος μεταφέρθηκαν πολύ μικρές ποσότητες του metazachlor (0,067% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας στα πιλοτικά με κλίση 5% και 0,013% σε αυτά με κλίση 1%). Στα φυτά το metazachlor ανιχνεύτηκε μόνο στην πρώτη δειγματοληψία (22 ΗΑΕ) σε συγκεντρώσεις ελαφρώς μεγαλύτερες από το όριο ποσοτικοποίησης. Το quinmerac ανιχνεύθηκε στο έδαφος της πειραματικής καλλιέργειας ηλίανθου (στρώμα εδάφους 0 10 cm) για 68 ημέρες από την εφαρμογή του. Ο ρυθμός απομείωσής περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από την κινητική πρώτης τάξης. Στο εδαφικό στρώμα βάθους cm το quinmerac ανιχνεύθηκε μεταξύ της 2ης και της 82ης ημέρας από την εφαρμογή, με τις μέγιστες συγκεντρώσεις (από 26,38 έως 31,43 μg g 1 ) να παρατηρούνται την 10η ΗΑΕ. Η μεταφορά του ζιζανιοκτόνου στο δεύτερο εδαφικό στρώμα περιγράφεται ικανοποιητικά από το μοντέλο συστοιχίας αντιδραστήρων πλήρως αναδευόμενων δοχείων. Σημαντικές ποσότητες του quinmerac μεταφέρθηκαν μέσω του νερού απορροής με την κύρια ποσότητα του ζιζανιοκτόνου να μεταφέρεται κατά τη διάρκεια του πρώτου φαινομένου απορροής (12 ΗΑΕ). Στα πιλοτικά με κλίση 5% οι απώλειες έφτασαν στο 4,85% της αρχικά εφαρμοζόμενης δόσης της δραστικής ουσίας, ενώ στα πιλοτικά με κλίση 1% στο 2,23%. Μέσω του ιζήματος μεταφέρθηκαν πολύ μικρές ποσότητες του quinmerac (0,053% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας στα πιλοτικά με κλίση 5% και 0,008% σε αυτά με κλίση 1%). Στα φυτά το quinmerac ανιχνεύθηκε στην πρώτη και 349

364 δεύτερη δειγματοληψία (22 και 33 ΗΑΕ) σε συγκεντρώσεις που δεν ξεπέρασαν τα 0,0016 μg g 1. Η cypermethrin, εφαρμοζόμενη ως γαλακτοματοποιήσιμο σκεύασμα με ψεκασμό παρέμεινε στο επιφανειακό εδαφικό στρώμα για 14 ΗΑΕ. Ο ρυθμός απομείωσής της cypermethrin στο έδαφος κατά το χρονικό αυτό διάστημα περιγράφεται με μεγαλύτερη ακρίβεια από την κινητική πρώτης τάξης. Η cypermethrin δεν ανιχνεύθηκε σε βάθη μεγαλύτερα των 10 cm. Μεταφορά του εντομοκτόνου μέσω του νερού απορροής παρατηρήθηκε στην πρώτη δειγματοληψία σε συγκεντρώσεις κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης, ενώ πολύ μικρές ποσότητες της cypermethrin μεταφέρθηκαν μέσω του ιζήματος (0,039% της αρχικά εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας στα πιλοτικά με κλίση 5% και 0,004% σε αυτά με κλίση 1%). Η παρουσία της cypermethrin στα φυτά καταγράφηκε στα φύλλα και στους βλαστούς των φυτών ελαιοκράμβης από την ημέρα εφαρμογής (σε συγκεντρώσεις που δεν ξεπέρασαν τα 0,85 μg g 1 ), μέχρι και τη συγκομιδή, όπου οι συγκεντρώσεις των υπολειμμάτων έφτασαν σε επίπεδα κάτω του ορίου ποσοτικοποίησης. Στο ριζικό σύστημα η παρουσία του εντομοκτόνου καταγράφηκε επίσης από την ημέρα εφαρμογής, σε πολύ μικρές συγκεντρώσεις (0,01 μg g 1 ) έως και 24 ΗΑΕ. Στους σπόρους δεν ανιχνεύθηκαν υπολείμματα του εντομοκτόνου. Με βάση τα παραπάνω αποτελέσματα εκτιμάται ότι κανένα από τα χρησιμοποιούμενα παρασιτοκτόνα δεν αποτελεί ιδιαίτερο κίνδυνο για τη ρύπανση των καλλιεργούμενων εδαφών. Αντίθετα πιθανό κίνδυνο για ρύπανση παρακείμενων επιφανειακών, αλλά και των υπογείων υδάτων μπορούν να αποτελέσουν το metazachlor και το quinmerac και λιγότερο το quizalofop-p-ethyl (επιφανειακά ύδατα), ιδιαίτερα αν ένα φαινόμενο ισχυρής βροχόπτωσης συμβεί τις αμέσως μετά την εφαρμογή ώρες ή ημέρες. 350

365 SUMMARY During the last decades the growing concern for greenhouse gas emissions, climate change and fuel demands have resulted in an increased interest in biomass and other energy sources that are potentially CO 2 -neutral and therefore less polluting. The European Union aims to increase the contribution of renewable energy in the transport sector up to 10% by 2020, 5% of which is proposed to be covered by food- based biofuels. These are produced from plant derived oils, traditionally cultivated for the production of food products and animal feed (e.g. maize, soybean, sugar beet, sunflower, rapeseed, etc.). Such crops can be particularly demanding in the use of both fertilizers and pesticides something that has raised concerns about possible adverse effects on the environment by virtue of, inter alia, reduction of biodiversity and soil, surface waters and groundwater contamination. The risk of contamination depends on the type of crop, soil characteristics, agricultural practices and climatic conditions. In Greece the plants mainly grown for biofuel production are sunflower and rapeseed. Despite the increase in the cultivation of these plants the environmental impact of pesticide use on these crops has not been adequately studied. The purpose of the present study was to investigate the persistence and mobility of pesticides, which have been registered for sunflower and rapeseed cultivations in Greece, in soil, and the transport by runoff water and sediment, as well as the accumulation of them in sunflower and rapeseed plants. The selected pesticides were oxyfluorfen, quizalofop-p-ethyl (herbicides for sunflower cultivation), metazachlor and quinmerac (herbicides for oilseed rape cultivation) and the cypermethrin insecticide. Moreover, an additional aim of this study was to develop efficient and reliable analytical methods for extraction and analysis of the target pesticides in soil, sediment, runoff water and plant tissues. In order to achieve these objectives two experimental field cultivations were established (sunflower and rapeseed) in two different seasons and the respective pesticides were applied. The experimental field (700 m 2 ) used for the study was divided in two groups of six plots each with a plot dimension of 4 10 m. One group of plots was used for plant cultivation, while in the other pesticide was applied without cultivation (bare soil plots). Two different slopes (1% and 5%), with three 351

366 plots in each slope, were formed in each group. At the lower side of each plot a runoff and sediment collector was established. Sunflower cultivation was conducted in the summer of 2011 when rapeseed cultivation in the spring and summer of For sunflower, cypermethrin was incorporated in soil in a microgranular form the day of sowing, the herbicides oxyfluorfen and quizalifop-p-ethyl were applied by spraying 2 and 32 days after sowing, while the insecticide cypermethrin (water emulsion form) was applied also by spraying 50 days from sowing. For rapeseed cultivation metazachlor and quinmerac herbicides were applied on the day of sowing and cypermethrin (water emulsion form) 69 days after sowing. The extraction of runoff water samples was carried out with the solid-phase extraction method (SPE) using Oasis HLB cartridges, the extraction of plant tissue samples with the QuEChERS method and the extraction of soil and sediment samples with a modified QuEChERS method. The sample analysis (identification and quantification) was determined by gas chromatography mass spectrometry (GC- MS) and liquid chromatography tandem mass spectrometry (HPLC-QqQ-MS/MS). The analytical methods were evaluated on the following performance characteristics: linearity (confirmed by relative residual standard deviation, SΔy/ŷ, and ANOVA), mean recovery (as a measure of trueness), intra-day and inter-day precision (as a measure of repeatability) expressed as RSD r % and RSD R % respectively, and limits of detection (LODs) and quantification (LOQs). Due to the complexity of the sample matrix (substrates), especially for soil and plants tissues, the matrix effect (ME) was also investigated. The calibration curves for all pesticides and all substrates showed good linearity with the correlation coefficient (R 2 ) greater than 0.99 and the relative residual standard deviation less than 0.1. Mean recovery values in all cases were satisfactory, ranging from 65.4% for quinmerac in runoff water to 118.6% for metazachlor in plant tissues and intra- (RSD r %) and inter-day (RSD R %) repeatability was lower than 13% and 20% respectively. The LODs and LOQs were in all cases at low levels ranged from 0.10 and 0.35 mg kg-1, respectively, for quinmerac in soil to 2.00 to 6.70 mg kg- 1 for α-cypermethrin in plant tissues. Finally ME (%) values ranged from medium signal suppression (-44.3%) for quizalofop-p-ethyl, to strong signal enhancement (67.7%) for α-cypermethrin, both in plant tissues, that matrix-matched calibration should be used. 352

367 For a the description of pesticide dissipation in soil four different kinetic models have been tried: first-order kinetic model, bi-exponential kinetic model, Gustafson and Holden model, and Hockey-stick model. To describe the vertical transport of pesticides among the top soil layers, the continuous stirred tank reactors (CSTR) model was used. The analysis of soil, runoff water, sediment and plant tissues samples from the sunflower cultivation showed that oxyfluorfen residues remained in soil throughout the monitoring period, 191 days after application (DAA), while the dissipation rate was described better from first order kinetics. The herbicide was detected at depths below 10 cm in negligible amounts. Minor amounts of oxyfluorfen were transferred by runoff water (0.0014% of initially applied active ingredient (IAAI) from plots with soil slope 1% and % in those with 5% slope) while higher percentages, but also at low levels, were determined in the sediment (0.064% of IAAI from plots with soil slope 1% and 0.28% in those with 5% slope). In plants, for the above-ground part and roots, oxyfluorfen was detected all over the cultivation period in relatively small concentrations ( 0,0421 mg g -1 in stems and leaves and 0,0252 mg g -1 in roots), but no residues were measured in flowers or seeds. The persistence of quizalofop-p-ethyl in soil was of short duration (six days). The rate of residues dissipation was described by first-order kinetics as well as the Gustafson and Holden model. The herbicide was detected in relatively small concentrations in one runoff water sampling (3 DAA) and in two sediment samplings, 3 and 25 DAA. The total losses of herbicide through runoff water and sediment were % and %, respectively of the IAAI, from plots with soil slope 1% and % and % from plots with 5 % slope. Residues of quizalofop-p-ethyl remained for 18 days in stems and leaves and for 6 days in roots, while were not detected in inflorescences and seeds. Cypermethrin, was applied as microgranular form with soil incorporation and as emulsifiable liquid with foliar spray, remained in the soil for 193 days after the first application. The rate of dissipation was described better by first order kinetics. At depths below 10 cm cypermethrin was detected in very few, sporadically distributed samples at low concentrations. Transportation of the insecticide by runoff was observed in a single sampling, 7 days after foliar application. Low amounts of cypermethrin were transferred by the sediment (0.005% of IAAI, from plots with soil slope 1% and 0.069% from plots with 5 % slope). The presence of cypermethrin in 353

368 roots was recorded all over the cultivation period at concentrations that never exceed 0.13 mg g -1. In stems and leaves the insecticide was detected after the foliage spraying at levels of 1 mg g -1 and has remained until the end of the culture. No residues were detected in seeds. The analysis of soil, runoff water, sediment and plant tissues samples from the rapeseed cultivation showed that metazachlor residues in soil (0-10 cm) were detected for 170 days after application and the rate of soil dissipation was better described by first order kinetics. In soil layer 10 to 20 cm, metazachlor was detectable between the 5th and 48th DAA, while peak concentrations (from to mg g - 1 ) were observed 10 DAA. The vertical transportation of the herbicide in the second soil layer was well described by the CSTR model. Low, but relatively significant amounts of the herbicide were transferred by the runoff water with the greater amounts being transferred, in the first runoff event 12 DAA. Metazachlor losses in plots with 5% and 1% inclination reached 0.316% and 0.133%. of IAAI, respectively. In addition, very low amounts of metazachlor were transferred by the sediment (0.067% of IAAI in plots with soil slope 5% and 0.013% in those with slope of 1%). In plants, metazachlor was detected only in the first sampling (22 DAA) at concentrations slightly higher than the limit of quantification. Quinmerac was detectable in soil (soil layer 0-10 cm) for 68 days after the application. The dissipation rate is better described by first order kinetics. In soil layer 10 to 20 cm quinmerac was detected between the 2nd and the 82nd day after application, while peak concentrations (from to mg g -1 ) were observed 10 DAA. The vertical transportation of the herbicide in the second soil layer was well described by CSTR model. Significant quantities of quinmerac were transferred by runoff water, with the major amount of the herbicide being transported during the first runoff event (12 DAA). Losses reached up to 4.85% of IAAI in plots with soil slope 5%, when for the plots with 1% slope the respective value was 2.23%. Very small quantities of quinmerac were transferred by sediment (0.053% of IAAI from plots with 5% inclination and 0.008% in those with 1% inclination). In plants the quinmerac was detected in the first and second samplings (22 and 33 DAA) in concentrations that did not exceed mg g -1. The cypermethrin, applied as emulsifiable formulation, remained in the surface soil layer in concentrations above LOD for 14 DAA. The dissipation rate during this period was better described by first order kinetics. Cypermethrin was never detected 354

369 at depths lower than 10 cm. The insecticide was detected in runoff water only in the first sampling (12 DAA) in concentrations lower than quantification limit. Very small amounts of cypermethrin were transferred by sediment (0.039% of IAAI from plots with 5% soil slope and 0.004% in those with 1 % slope). The presence of cypermethrin in plants was recorded in the leaves and stems of rape plants, starting from the day of application (at concentrations that not exceed 0.85 mg g -1 ), until the harvest, when residues concentrations reached levels below quantification limit. At the root system the presence of the insecticide was also recorded from the day of application up to 24 DAA in very low concentrations (0.01 mg g -1 ). In seeds the insecticide was never detected. Based on the above results, it can be concluded that none of the pesticides used in the present study present a particular risk for soil pollution. In contrary, metazachlor and quinmerac and, to a lesser extent, quizalofop-p-ethyl may be a potential risk for contamination of adjacent surface waters and groundwater especially if a phenomenon of strong rainfall occurs a few days or hours after application. 355

370 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ I 1. Φυσικοχημικές ιδιότητες των επιλεγμένων παρασιτοκτόνων Δραστικότητα και χρήση Οι σημαντικότερες φυσικοχημικές ιδιότητες των πέντε επιλεγμένων παρασιτοκτόνων, καθώς και στοιχεία που αφορούν στην βιολογική δράση, στη συμπεριφορά τους στο περιβάλλον και στη χρήση τους παρουσιάζονται στη συνέχεια: 1.1 Oxyfluorfen Συντακτικός τύπος: Κοινή ονομασία: oxyfluorfen (BSI, E-ISO, ANSI, WSSA) Χημική ομάδα: διφαινυλικός αιθέρας Χημικές ονομασίες: 2-chloro-α,α,α-trifluoro-p-tolyl 3-ethoxy-4-nitrophenyl ether (IUPAC) 2-chloro-1-(3-ethoxy-4-nitrophenoxy)-4-(trifluoromethyl) benzene (CAS) Φυσική μορφή: κρύσταλλοι χρώματος πορτοκαλί με βαθύ κόκκινο-καφέ Μοριακός τύπος: C 15 H 11 ClF 3 NO 4 Μοριακό βάρος: 361,7 Σημείο τήξης: C Σημείο ζέσης: Διασπάται πριν το σημείο ζέσης Σημείο αποδόμησης: 331 C Ειδικό βάρος: 1,49 g ml 1 Τάση ατμών: 0,026 mp (25 C) Log Kow: 4,86 (ph 7, 20 C) LogKoc: 3,46 4,13 356

371 Σταθερότητα: παραμένει σταθερό μέχρι τους 50 C. Σταθερό στην υδρόλυση (20 C και ph 5 9). Διασπάται γρήγορα από την υπεριώδη ακτινοβολία (DT 50 : 3 ημέρες σε θερμοκρασία δωματίου) Διαλυτότητα: πολύ μικρή διαλυτότητα στο νερό (0,116 mg L 1, 20 C). Διαλύεται εύκολα στους περισσότερους οργανικούς διαλύτες (π.χ. οκτανόλη 10,1 g L 1, ακετόνη 134 g L 1, μεθανόλη 30 g L 1, οξικός αιθυλεστέρας 132 g L 1, ξυλένιο 244 g L 1, διχλωρομεθάνιο 323 g L 1 ). Τρόπος δράσης: εκλεκτικό ζιζανιοκτόνο επαφής. Απορροφάται κυρίως από το φύλλωμα και τους βλαστούς και λιγότερο από τις ρίζες. Μειώνει την πρωτοπορφυρινική οξειδάση (ένζυμο της βιοσύνθεσης της χλωροφύλλης), οδηγώντας στη συσσώρευση προδρόμων χλωροφύλλης, που παρουσία φωτός, παράγουν ενεργές ρίζες οξυγόνου οι οποίες καταστρέφουν τις κυτταρικές μεμβράνες (USEPA, 2002). Εμπορικά σκευάσματα: Goal 24 EC, Goal 48 SC, Galican 24 EC, Emir 24 EC, Fenfen 24 EC, Tigron 24 EC, Keyfen 48 SC, Carta 24 EC, Ornate 48 SC, Magma 24 EC (ΥΠΑΑΤ, 2013). Διάσπαση και μεταβολισμός: Στο εργαστήριο: στο έδαφος, σε αερόβιες συνθήκες και απουσία φωτός, το oxyfluorfen είναι σταθερό. Η ανοργανοποίησή του σε CO 2 κυμαίνεται μεταξύ 0,8 και 15% της εφαρμοζόμενης δραστικής ουσίας, 90 ημέρες μετά την εφαρμογή (ΗΜΕ). Η φωτόλυση, η οποία δρα μέσω της διάσπασης του αιθερικού δεσμού, είναι η κυριότερη αιτία αποδόμησης στο έδαφος. Στα υδατικά διαλύματα το oxyfluorfen είναι σταθερό στην υδρόλυση σε ph μεταξύ 4 και 9, ενώ αποδομείται γρήγορα από το ηλιακό φως. Οι κύριοι μεταβολίτες που παρατηρούνται είναι οι: 4-[2-chloro-4- (trifluoromethyl) phenoxy]-2-ethoxyphenol, 4-[2-chloro-4-(trifluoromethyl) phenoxy]-2-ethoxyaniline και 5-[2-chloro-4-(trifluoromethyl) phenoxy]-2- [(methoxymethyl) amino] phenol. Σε συστήματα νερού-ιζήματος σε αερόβιες συνθήκες και απουσία φωτός το oxyfluorfen απομακρύνεται γρήγορα από την υδατική φάση μέσω διάσπασης και προσρόφησης από το ίζημα, ενώ δε σχηματίζει κύριους μεταβολίτες (EFSA, 2010a). Στο περιβάλλον: όπως καταδεικνύεται από τις παραπάνω φυσικοχημικές ιδιότητες το oxyfluorfen προσροφάται στο έδαφος και η δέσμευση είναι ισχυρότερη σε εδάφη με υψηλό ποσοστό οργανικής ουσίας και αργίλου (USEPA, 2002). Ο κύριος μηχανισμός διάσπασής του στο έδαφος είναι η φωτοδιάσπαση, ενώ σε υγρά εδάφη 357

372 μπορεί να παρατηρηθεί και το φαινόμενο της εξάτμισης (Sondhia, 2009). Ο χρόνος ημίσειας ζωής του στο έδαφος κυμαίνεται από 37 έως 172 ημέρες (EFSA, 2010a). Ο ρυθμός διάσπασης εξαρτάται από το είδος, τη θερμοκρασία και την υγρασία του εδάφους (Yen et al., 2003), καθώς και από τη μικροβιακή δραστηριότητα (Mohamed, et al., 2011). Λόγω της μικρής του κινητικότητας στο έδαφος δεν εκπλύεται προς τα βαθύτερα εδαφικά στρώματα και τα υπόγεια νερά (Alister et al., 2009). Αν παρόλα αυτά φτάσει στον υπόγειο υδροφόρο ορίζοντα, μπορεί να παραμείνει για μεγάλο χρονικό διάστημα αφού δεν υδρολύεται (EFSA, 2010a). Τα επιφανειακά νερά μπορεί να μολυνθούν κατά τη διάρκεια του ψεκασμού, και μέσω της επιφανειακής απορροής, διασπάται όμως γρήγορα από το ηλιακό φως. Λόγω της μικρής του διαλυτότητας στο νερό έχει την τάση να προσροφάται στα αιωρούμενα σωματίδια του ιζήματος (USEPA, 2002). Μεταβολισμός στα φυτά και στα ζώα: το oxyfluorfen είναι δύσκολα διακινήσιμο εντός των φυτών και μεταβολίζεται πολύ αργά, αλλά επειδή δύσκολα απορροφάται και από τις ρίζες, η υπολειμματικότητά του στα φυτά είναι γενικά χαμηλή. Ο κύριος μεταβολίτης που παρατηρήθηκε είναι το τριφθοροοξικό οξύ. Στα ζώα, λόγω της μικρής του διαλυτότητας στο νερό, θεωρείται πολύ πιθανό να συσσωρεύεται στους λιπώδεις ιστούς (EFSA, 2010a, EXTOXNET, 1996a). Τοξικότητα: θεωρείται χαμηλής τοξικότητας για τα θηλαστικά και τα πτηνά. Με τη δια στόματος εισαγωγή σε αρουραίους και σκυλιά παρατηρήθηκε LD 50 > 5000 mg Kg 1, ενώ σε ορτύκια μεγαλύτερο από 2150 mg Kg 1. Σε κουνέλια με διαδερμική εισαγωγή το LD 50 είναι μεγαλύτερο από mg Kg 1, ενώ χαρακτηρίζεται ήπια έως μέτρια ερεθιστικό για τα μάτια και μέτρια ερεθιστικό για το δέρμα. Αντίθετα το oxyfluorfen θεωρείται ιδιαίτερα τοξικό για τους υδρόβιους οργανισμούς (LC 50 (96 h): 0,2 mg L 1 στις πέρκες και 1,5 mg L 1 (48 h) σε πλαγκτονικούς οργανισμούς του γένους Daphnia). Είναι μη τοξικό για τις μέλισσες στα 0,025 mg ανά μέλισσα (EXTOXNET, 1996a). Χρήσεις: εφαρμόζεται προ και μετά-φυτρωτικά για τον έλεγχο ετήσιων πλατύφυλλων και αγρωστωδών ζιζανίων (Πίνακας 1) σε ποικιλία καλλιεργειών: δενδρώδεις καλλιέργειες, αμπέλια, σιτηρά, καλαμπόκι, σόγια, ρύζι, βαμβάκι, λαχανικά, καλλωπιστικά δένδρα και θάμνους και φυτώρια κωνοφόρων. Στην Ελλάδα έχει αδειοδοτηθεί για τα πυρηνόκαρπα, τα εσπεριδοειδή, τα μηλοειδή, την ελιά, το αμπέλι, τον ηλίανθο, τις αγκινάρες, το κουνουπίδι, το λάχανο, τις μελιτζάνες και τα κρεμμύδια (ΥΠΑΑΤ, 2013). 358

373 Πίνακας 1 Φυτά της αυτοφυούς χλωρίδας που ελέγχει το oxyfluorfen (ΥΠΑΑΤ, 2013). Κοινή ονομασία Αγρωστώδη Αλεπονουρά Αιματόχορτο Ελευσίνη Ήρες Μουχρίτσα Σετάριες Πλατύφυλλα Αγριομπαμπακιά Αντράκλα Βερόνικα Δωδεκάνθι Ζωχοί Λουβουδιά Μαρτιάκος Μεγάλο βλήτο Μικρή τσουκνίδα Οξαλίδα Περιπλοκάδα Ραπανίδα Στελλάρια Στύφνος Τάτουλας Φυσαλίδα Ανθεκτικά Καλεντούλα Λάπαθα Λατινική ονομασία Alopecurus myosuroides Digitaria sanguinali Eleusine indica Lolium spp Echinochloa crus-galli Setaria spp Abutilon theothrasti Portulaca oleracea Veronica spp. Lamium amplexicaule Sonchus spp Chenopodium album Senecio vulgaris Amaranthus retroflexus Urtica urens Oxalis pes-caprae Convolvulus arvensis Raphanus raphanistrum Stellaria spp Solanum nigrum Datura stramonium Physalis spp Calendula arvensis Rumex spp 359

374 1.2 Quizalofop-P-ethyl Συντακτικός τύπος: Κοινή ονομασία: quizalofop-p-ethyl (BSI, E-ISO) Χημική ομάδα: αρυλοξυφαινοξυαλκανοϊκό οξύ Χημικές ονομασίες: ethyl (R)-2-[4-(6-chloroquinoxalin-2-yloxy) phenoxy] propionate (IUPAC) ethyl (2R)-2-[4-[(6-chloro-2-quinoxalinyl) oxy] phenoxy] propanoate (CAS) Φυσική μορφή: στερεοί κρύσταλλοι λευκού χρώματος Μοριακός τύπος: C 19 H 17 ClN 2 O 4 Μοριακό βάρος: 372,81 Σημείο τήξης: 75 C Σημείο ζέσης: Διασπάται πριν το σημείο ζέσης Σημείο αποδόμησης: 320 C Ειδικό βάρος: 1,36 g ml 1 Τάση ατμών: 1,1x10 4 mp (25 C) Log Κow: 4,61 (ph 7, 20 C) Log Koc: 3,01 3,78 Σταθερότητα: σταθερό σε ουδέτερο και όξινο περιβάλλον, ασταθές σε αλκαλικό περιβάλλον (DT 50 < 1 ημέρα σε ph 9). Σταθερό σε υψηλές θερμοκρασίες και οργανικούς διαλύτες Διαλυτότητα: πολύ μικρή διαλυτότητα στο νερό (0,61 mg L 1, 20 C). Διαλύεται εύκολα στους περισσότερους οργανικούς διαλύτες (π.χ. ακετόνη 250 g L 1, μεθανόλη 34,87 g L 1, οξικός αιθυλεστέρας 250 g L 1, ξυλένιο 250 g L 1, διχλωρομεθάνιο 1000 g L 1 ). Τρόπος δράσης: διασυστηματικό εκλεκτικό ζιζανιοκτόνο. Απορροφάται από τη φυλλική επιφάνεια και διακινείται εύκολα εντός των φυτών. Συσσωρεύτεται στα ακραία μεριστώματα των βλαστών και των ριζών. Περιορίζει τη δράση της ακετυλό CoA καρβοξυλάσης και τη βιοσύνθεση των λιπαρών οξέων (Roberts, 1998). 360

375 Εμπορικά σκευάσματα: Targa 5 EC, Arrest 5 EC, Jaguar 5 EC, Quizalon 5 EC, Elegant 5 EC (ΥΠΑΑΤ, 2013). Διάσπαση και μεταβολισμός: Στο εργαστήριο: στο έδαφος κάτω από αερόβιες συνθήκες και σκοτάδι το quizalofopp-ethyl, με υδρόλυση του εστερικού δεσμού, μετατρέπεται σε quizalofop (οξύ), το οποίο με υδρόλυση μετατρέπεται σε quizalofop-phenol. Στη συνέχεια υδροξυολιώνεται ο δακτύλιος της κοινοξαλίνης (quinoxaline ring) δίνοντας τελικά hydroxy-quizalofop, hydroxy-quizalofop-phenol και dihydroxy-quizalofop-phenol. Φωτολύεται με αργό, σχετικά, ρυθμό (DT 50 ~ 40 ημέρες). Σε υδατικά διαλύματα υδρολύεται με ρυθμό που εξαρτάται από το ph και τη θερμοκρασία. Σε όξινο περιβάλλον είναι σταθερό (DT 50 > 1 χρόνο, ph 4), ενώ σε αλκαλικό ασταθές (DT 50 < 2,5 h, ph 9). Σε ουδέτερο ph το DT 50 είναι 3,7 ημέρες στους 50 C και 10,7 ημέρες στους 40 C. Σε συστήματα νερού-ιζήματος διασπάται γρήγορα τόσο στην υδατική όσο και στη στερεή φάση (DT 50 από 1,2 έως 1,9 ημέρες) (EFSA, 2008a). Στο περιβάλλον: το quizalofop-p-ethyl προσροφάται στα σωματίδια του εδάφους και συνεπώς έχει μικρή κινητικότητα στο έδαφος. Σύμφωνα με τη European Food Safety Authority (2008) o χρόνος ημίσειας ζωής του κυμαίνεται από 0,3 έως 1,10 ημέρες (DT 90 από 1,1 έως 3,5 ημέρες), ενώ οι Guan and Zhang (2013) δίνουν DT 50 από 0,3 έως 9,7 ημέρες και οι Hu et al. (2010) 2,06 ημέρες. Γενικά, σύμφωνα με τους παραπάνω συγγραφείς ο χρόνος ημίσειας ζωής εξαρτάται κυρίως από τον τύπο του εδάφους και την περιεχόμενη οργανική ουσία. Υψηλότερη περιεκτικότητα οργανικής ουσίας έχει σαν αποτέλεσμα ταχύτερη αποδόμηση του quizalofop-p-ethyl (Guan and Zhang, 2013) Λόγω της μικρής του κινητικότητας και του μικρού χρόνου ημίσειας ζωής στο έδαφος δεν εκπλύεται προς τα βαθύτερα εδαφικά στρώματα και τα υπόγεια νερά (EXTOXNET, 1996b). Μεταβολισμός στα φυτά και στα ζώα: τόσο στα φυτά όσο και στα ζώα διασπάται γρήγορα με τον τρόπο που περιγράφηκε παραπάνω. Δεν παρατηρείται συσσώρευση στους ζωικούς ιστούς. Περισσότερο από 90% μιας δια στόματος δόσης αποβάλλεται με τα ούρα μέσα σε τρεις ημέρες (EFSA, 2008a). Τοξικότητα: για τα θηλαστικά θεωρείται μέσης τοξικότητας. Με τη δια στόματος εισαγωγή σε αρουραίους παρατηρήθηκε LD με 1670 mg Kg 1. Με διαδερμική εισαγωγή σε ποντίκια, αρουραίους και κουνέλια το LD 50 είναι μεγαλύτερο από 2000 mg Kg 1. Για τα πτηνά θεωρείται μέσης τοξικότητας(ld 50 > 2000 mg Kg 1 σε 361

376 ορτύκια και πάπιες). Αντίθετα το quizalofop-p-ethyl θεωρείται τοξικό έως πολύ τοξικό για τους υδρόβιους οργανισμούς. Στα ψάρια το LC 50 (96 h) είναι 0,46 έως 2,8 mg L 1 στις πέρκες και 10,7 mg L 1 στις πέστροφες. Είναι μη τοξικό για τις μέλισσες (EXTOXNET, 1996b). Χρήσεις: εφαρμόζεται μεταφυτρωτικά, για τον έλεγχο ετήσιων και πολυετών αγροστωδών ζιζανίων (Πίνακας 2), από το στάδιο των 2 3 φύλλων και μέχρι το αδέλφωμα των ζιζανίων και πριν αυτά καλυφθούν από την καλλιέργεια. Χρησιμοποιείται σε διάφορες καλλιέργειες. Στην Ελλάδα έχει αδειοδοτηθεί για βαμβάκι, ζαχαρότευτλα, σόγια, ηλίανθο, καπνό, πατάτες, καλλωπιστικά, λαχανικά (αρακάς, καρότα, κολοκύθι, κ.α.), ψυχανθή (κουκιά, φασόλια, κ.α.), φράουλα, μηλιά και ροδακινιά (ΥΠΑΑΤ, 2013). 362

377 Πίνακας 2 Ετήσια και πολυετή αγρωστώδη της αυτοφυούς χλωρίδας που ελέγχει το quizalofopo-p-ethyl (ΥΠΑΑΤ). Κοινή ονομασία Αιματόχορτο Αλεπονουρές Ανεμόχορτο Βέλιουρας από σπόρο Βρώμη Δακτυλίδες Ελευσίνη Ήρες Κριθάρια Μουχρίτσα Πάνικο Σετάριες Σιτάρια Φαλαρίδες Αγριάδα Αγρόπυρο Αγρώστις Βέλιουρας από ριζώματα Πάσπαλο Ετήσια Πολυετή Λατινική ονομασία Digitaria sanguinali Alopecurus spp. Apera spicaventi Sorghum halepense Bromus spp. Dactylis spp. Eleusine indica Lolium spp Hordeum spp. Echinochloa crus-galli Panicum spp Setaria spp Triticum spp. Phalaris spp. Cynodon dactylon Agropyron repens Agrostis stolonifera Sorghum halepense Paspalum spp. 363

378 1.3 Metazachlor Συντακτικός τύπος: Κοινή ονομασία: metazachlor (BSI, E-ISO) Χημική ομάδα: χλωροακεταμίδιο Χημικές ονομασίες: 2-chloro-N-(pyrazol-1-ylmethyl) acet-2',6'-xylidide (IUPAC) 2-chloro-N-(2,6-dimethylphenyl)-N-(1 H-pyrazol-1-ylmethyl) acetamide (CAS) Φυσική μορφή: Άχρωμοι κρύσταλλοι Μοριακός τύπος: C 14 H 16 ClΝ 3 O Μοριακό βάρος: 277,75 Σημείο τήξης: 80 C Σημείο ζέσης: Διασπάται πριν το σημείο ζέσης Σημείο αποδόμησης: 205 C Ειδικό βάρος: 1,31 g ml 1 Τάση ατμών: 0,093 mp (25 C) Log Κow: 2,49 (ph 7, 20 C) Koc: ml g 1 Σταθερότητα: σταθερό για τουλάχιστον δύο χρόνια μέχρι τους 40 C. Διαλυτότητα: μικρή διαλυτότητα στο νερό (450 mg L 1, 20 C). Διαλύεται εύκολα στους περισσότερους οργανικούς διαλύτες (π.χ. ακετόνη 250 g L 1, αιθανόλη 200 g L 1, οξικός αιθυλεστέρας 590 g L 1, τολουόλιο 265 g L 1, διχλωρομεθάνιο 250 g L 1 ). Τρόπος δράσης: Εκλεκτικό ζιζανιοκτόνο, που απορροφάται από τους κοτυληδόνες και τις ρίζες. Μειώνει τη βλαστικότητα. Εμποδίζει την κυτταρική διαίρεση σταματώντας την πρωτεϊνοσύνθεση (παρεμποδιστής της εργοστερόλης). Εμπορικά σκευάσματα: Butisan 40/10 SC (σε μικτή συσκευασία: 40% metazachlor + 10% quinmerac) (ΥΠΑΑΤ, 2013). 364

379 Διάσπαση και μεταβολισμός: Στο εργαστήριο: στο έδαφος, σε αερόβιες συνθήκες, στους 20 C και απουσία φωτός το metazachlor μεταβολίζεται σε metazachlor COOH και metazachlor SO 3 H. Ουσιαστικά δεν φωτοδιασπάται, θεωρείται σταθερό στην υδρόλυση σε ph από 4 έως 9 και δύσκολα βιοαποδομήσιμο (EFSA, 2008b). Στο περιβάλλον: ο χρόνος ημίσειας ζωής μπορεί να κυμαίνεται από 2,8 έως 77 ημέρες, εξαρτώμενος από τον τύπο (Allen and Walker, 1987), την οργανική ουσία (Allen and Walker, 1988, Mamy et al., 2005) και τη θερμοκρασία του εδάφους (Beulke and Malkomes, 2001). Θεωρείται ότι είναι μέσης έως μεγάλης κινητικότητας στο έδαφος και μπορεί να εκπλύεται προς βαθύτερα εδαφικά στρώματα. Από την άλλη πλευρά ο σχετικά γρήγορος ρυθμός διάσπασής του δεν επιτρέπει τη συσσώρευσή του. Στο νερό μπορεί να παραμείνει για μεγάλα χρονικά διαστήματα αφού δεν υδρολύεται και δεν φωτοδιασπάται (EFSA, 2008b). Μεταβολισμός στα φυτά και στα ζώα: τόσο στα φυτά όσο και στα ζώα διασπάται σχηματίζοντας κατ αρχήν μεταβολίτη σύζευξης γλουταθειόνης, ο οποίος διασπάται εκ νέου μέσω οξείδωσης σε ένα ευρύ φάσμα μεταβολιτών και στα γλυκοσιδικά παράγωγα σύζευξης. Μεταβολίζεται γρήγορα εντός των φυτών. Στα ζώα το metazachlor απορροφάται γρήγορα και εκτεταμένα από τα κύτταρα του αίματος. Μεταβολίζεται με γρήγορο ρυθμό και εντός 24 ωρών από την εισαγωγή περίπου το 80% της δραστικής ουσίας εκρίνεται μέσω των ούρων και των κοπράνων. Τοξικότητα: για τα θηλαστικά θεωρείται ελαφρά τοξικό. Με τη δια στόματος εισαγωγή σε αρουραίους παρατηρήθηκε LD mg Kg 1, ενώ με διαδερμική εισαγωγή το LD 50 είναι μεγαλύτερο από 6800 mg Kg 1. Για τα πτηνά θεωρείται μέσης τοξικότητας. Με τη δια στόματος εισαγωγή σε ορτύκια και πάπιες παρατηρήθηκε LD 50 > 2000 mg Kg 1. Πρακτικά μη τοξικό θεωρείται για τους υδρόβιους οργανισμούς. Στις πέστροφες το LC 50 (96 h) είναι 4 mg L 1 και σε πλαγκτονικούς οργανισμούς του γένους Daphnia (48 h) 22 mg L 1. Είναι μη τοξικό για τις μέλισσες (EFSA, 2008b). Χρήσεις: εφαρμόζεται προ ή μετά-φυτρωτικά για τον έλεγχο ετήσιων πλατύφυλλων και αγροστωδών ζιζανίων (Πίνακας 3) σε δενδρώδεις καλλιέργειες (μηλοειδή, πυρηνόκαρπα), σε καλλιέργειες λαχανικών (λάχανο, κουνουπίδι, σκόρδο, κρεμμύδι κ.α.), καθώς και σε πατάτες, σόγια, ελαιοκράμβη, ηλίανθο, φράουλες, ζαχαροκάλαμο, καπνό. Στην Ελλάδα έχει αδειοδοτηθεί μόνο για την καλλιέργεια ελαιοκράμβης (ΥΠΑΑΤ, 2013). 365

380 1.4 Quinmerac Συντακτικός τύπος: Κοινή ονομασία: quinmerac (ISO) Χημική ομάδα: κινολινοκαρβοξυλικό οξύ Χημικές ονομασίες: 7-chloro-3-methylquinoline-8-carboxylic acid (IUPAC) 7-chloro-3-methyl-8-quinolinecarboxylic acid (CAS) Φυσική μορφή: στερεοί άχρωμοι κρύσταλλοι Μοριακός τύπος: C 11 H 8 ClNO 2 Μοριακό βάρος: 221,6 Σημείο τήξης: 253 C Σημείο ζέσης: Διασπάται πριν το σημείο ζέσης Σημείο αποδόμησης: 260 C Ειδικό βάρος: 1,49 g ml 1 Τάση ατμών: 1x10 7 mp (25 C) Log Κow: 0,41 (ph 7, 20 C) Koc: 6,2 126 ml g 1 Σταθερότητα: σταθερό μέχρι και για δύο χρόνια. Διαλυτότητα: μεγάλη διαλυτότητα στο νερό (107 g L 1, 20 C). Μικρή, σχετικά, διαλυτότητα στους περισσότερους οργανικούς διαλύτες (π.χ. ακετόνη 1,5 g L -1, μεθανόλη 1,9 g L -1, τολουόλη 0,1 g L -1, διχλωρομεθάνιο 2,2 g L -1 ) Τρόπος δράσης: διασυστηματικό ζιζανιοκτόνο που προσλαμβάνεται από τα φυτά κυρίως μέσω των ριζών και λιγότερο μέσω του φυλλώματος. Δρα ως παρεμποδιστής της βιοσύνθεσης των κυτταρικών τοιχωμάτων. Εμπορικά σκευάσματα: Butisan 40/10 SC (σε μικτή συσκευασία: 40% metazachlor + 10% quinmerac) (ΥΠΑΑΤ, 2013). Διάσπαση και μεταβολισμός: 366