Fitorremediaç˜ao de solos contaminados por Crômio, Chumbo e

Propaganda

UNIVERSIDADE FEDERAL DO AMAZONAS
PROGRAMA MULTI-INSTITUCIONAL DE PÓS-GRADUAÇÃO EM
BIOTECNOLOGIA
Fitorremediação de solos contaminados por Crômio,
Chumbo e Zinco utilizando as espécies amazônicas
Commelina erecta, Montagma laxum, Borria
capitata, Panicum maximum, Cyperus
surinamensis e Nephrolepis biserrata
Rebecca Freire de Castro
Manaus
2007
UNIVERSIDADE FEDERAL DO AMAZONAS
PROGRAMA MULTI-INSTITUCIONAL DE PÓS-GRADUAÇÃO EM
BIOTECNOLOGIA
Fitorremediação de Solos Contaminados por Crômio,
Chumbo e Zinco utilizando as espécies amazônicas
commelina erecta, Montagma laxum, Borria
capitata, Panicum maximum, Cyperus
surinamensis e Nephrolepis biserrata
Tese de Doutorado apresentada ao
Programa Multi-Institucional de PósGraduação em Biotecnologia como parte
dos requisitos para obtenção do tı́tulo
de Doutor em Biotecnologia.
Área de
concentração: Biotecnologias para a Área
Agroflorestal.
Rebecca Freire de Castro
Orientador: Genilson Pereira Santana
Manaus
2007
Dedicatória
Dedico esta Tese aos meus queridos pais
Liduina e Carlos e a meu irmão Daniel
pelo apoio e incentivo.
Ambiente,
Meio em que vivemos,
Ainda que metade,
Nossa biodiversidade.
Alma amazônica,
De coração Manauara,
Declara,
Revolução Sustentável,
Distrito Industrial,
Impacto ambiental,
Degradação,
Poluição,
Heavy Metal.
Seria só um poema,
Se não fosse agressão ao meio,
Metade de um todo,
Futuro ecológico,
Correto concreto,
Lógico,
Conscientização ambiental,
Afinal,
Fazemos parte deste meio,
Que representa um inteiro,
Consciente,
O meio ambiente.
(RFC)
Agradecimentos
À Deus, pela minha existência e por me oferecer a oportunidade de obter novos
conhecimentos;
À minha famı́lia pelo apoio e incentivo;
Ao Professor Dr. Genilson Pereira Santan, pela orientação, paciência, cafezinhos,
conversas e amizade;
À Universidade Federal do Amazonas - UFAM pela infra-estrutura e aos alunos e
estagiários Luciana, Cris, Manuel e Geverson, pela ajuda durante o desenvolvimento do
trabalho e análises laboratotiais;
Aos amigos e colegas de laboratório Alex, Karol, Marcondes, Josias, Pio, Edson,
Habdel pelo apoio e amizade;
À Faculdade de Ciências Agrárias da UFAM pela disponibilização da casa de vegetação;
Ao Departamento de Botânica do Instituto Nacional de Pesquisas da Amazônia INPA pela identificação botânica;
À Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária -EMBRAPA, pelas análise laboratoriais;
À Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado do Amazonas - FAPEAM, pela concessão do auxı́lio financeiro;
E a todos que direta ou indiretamente contribuı́ram para a realização deste trabalho.
Resumo
A fitorremediação é uma técnica que utiliza plantas com o objetivo de remover,
transferir, estabilizar ou destruir elementos nocivos, sendo testada com sucesso na descontaminação de solos e água contendo metais pesados. Este trabalho avaliou pela primira
vez as espécies Commelina erecta (Commelinaneae); Monotagma laxum (Marantaceae),
Borreia capitata (Rubiaceae), Panicum maximum (Poaceae), Cyperus surinamensis (Cyperaceae) e Nephrolepis biserrata (Pytheridofitae) como possı́veis agentes fitorremediadores. Mudas das seis plantas forma cultivadas em casa de vegetação por três meses em
Latossolo e Podzólico. Esses solos foram contaminados com Zn, Cr e Pb nas concentrações: i) 1000; ii) 50,0 e iii) 50,0 mg kg−1 , respectivamente. Após o cultivo, as plantas
foram divididas em raiz, caules e folhas e os solos secos e peneirados em malha de 2 mm.
As partes das plantas foram digeridas em mistura de ácido nı́trico/perclórico, sendos as
concentrações de Zn, Cr e Pb determinadas por espectrometria de absorção atômica de
chama. Os resultados obtidos foram submetidos ao teste de Tukey nos nı́veis de significância de 5 e 1%. Os resultados da análise ANOVA (P < 0,05 e P< 0,01) mostraram que
as seis espécies absorvem o Cr e o Pb independentemente do tipo de solo. Aparentemente,
o processo de absorção do Pb não é influenciado pela presença de Cr no solo e vice-versa,
já o Zn estaria favorecendo a aborção de Cr e Pb. De uma forma geral, os melhores
resultados fitorremediadores foram obtidos nas mudas cultivadas no Podzólico, sugerindo
que a mobilidade dos metais analisados deste solo é maior, exceto para a espécie Borreia
capitata que apresentou os maiores teores de Pb nas mudas cultivadas no Latossolo.
Palavras Chave: Metais pesados, FAAS, remediação, Latossolo, Podzólico, Fitoextração.
Abstract
Phytorremediation is a technique that use plants with remove, transfer, stabilize
or harmful elements destruction objectives, being tested with success on the soils and
aquatics systems containing heavy metals decontamination. These metals often accumulate in the soil upper layer, being within range of the plants roots. The appropriated
remediation method choice depends of place characteristics, noxious waste concentration, pollutants types to be removed and the final use of the contaminated environment,
allowing the phytotransformation, phytostimulation, rizofiltration and phytoextraction
strategies development. This study evaluated, by the first time, the Commelina erecta
(Commelinaneae); Monotagma laxum (Marantaceae), Borreia capitata (Rubiaceae), Panicum maximum (Poaceae), Cyperus surinamensis (Cyperaceae) and Nephrolepis biserrata
(Pytheridofitae) species as possible phytorremediators agents, at phytoextraction level.
Sprouts were developed in Oxisoil and Ultisoil, which were contaminated with Zn, Cr,
and Pb in toxic levels for the environment. Afterward, the soils and plants were analyzed. As results, all the species showed hiperacumulator and phytorremediator potential
at phytoextraction level for Zn, Cr and Pb.
Key-words: Heavy metal, FAAS, Remediation, Oxisols, Spodosols, Phytoextraction.
Sumário
1 INTRODUÇÃO
23
2 OBJETIVOS
27
2.1 Geral . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27
2.2 Especı́ficos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
29
3.1 Metais pesados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
3.1.1
Efeitos tóxicos dos metais pesados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31
3.2 Contaminação do solo por metais pesados . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36
3.3 Técnicas de remediação do solo contaminado por metais pesados . . . . . . 41
8
3.4 Fitorremediação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44
3.4.1
Estratégias de Fitorremediação de metais pesados . . . . . . . . . . 45
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados . . . . . . . . . 50
3.5.1
Fitoextração utilizando hiperacumuladoras . . . . . . . . . . . . . . 61
3.5.2
Aplicabilidade da técnica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 65
3.5.3
Vantagens e desvantagens . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68
4 MATERIAL E MÉTODOS
76
4.1 Escolha das plantas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 76
4.2 Identificação botânica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 79
4.3 Escolha do solo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 83
4.4 Coleta e preparação das mudas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 83
4.5 Preparação dos contaminantes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 85
4.6 Análise do Solo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87
4.6.1
Preparação da amostra de solo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87
4.6.2
pH em Água . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87
4.6.3
pH em CaCl2 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87
4.6.4
Determinação de Ca, Mg e Al . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 88
4.6.5
Al Trocável . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89
4.6.6
Determinação de P, K, Na e Micronutrientes . . . . . . . . . . . . . 89
4.6.7
K trocável . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 90
4.6.8
Na trocável . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 90
4.6.9
Micronutrientes (Zn, Cu, Fe e Mn) . . . . . . . . . . . . . . . . . . 90
4.6.10 Acidez Potencial (H + + Al3+ ) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91
4.6.11 Matéria Orgânica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91
4.6.12 Nitrato e Amônia (NO3− e NH4+ ) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92
4.6.13 Análise de metais pesados Zn, Cr e Pb . . . . . . . . . . . . . . . . 93
4.7 Análise do tecido vegetal . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93
4.7.1
Análise de Nitrogênio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93
4.8 Análise de metais pesados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 94
4.9 Teste de Tukey . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 94
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
95
5.1 Propriedades Fı́sicas e Quı́micas dos solos . . . . . . . . . . . . . . . . . . 95
5.2 Concentração de Cr, Pb e Zn nos solos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99
5.3 Concentração de Cr, Pb e Zn nas plantas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 100
5.4 Panicum maximum . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 100
5.5 Nephrolepis biserrata . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107
5.6 Commelineae erecta . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 113
5.7 Monotagma laxum . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 119
5.8 Borreia capitata . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 125
5.9 Cyperus surinamensis
. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 130
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas espécies136
6 CONCLUSÃO
142
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
146
8 GLOSSÁRIO
159
A
165
Lista de Figuras
3.1 Representação esquemática dos problemas ambientais causados pelo Cr.
FONTE: SHANKER et al. (2005) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 35
3.2 Exemplos de complexos orgânometálicos (FONTE: MARTIN-NETO et al.,
1991) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
3.3 Mecanismo segundo estratégias de fitorremediação de solos contaminados
com metais pesados (KUMAR et al., 1995; POLLARD et al., 2000) . . . . 46
3.4 Processos envolvidos na fitoextração (SALT et al., 1995; SCHNOOR et al.,
1995) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48
3.5 Os elementos entram em contato com a raiz por interceptação radicular
(1), fluxo de massa (2) e difusão (3)(CHRISPEELS et al. 1999) . . . . . . 51
3.6 Corte longitudinal da raiz (MALAVOLTA et al., 1997) . . . . . . . . . . . 53
13
3.7 A contaminação e alteração do ciclo de vida das plantas por metais pesados
e por ausência de elementos essenciais. FONTE: BARCELÓ e POSCHENRIEDER, 1992. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 57
4.1 Margens de Igarapés da região do PIM, fragmentos de floresta: (a) primeiro
ponto de coleta; (b) poluição observada no primeiro ponto de coleta; (c)
segundo ponto de coleta e (d) poluição observada no segundo ponto de coleta. 79
4.2 Commelina erecta. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80
4.3 Monotagma laxum. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80
4.4 Borreia capitata. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81
4.5 Panicum maximum. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81
4.6 Cyperus surinamensis. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82
4.7 Nephrolepis biserrata. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82
4.8 Disposição das mudas no experimento (Contaminantes: A = Zn, B = Cr,
C = Pb, AB = Zn - Cr, AC = Zn - Pb, BC = Cr - Pb, ABC = Zn - Cr - Pb 84
4.9 Fluxograma das combinações binárias e terciárias entre os metais pesados
Zn (1000 mg Kg −1 ), Cr (50 mg Kg −1) e Pb (50 mg Kg −1 ). . . . . . . . . . 86
5.1 Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Panicum maximum cultivada
no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 102
5.2 Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Panicum maximum cultivada
no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 105
5.3 Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Nephrolepis boserrata cultivada no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 109
5.4 Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de diferentes contaminates, observada na espécie Nephrolepis biserrata cultivada
no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 110
5.5 Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Commelina erecta cultivada
no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 114
5.6 Distrivbuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Commelina erecta cultivada
no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 116
5.7 Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Monotagma laxum cultivada
no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 121
5.8 Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Monatagma laxym cultivada
no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 122
5.9 Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Borreia capitata cultivada
no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 127
5.10 Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Borreia capitata cultivada
no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 129
5.11 Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Cyperus surinamensis cultivada no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132
5.12 Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Cyperus surinamensis cultivada no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 133
5.13 Quantidade Total de Pb absorvido por todas as partes das plantas estudadas, cultivadas no Latossolo . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 137
5.14 Quantidade Total de Cr absorvido por todas as partes das plantas estudadas, cultivadas no Podzólico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 139
Lista de Tabelas
3.1 Concentrações de metais pesados (mg kg −1) em solos e plantas . . . . . . . 30
3.2 Principais fontes e impactos de alguns metais pesados . . . . . . . . . . . . 36
3.3 Principais efeitos de metais pesados em plantas . . . . . . . . . . . . . . . 37
3.4 Fitotoxicidade para metais, o valor entre parenteses representa a concentracao toxica para plantas ( mg Kg −1 de folha seca) . . . . . . . . . . . . . 38
3.5 Concentrações máximas permitidas no solo em diversos paı́ses para alguns
contaminantes Kgha−1 . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
3.6 Principais metais em função da acidez do solo, em condições oxidantes
3.7 Comparação entre as concentrações (mg Kg −1 ) em raı́zes de ervilhas
. . 40
. . . 55
3.8 Famı́lia / espécies fitorremediadoras de metais pesados . . . . . . . . . . . 59
17
3.9 Espécies hiperacumuladoras. As concentrações são para valores médios
(mgKg −1 de matéria seca); os valores nos parênteses são equivalentes para
plantas não-hiperacumuladoras; biomassa é ton/ha/ano. . . . . . . . . . . 60
3.10 Fitorremediação de metais. Valores em mg Kg −1 . . . . . . . . . . . . . . . 65
3.11 Exemplos de localidades Americanas e Européias com projetos no campo
da fitorremediação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66
3.12 Aplicações e demonstraçõe da fitorremediação em campo . . . . . . . . . . 67
3.13 Custo estimado do uso de altas tecnologias para remediação . . . . . . . . 68
3.14 Projeção de custos para cinco anos para remediação de áreas contaminadas
apenas com metais tóxicos, com mistura de metais tóxicos e compostos
orgânicos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69
3.15 Fatores limitantes do sucesso e da aplicabilidade da fitorremediação . . . . 70
3.16 Estimativa do mercado em fitorremediação em 1999 no U.S. . . . . . . . . 70
4.1 Concentração de metais em plantas coletadas nas margens de igarapés do
PIM. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78
5.1 Caracterização fı́sica e quı́mica dos solos antes do cultivo . . . . . . . . . . 96
5.2 Concentrações de Cr, Pb e Zn (mg kg−1 ) presente nas amostras de solo
utilizados no experimento. Valores obtidos dentro da instalação do experimento. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99
5.3 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Panicum maximum no Latossolo (L) obtidas pelo teste
de Tukey 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 101
5.4 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Panicum maximum no Podzólico (P) obtidas pelo teste
de Tukey 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 104
5.5 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Nephrolepis biserrata no Latossolo (L) obtidas pelo teste
de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 108
5.6 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Nephrolepis biserrata no Podzólico (P) obtidas pelo
teste de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . 111
5.7 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Commelineae erecta no Latossolo (L) obtidas pelo teste
de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 115
5.8 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Commelineae erecta no Podzólico(P) obtidas pelo teste
de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 117
5.9 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Monotagma laxum no Latossolo (L) obtidas pelo teste
de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 120
5.10 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Monotagma laxum no Podzólico (P) obtidas pelo teste
de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 123
5.11 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Borreia capitata no Latossolo (L) obtidas pelo teste de
Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 126
5.12 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Borreia capitata no Podzólico (P) obtidas pelo teste de
Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 128
5.13 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (R) em Cyperus surinamensis no Latossolo (L) obtidas pelo
teste de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . 131
5.14 Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (R) em Cyperus surinamensis no Podzólico (P) obtidas pelo
teste de Tukey a 5%, resultados em(mg kg−1 ). . . . . . . . . . . . . . . . . 134
A.1 Caracterização fı́sica e quı́mica dos solos antes do cultivo. . . . . . . . . . . 167
21
Lista de Siglas
A
Am
B
BC
C
CCS
CE
CS
CSM
C.T.C.
F
FAAS
INPA
IUPAC
L
LNP
LNS
M
ML
M.O.
NB
ND
P
pH
PIM
Pi
PM
-
Alta
Amostra
Baixa
Borreia capitata
Caule
Concentração crı́tica no solo
Commelina erecta
Cyperus surinamensis
Concentração em solos metalı́feros
Capacidade de Troca de Cátions
Folha
Espectrometria de Absorção Atômica com Chama
Instituto Nacional de pesquisas da Amazônia
International Union of Pure and Applied Chemistry
Latossolo
Limite normal em planta
Limite normal no solo
Média
Monotagma laxum
Matéria Orgânica
Nephrolepis biserrata
Não detectado
Podzólico
Potencial hidrogeniônico
Polo Industrial de Manaus
Fósforo mineral
Panicum maximum
Porg
R
SB
S
TFSA
USEPA
-
Fósforo orgânico
Raiz
Soma de bases
Solo
Terra fina seca ao ar
United States Enviromental Protection Agency
Capı́tulo 1
INTRODUÇÃO
Os estudos relativos a metais pesados no ambiente revelam que estes elementos
possuem concentrações elevadas principalmente em áreas próximas a complexos industriais e urbanos, bem como em locais que se praticam agricultura altamente tecnificada
(ALLOWAY, 1995). Nos solos, o aumento anormal dos nı́veis desses metais é resultante de diversos fatores, como a deposição atmosférica, aplicação de fertilizantes, corretivos e agrotóxicos (NÚÑEZ et al., 1999), água de irrigação (RAMALHO et al., 1999),
resı́duos orgânicos (MAZUR, 1997; OLIVEIRA, 1998), substâncias inorgânicas geradas
em indústrias (AMARAL SOBRINHO et al., 1999), entre outros.
A principal via de entrada de poluentes ambientais na cadeia alimentar é a absorção
de metais solúveis do solo pelas plantas (ALVA et al., 1990). É fundamental afirmar que
o dano ambiental causado por metais pesados depende de sua forma quı́mica, condições
de pH, matéria orgânica (M.O.), C.T.C. e tipo de solo. A literatura mostra que esses
24
elementos podem estar ligados às cargas superficiais do solo ligados à compostos orgânicos
(ácidos húmicos e fúlvicos) ou mesmo migrar para camadas mais profundas e cargas
superficiais nas águas subterrâneas. Além disso, algumas vezes esses metais mudam os
seus estados de oxidação por processos abióticos, ou mesmo são absorvidos por plantas
ou microrganismos do solo (MATTIGOD et al., 1981; RACKER, 1990; HARDAWAY e
YALKOWSKY, 1991; USEPA, 1993).
Infelizmente, como conseqüência do desenvolvimento tecnológico e do crescimento
demográfico mundial, nas últimas décadas, intensificaram-se as atividades industriais e
agrı́colas, assim como o extrativismo mineral e a urbanização, os quais causaram consideráveis aumento dos nı́veis de contaminantes no mundo. Grandes extensões de áreas
contaminadas por agentes diversos, tais como: vários sais, elementos metálicos, compostos orgânicos, organometálicos e elementos radioativos, que freqüêntemente ocorrem em
faixas de concentraçôes que apresentam perigo ambiental, com impactos na vegetação,
nos organismos do solo e nas águas superficiais e subterrâneas (ACCIOLY E SIQUEIRA,
2000).
Além dos impactos no funcionamento e na biodiversidade do ecossistema, a contaminação do solo é uma séria ameaça à saúde pública, necessitando de ações remediadoras.
Estudos sobre a contaminação de solos e seus mecanismos são cada vez mais explorados
devido à necessidade de segurança a longo prazo exigida para sistemas de contenção de
resı́duos. A remediação de áreas contaminadas, além do efeito visual e protetor, é geralmente uma exigência legal e um compromisso social que precisam ser executados, criando
uma grande demanda tecnológica (CUNNINGHAM et al., 1996).
25
A revegetação apresenta vantagens, dadas a sua natureza permanente, aos baixos
custos de manutenção, proteção do solo contra a erosão eólica e hı́drica, melhoria da
estruturação do solo e aumento da fertilidade, permintindo sucessão biológica na área.
Está aliada a capacidade de movimentação dos metais pesados no solo, e permite o desenvolvimento de tecnologias capazes de promover a imobilização destes elementos no
ambiente. Assim, uma estratégia importante para a remediação de solos contaminados
é a utilização de plantas. Sob diferentes condições ambientais, várias espécies de vegetais têm demonstrado boa capacidade de aumentar a biodegradação de contaminantes
orgânicos (por exemplo, componentes do petróleo), e imobilizar os metais pesados, por
exemplo, Cr, Pb, Ni (PIERZYNSKI et al., 1994; SPARKS, 1995).
Dentre as inúmeras tecnologias para a remediação de solos contaminados, destacamse a biorremediação e a fitorremediação, que são opções de promover a destoxificação do
local ou de remover elementos contaminantes do solo. As plantas adquirem tolerância a
contaminantes quando expostas a estes por um longo perı́odo de tempo e desenvolvem
estratégias diversas, como a biodegradação de compostos orgânicos e acúmulo de metais
pesados em seus tecidos (CUNNINGHAM et al., 1996).
A fitorremediação, ou o uso de plantas para o tratamento in situ de solos contaminados tem se apresentado como uma tecnologia emergente com alto potencial de remediação
e de baixo custo (ARAÚJO et al., 1999). Esta técnica pode ser dividida nas seguintes
estratégias: fitotransformação, fitoestimulação, rizofiltração e fitoextração.
Esse tema encontra-se bastante avançado e já em exploração nos paı́ses mais desenvolvidos e com polı́ticas ambientais sérias, porém ainda pouco explorado no Brasil, onde
26
se verifica a extensão da degradação ambiental e poluição quı́mica do ar, solo e água.
A riqueza vegetal da Amazônia, onde se pode encontrar milhares de espécies de
plantas, muitas das quais ainda não classificadas ou conhecidas, detentoras de princı́pios
ativos para o desenvolvimento de novos medicamentos, pode ainda conter espécies com potencial fitorremediador. Espécies como Commelina erecta (Commelinaneae); Monotagma
laxum (Marantaceae), Borreia capitata (Rubiaceae), Panicum maximum (Poaceae), Cyperus surinamensis (Cyperaceae) e Nephrolepis biserrata (Pytheridofitae) até a presente
data, ainda não tinham sido avaliadas como agentes fitorremediadores. Então, com base
nestes dados e em pesquisas realizadas anteriormente (CASTRO, 2000), estas espécies
foram estudas nesta Tese utilizando o Latossolo e o Podzólico para as mudas , os quais foram contaminados com Zn, Cr e Pb em nı́veis tóxicos ao ambiente. Posteriormente, foram
analizados solos e plantas e testados seu potencial hiperacumulador e fitorremediador.
Capı́tulo 2
OBJETIVOS
2.1
Geral
Avaliar o potencial das espécies Commelina erecta, Monotagma laxum, Borreia ca-
pitata, Panicum maximum, Cyperus surinamensis, Nephrolepis biserrata na absorção de
Zn, Cr e Pb, para a fitorremediação em Latossolos e Podzólicos.
2.2 Especı́ficos
2.2
28
Especı́ficos
Avaliar se as espécies de plantas estudadas podem ser utilizadas como fitorre-
mediadoras de solos contaminados;
Verificar a distribuição dos metais pesados Zn, Cr e Pb nas diferentes partes
das plantas;
Diferenciar a capacidade de absorção dos metais pesados Zn, Cr e Pb pelas
espécies Commelina erecta, Monotagma laxum, Borreia capitata, Panicum maximum, Cyperus surinamensis, Nephrolepis biserrata, em Latossolos e Podzólicos;
Classificar as espécies de acordo com as várias estratégias de fitorremediação.
Capı́tulo 3
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1
Metais pesados
De uma forma geral, os metais pesados são definidos como elementos metálicos
que apresentam, geralmente, densidade atômica superior a 5 g cm−3 (ALLOWAY, 1990).
Existem ainda, aqueles que estão associados à toxidez e poluição, como: Cd, Co, Cr,
Cu, Pb, Hg, Mo, Ni e Zn, além do As, que é não metal, e Se, que apesar de não ser
metal e ter densidade inferior a 5 g cm−3 , tem sido considerado e referido como metal
pesado. Esses metais são componentes naturais dos solos e de rochas, ocorrendo em baixas
concentrações, não representando risco de contaminação para plantas, animais, homem,
enfim ao ambiente. Porém, segundo Nellsen e Fletcher (1993), em alguns solos é possı́vel
encontrar altas concentrações de certos metais (Tabela 3.1).
3.1 Metais pesados
30
Tabela 3.1: Concentrações de metais pesados (mg kg −1 ) em solos e plantas
Elemento
Cd
Total Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
LNS
0,01 – 2,0
5 – 1500
2 – 250
0,01 – 0,5
2 – 750
2 – 300
1 – 900
CCS
3–8
75 – 100
60 – 125
0,3 – 5
100
100 – 400
70 – 400
LNP
0,1 – 3
0,2 – 5
5 – 25
0,1 – 9,5
1 – 10
0,1 – 5
2 – 400
CSM
11 – 317
47 – 8,45
52 – 50,90
100 – 40
19 – 11,26
3,870 – 49,91
109 – 70,48
FONTE: GARDEA et al., 2005.
LNS: Limite normal no solo
CCS: Concentração crı́tica no solo
LNP: Limite normal em planta
CSM: Concentração em solos metalı́feros
O termo metal pesado, apesar de não ser reconhecido pela IUPAC, tem sido usado
em várias publicações e na legislação de vários paı́ses sempre relacionado às substâncias
quı́micas tóxicas. Geralmente, é empregado como um grupo de metais e semimetais
associados à contaminação e toxidade potencial ou ecotoxidade. A literatura registra
outros termos para classificar os metais pesados (DUFFUS, 2002), como:
(1) Metal : Podem ser definidos por suas propriedades fı́sicas, por exemplo, elementos
com brilho metálico, com capacidade para formar ı́ons positivos e habilidade para conduzir
calor e eletricidade, embora sejam melhor identificados pelas suas propriedades quı́micas.
Este termo é indiscriminadamente referido por não-quı́micos como elemento ou composto;
(2) Metal tóxico: Um termo impreciso. Uma regra fundamental para a toxicologia
é que toda substância, incluindo o C e todos os outros elementos e seus derivados, são
tóxicos em elevadas concentrações. O grau de toxicidade dos metais varia de metal para
metal e de organismo para organismo. Entretanto, a toxicidade, deveria ser definida pela
3.1 Metais pesados
31
referência a uma curva dose versus resposta para as espécies quı́micas consideradas;
(3) Metal traço: Um metal encontrado em baixa concentração, em frações de mg
kg −1 ou menor, em algumas fontes especificadas, por exemplo, solo, planta, tecido, água,
etc.
Outro aspecto a ser considerado é que muitos dos metais didos pesados, como Fe,
Cu, Zn e Mn, são essenciais para várias funções fisiológicas nos seres vivos. Entretanto,
quando estão em excesso, por exemplo, no solo, podem inibir o crescimento das plantas,
causar alterações nas diversas comunidades vegetais (BAKER et al., 1991) e exercer efeitos
adversos sobre os microrganismos, interferindo nas funções do ecossistema (VALSECCHI
et al., 1995).
3.1.1
Efeitos tóxicos dos metais pesados
A existência de altas concentrações de metais pesados no solo ao longo do tempo
pode causar doenças crônicas no homem. O caso mais famoso de intoxicação por metais
pesados é o do Hg, ocorrido em Minamata (Japão), onde centenas de pessoas morreram
(BAIRD, 2002).
O Hg vinha sendo despejado sem nenhum critério nos anos 50. Os primeiros sinais
da doença de Minamata foram observados em gatos que tinham comido peixes descartados de restaurantes. No estado agudo da contaminação, eles começavam a pular e a se
contorcer, corriam em cı́rculos e, finalmente, lançavam-se na água e afogavam-se. No dia
21 de abril de 1956, uma criança apresentando um quadro de disfunções do sistema ner-
3.1 Metais pesados
32
voso, foi internada no Hospital Shin Nihon Chisso. Logo em seguida, no dia 1o de maio,
quatro outros pacientes com sintomas similares aparecem no Centro de Saúde Pública de
Kumamoto. Esta última acabou sendo a data oficial da descoberta do Mal de Minamata,
doença cerebral causada pela ingestão de mercúrio (MANAHAN, 1999; BAIRD, 2002).
Naquele ano, um comitê especialmente designado para investigar a doença (de causas até então desconhecidas) reconheceu o mal em 56 pessoas. A investigação apontou
pacientes das vizinhanças da Baı́a de Minamata, cujas dietas eram baseadas no consumo
de frutos do mar. A fonte da contaminação foi determinada após a comparação da estrutura quı́mica de cristais de Hg orgânico, encontrados na bacia com dejetos da indústria
quı́mica Chisso. O Hg era despejado em um rio que desaguava no mar, o principal fornecedor de alimentos às comunidades da região. A fauna marinha foi intoxicada e, pela
ingestão da comida, o metal altamente tóxico chegou aos organismos humanos (POEY e
PHILIBERT, 2002).
Nos inı́cio dos anos 70 detectou-se, em pacientes submetidos à diálise, uma sı́ndrome
chamada de demência da diálise, caracterizada por insanidade, alteração comportamental, distúrbio na fala, contração muscular e convulsões. Em todos verificou-se elevada
concentração de alumı́nio nos tecidos, especialmente no córtex cerebral. Pesquisas associaram estes distúrbios à concentração de Al na água usada para preparar o fluido da
diálise, embora não tenha sido descartada a possibilidade de o Al ter vindo de outras
fontes (FLATEN, 1990; MICHEL, 1991).
Esse e outros estudos sugerem uma influência do Al em doenças neurodegenerativas,
como Mal de Parkinson e Mal de Alzheimer (NERI e HEWITT, 1991). Deficiências
3.1 Metais pesados
33
nutricionais crônicas de Ca e Mg possivelmente aumentam a absorção do Al, resultando
em sua deposição nos neurônios, o que interfere na estrutura dessas células e nas funções
cerebrais. Tais estudos levaram a Organização Mundial de Saúde (OMS) a afirmar, em
caráter não-conclusivo, que lesões cerebrais caracterı́sticas do Mal de Alzheimer estão
associadas a concentrações de Al acima de 0,01 mg L−1 na água consumida (POEY e
PHILIBERT, 2002).
Segudo Manahan (1999), o envenenamento por Pb, por sua vez, afeta fetos e crianças
menores de sete anos; estes grupos são mais sensı́veis, devido, em parte, de absorverem um
maior percentual deste elemento na dieta e ao desenvolvimento rápido de seus cérebros.
Na gravidez, o metal atravessa facilmente a placenta e passa da mãe para a criança em
formação; devido à imaturidade da barreira sangue-cérebro do feto, pouco pode ser feito
para impedir a entrada do Pb em seu cérebro.
A deposição, a retenção e a absorção de Pb no trato respiratório estão relacionados
a diversos fatores como: tamanho da partı́cula, solubilidade, concentração, ritmo respiratório e a duração da exposição. A absorção gastrointestinal é estimada em 10% e está
ligada à quantidade de Ca, Fe, gorduras, e proteinas da dieta, cuja absorção é maior em
crianças. A maior caracterı́stica de intoxicação pelo Pb é sua rápida transferência para
os ossos. No sangue, o Pb liga-se aos eritrócitos em maior proporção do que se liga ao
plasma e à albumina (MANAHAN, 1999).
Alguns compostos de Pb podem ser absorvidos pela pele intacta, por serem lipossolúveis, como, por exemplo, sais de Pb de ácidos orgânicos (naftaleno de Pb), Pb
finamente dividido e solução de P bNO3 (BAIRD, 2002).
3.1 Metais pesados
34
Além do Pb, o Zn e Cr, objetos de estudos desta tese, causam efeitos adversos
à saúde. Tomando o Zn como exemplo observa-se que ele desempenha um papel vital
no desenvolvimento e na manutenção do sistema imune, tais como resposta de lifócitos a
mitógenos e uma dieta rica em Zn diminui o risco de hemorragias e melhora a cicatrização
das feridas. Na agricultura, o Zn é usado como suplemento nutritivo para promover o
crescimento das plantas. Embora, o elemento não seja considerado tóxico, existem certos
sais de Zn cuja ingestão provoca náuseas e diarreia. A inalação de ZnO pode provocar
lesões nos pulmões e, de um modo geral, em todo o sistema respiratório (MANAHAN,
1999).
Já o Cr metálico puro, a cromite e os compostos de crómio trivalentes não são
tóxicos para os tecidos humanos. A toxicidade do Cr está limitada aos compostos hexavalentes, que têm uma ação irritante e corrosiva no corpo humano. Em certas condições
estes compostos hexavalentes podem causar a precipitação de proteı́nas. Num ambiente
industrial, podem afetar a pele e as via respiratórias, provocando dermatites e ulcerações.
A exposição prolongada a poeiras ricas dos compostos de Cr, pode ter um efeito cancerı́geno. No ambiente é possı́vel observar que existe uma relação muito próxima entre o
Cr 3+ e Cr 6+ , independente da fonte de deposição. A Figura 3.1 apresenta algumas destas
relações segundo Shanker et al. (2005), bem como a movimentação do Cr a partir da
fonte poluidora até o homem.
A Tabela 3.2 mostra as principais fontes e impactos ambientais causados pelos metais
pesados estudados nesta tese e sugeridas por YONG et al., (1992).
Altas concentrações de metais podem afetar o crescimeto das plantas. A Tabela 3.3
3.1 Metais pesados
35
Figura 3.1: Representação esquemática dos problemas ambientais causados pelo Cr.
FONTE: SHANKER et al. (2005)
3.2 Contaminação do solo por metais pesados
36
Tabela 3.2: Principais fontes e impactos de alguns metais pesados
Metal
Fontes principais
Impactos na saúde e no
meio ambiente
Pb
Indústria de baterias automotivas,
Chapas de metal semi-acabado, canos
de metal, aditivos
em gasolina, munição. Indústria de
reciclagem de sucata de baterias
automotivas para reutilização
de chumbo
Curtição de couros, galvanoplastias
Prejudicial ao cérebro e ao sistema
nervoso em geral.
Afeta o sangue, rins, sistema
digestivo e reprodutor.
Eleva a pressão arterial.
Agente teratogênico (que acarreta
mutação genética).
Dermatites, úlceras cutâneas,
inflamação nasal, câncer de pulmão
e perfuração do septo nasal.
Sensações como paladar adocicado
e secura na garganta, tosse, fraqueza,
dor generalizada, arrepios, febre,
náusea, vômito.
Cr
Zn
Metalurgia (fundição e refinação),
indústrias recicladoras de chumbo
FONTE: YONG et al. (1992).
mostra alguns efeitos causados por Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb e Zn nas plantas, independente
da espécie.
A fitotoxicidade para alguns elementos presentes em excesso no solo pode ser observada na Tabela 3.4
3.2
Contaminação do solo por metais pesados
A poluição do solo por metais pesados está ligada a processos de acúmulo e trans-
porte desses elementos que depende, em grande parte, de suas interações com a fase sólida
3.2 Contaminação do solo por metais pesados
37
Tabela 3.3: Principais efeitos de metais pesados em plantas
Metal
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Zn
Efeitos
Diminuição da germinação de sementes, conteúdo de lipı́dios, e
crescimento da planta; induz a produção de fitoquelatinas
Diminuição da atividade enzimática e crescimento da planta;
produz dano na membrana, clorose e dano na raiz
Inibe a fotossı́ntese, crescimento da planta e processo
reprodutivo; diminui a área da superfı́cie do tilacóide
Diminuição da atividade fotossintética, absorção de água e
enzimas antioxidantes; acumula fenol e prolina
Redução da germinação de sementes, acumulação de massa seca,
produção de proteı́nas, clorofilas e enzimas; aumento de aminoácidos livres
Redução da produção de clorofila e crescimento da
planta; aumento da súperoxido redutase
Redução de Ni tóxico e germinação de sementes; aumento do
crescimento da planta e a razão ATP/clorofila
FONTE: GARDEA et al. (2005).
do sistema (AMARAL SOBRINHO, 1999). Assim, uma vez no solo, os metais são disponibilizados e podem ser lixiviados para o subsolo, podendo ser tóxicos às plantas e aos
organismos do solo, ou ser adsorvidos em argilas e, ou, complexados pela matéria orgânica
(MATTIGOD et al., 1981). Em excesso, geram contaminação, podendo ser localizada ou
se espalhar com rapidez pelo carreamento e ação erosiva da chuva, movimentação de terra,
vento e, até mesmo, através da cadeia trópica. Desta forma, a poluição pode se estender
por vários quilômetros da fonte, contaminando extensas áreas de solo. Como principal
caracterı́stica, freqüentemente, os metais se acumulam nas camadas superiores do solo,
tornando-se disponı́veis para as raı́zes das plantas (VANGRONSVELD e CUNNINGHAM,
1998).
A presença de metais pesados em altas concentrações no solo não significa que os
mesmos estejam numa forma quı́mica que seja assimilável pelas plantas em muitos casos,
3.2 Contaminação do solo por metais pesados
38
Tabela 3.4: Fitotoxicidade para metais, o valor entre parenteses representa a concentracao
toxica para plantas ( mg Kg −1 de folha seca)
Contaminante
Cd
Hg
Mn
Ni
Pb
Zn
Fitotoxicidade
M A (5-30)
A (1-3)
M B (300-500)
M A (10-100)
M (30-300)
M B (100-400)
Nı́vel de Toxicidade em mamı́feros
A (cumulativo)
A (cumulativo)
M
M
A (cumulativo)
MB
A (alta),
M (media),
B (baixa).
FONTE:AGOURAKIS et al. (2006).
podendo permanecer por longos perı́odos sem ser absorvido em quantidades tóxicas. A
literatura têm demonstrado não haver correlação entre o teor total desses elementos no solo
e sua fitotoxicidade (EGREJA FILHO, 1993). Portanto, para se conhecer a contaminação,
em termos dos efeitos sobre as plantas e a cadeia alimentar, é necessário determinar as
suas concentrações fitodisponı́veis (LESCHBER et al., 1985).
Existe uma grande dificuldade para se estabelecer quais nı́veis de metais pesados são
considerados tóxicos. Vários paı́ses usam critérios diferenciados para estabelecer nı́veis
de metais pesados no solo, sendo o grau de fitotoxidez ou uso do solo os mais empregados
(Tabela 3.5). A agência de Proteção Ambiental dos EUA (United States Enviromental
Protection Agency - USEPA, 2000) considera como tóxico o nı́vel de metal que causa
redução de 50% no crescimento de plantas, enquanto na Suı́ça considera a queda de
apenas 25% no crescimento (KING, 1996; SAEFL, 1998).
Entre as caracterı́sticas fı́sicas e quı́micas do solo, o pH desempenha papel fundamen-
3.2 Contaminação do solo por metais pesados
39
Tabela 3.5: Concentrações máximas permitidas no solo em diversos paı́ses para alguns
contaminantes Kgha−1
Metal
Cr
Pb
Zn
Cd
Cu
Hg
Ni
Se
USEPA
3.000
300
2.800
39
1.500
17
420
100
Holanda Suı́ça
500
300
500
1.000
1.000
10
15
200
500
4
200
-
FONTE: KING, (1996); CUNNIGHAM et al. (1996).
tal na solubilidade e na disponibilidade de metais pesados. De maneira geral, o aumento
do valor de pH do solo diminui a disponibilidade dos metais por meio de reações de precipitação e pelo aumento da adsorção por colóides de carga variável (SHUMAN, 1998). A
Tabela 3.6 mostra a concentração dos principais metais pesados encontradas normalmente
na solução do solo, cujas solubilidades dependem basicamente do pH (MALAVOLTA et
al., 1997).
Segundo Kabata-Tendias e Pendias (1985), mais de 50 % do total dos metais pesados
está associado à matéria orgânica do solo. O alto conteúdo dessas substâncias nos solos
gera uma mudança na mobilidade dos metais, podendo fixá-los ou mesmo biodisponibilizá-los (POHLMAN e McCOLL, 1988). Uma das propriedades importantes da matéria
orgânica presente no solo é a capacidade destas substâncias em formar complexos e quelatos com ı́ons metálicos, tanto nutrientes quanto tóxicos, podendo até mesmo controlar
sua disponibilidade para as plantas (MATZNER, 1992; DOBROVOL’SKII, 1997).
3.2 Contaminação do solo por metais pesados
40
Tabela 3.6: Principais metais em função da acidez do solo, em condições oxidantes
Metal
Cd
Cr
Cu
Fe
Mn
Mo
Ni
Pb
Zn
Solo ácido
Cd2+ , CdSO4, CdCl+
CrOH 2+ , CrO42+
Cu2+
Solo alcalino
Cd2+ , CdSO4, CdCl+ , CdHCO +
Cr(OH)4− , CrO42−
CuCO3 , CuB(OH)4+ ,
Cu(B(OH)4)2
2+
4+
F e , F eSO4 , F eH2 P O , F e2+ , F eSO4 , F eHCO3 , F eCO3 ,
F eOH 2+ , F e(OH)2
F e(OH)3
2+
Mn , MnSO4
Mn2+ , MnSO4 , MnCO3 , MnHCO33+ ,
MnB(OH)4+
H2 MoO4 , HMoO 4−
HMoO 4− , MoO42−
2+
3+
Ni , NiSO4 , NiHCO
NiCO3 , Ni2+ , NiB(OH)4+ , NiHCO 3+
3+
+
P b2+ , P bSO4 , P bHCO 3+
P bCO3 , P b(CO3 )2−
2 , P bHCO , P bOH
Zn2+ , ZnSO4
ZnHCO 3+ , Zn2+ , ZnCO3 , ZnB(OH)4−
FONTE: MALAVOLTA et al. (1997).
Praticamente, todos os aspectos da quı́mica e da reatividade de metais no solo
estão relacionados à formação de complexos estáveis com as substâncias orgânicas. Enquanto cátions monovalentes (Na+ , K + , etc.) são mantidos principalmente pela simples
formação de sais por reações de troca de cátions envolvendo grupos tais como carboxı́licos
e fenólicos, cátions polivalentes (Cu2+ , F e3+ e outros) podem formar ligações coordenadas
com moléculas orgânicas. Na Figura 3.2 são mostradas duas propostas de ligação com o
Cu2+ ; a primeira, com ligantes nitrogenados, mais estável e, portanto, menos disponı́vel
para as plantas e a segunda, com ligantes oxigenados, menos estável (MARTIN-NETO et
al., 1991).
A estabilidade dessas ligações é predominante em relação à disponibilidade dos ı́ons
metálicos adsorvidos pela matéria orgânica. Sendo que, a planta é capaz de absorver complexos orgânometálicos de pequena massa molar, inclusive, este é o mecanismo utilizado
3.3 Técnicas de remediação do solo contaminado por metais pesados
41
Figura 3.2: Exemplos de complexos orgânometálicos (FONTE: MARTIN-NETO et al.,
1991)
por certas plantas, por exemplo o milho, para absorver nutrientes que, normalmente, não
estariam disponı́veis pela sua baixa solubilidade, como é o caso do F e3+ (MARSCHNER
et al., 1986). Por outro lado, se o ı́on é fortemente adsorvido pela matéria orgânica de
elevada massa molar e insolúvel ele torna-se indisponı́vel para as plantas.
3.3
Técnicas de remediação do solo contaminado por
metais pesados
O tratamento dado às questões ambientais nas últimas décadas vem evoluindo de
forma bem coerente a partir da percepção de que o aumento do número de indústrias e a
conseqüente carga poluidora gerada levou à saturação dos meios receptores. A busca e desenvolvimento de soluções tecnológicas que atendam à legislação ambiental vigente e que,
ao mesmo tempo, sejam compatı́veis com seu porte, localização, condições econômicas,
operacionais, etc., se faz primordial. Logo, é importante que seja salientada a importância
3.3 Técnicas de remediação do solo contaminado por metais pesados
42
de técnicas de remediação de solos contaminadas (MESQUITA et al., 2006).
Portanto, é considerável o interesse no desenvolvimento de estratégias de remediação in situ de solos contaminados com metais pesados, e que estas sejam eficientes
(MESQUITA, 2002; PINHEIRO, 2003). Dentre as técnicas de remediação in situ está
a estratégia de imobilização quı́mica, também denominada Contenção do Contaminante,
que consiste em minimizar a migração de metais pesados para a subsuperfı́cie do solo
como, também, reduzir sua biodisponibilidade. As técnicas são baseadas na incorporação
de agentes com potencial para complexação e/ou precipitação, causando a imobilização
quı́mica. Ao serem aplicados aos solos, esses produtos reduzirão a disponibilidade e mobilidade desses elementos, por causa do aumento da adsorção especı́fica na superfı́cie das
partı́culas do solo e da precipitação quı́mica a partir da solução do solo (ARAÚJO et al.,
2002).
Torna-se necessário encontrar processos de remediação mais eficazes e de menor
custo, ou melhorar os métodos atuais. A caracterı́stica perigosa dos resı́duos pode ser
atenuada pela aplicação de métodos convencionais de descontaminação, como é o caso
da incineração e do aterramento que consiste na transferência da contaminação do seu
local original. No entanto, a aplicação técnica, envolvendo a remoção e transporte das
zonas contaminadas, é economicamente dispendiosa além de aumentar a exposição de
trabalhadores aos contaminantes, e, nem sempre, conduz à destruição e redução da toxicidade dos compostos tóxicos (WALTER e CRAWFORD, 1997). A biorremediação, que
se refere à utilização de processos biológicos conducentes à redução ou eliminação da concentração e toxicidade de poluentes quı́micos no ambiente, representa uma boa alternativa
aos métodos tradicionais de descontaminação (VIDALI, 2001).
3.3 Técnicas de remediação do solo contaminado por metais pesados
43
A biorremediação é uma estratégia versátil que pode ser aplicada ex situ, o que
envolve a escavação e remoção das regiões contaminadas do seu local original. A aplicação
da biorremediação in situ, oferece a vantagem de não ser necessária a remoção e transporte
das zonas contaminadas, além de permitir o tratamento de grandes áreas. No entanto, o
tratamento in situ requer perı́odos de tempo mais longo, o que gera mais dúvidas quanto
à uniformidade do tratamento devido à variabilidade do solo e é também um processo
mais difı́cil de controlar e de avaliar a eficiência (WALTER e CRAWFORD, 1997).
A escolha da estratégia de biorremediação mais apropriada para tratar um determinado local é determinada por vários fatores, tais como caracterı́sticas do(s) poluente(s)
presente(s), composição em termos de nutrientes e população microbiana presente no local (DUA et al., 2002). A solução mais eficaz poderá passar por uma combinação de
diferentes técnicas de biorremediação (KUIPER et al., 2004 ; SILVA et al., 2004), tais
como:
(1) A bioestimulação e bioadição que utilizam microrganismos e cuja aplicação isolada ou combinada poderá conduzir a uma rápida e completa degradação de poluentes;
(2) A bioestimulação tem por objectivo aumentar o número ou estimular a atividade dos microrganismos degradadores da comunidade indı́gena de uma determinada
região contaminada através da adição de receptores de elétrons, nutrientes ou doadores
de elétrons;
(3) A bioadição consiste na adição de microorganismos, pertencentes ou não à comunidade microbiana local, crescidos em laboratório e com capacidade para degradar o
contaminante a remover (WIDADA et al., 2002).
3.4 Fitorremediação
3.4
44
Fitorremediação
A fitorremediação é uma estratégia emergente de biorremediação que utiliza vários
tipos de plantas para remover, transferir, estabilizar ou destruir contaminantes em ambientes poluı́dos (VIDALI, 2001).
O uso de plantas para biorremediar contaminantes do meio ambiente não é uma idéia
nova. Há mais de três séculos atrás, plantas foram usadas no tratamento de águas poluı́das
(HARTMAN, 1975). No fim do século XIX, Thlaspi caerulescens e Viola calaminaria
foram as primeiras espécies de plantas documentadas como acumuladoras de altos nı́veis
de metais nas folhas (BAUMANN, 1885).
Em 1935, Byers relatou que plantas do gênero Astragalus foram capazes de acumular
cerca de 0,6 % de Se em seu peso seco. Uma década mais tarde, Minguzzi e Vergnano
(1948) identificaram plantas capazes de acumular acima de 1% de Ni nas raı́zes. Rascio
(1977) relatou a tolerância e acumulação alta de Zn nas raı́zes de Thlaspi caerulescens.
Idéia do uso de plantas para extrair metais de solo contaminado foi reintroduzida e
desenvolvida por Utsunamyia (1980) e Chaney (1983) e o primeiro ensaio de campo para
fitoextração de Zn e Cd foi realizado por Baker et al. (1991).
Na última década, várias pesquisas foram desenvolvidas para investigar a biologia da
extração de metais por plantas, cujo conhecimento do mecanismo de extração ainda não
é bem deifinido. Aspectos relevantes, como o efeito de práticas agronômicas na remoção
do metal pelas plantas ainda são largamente desconhecidos, o que dificulta o seu uso
(LASAT, et al. 2000). Apesar disso, a fitorremediação é uma tecnologia emergente com
3.4 Fitorremediação
45
potencial para uma remediação efetiva e barata, permitindo a mineralização completa na
rizosfera (CUNNINGHAM et al., 1996; ARAUJO et al., 1999).
Segundo Kumar et al. (1995), as plantas podem remediar metais por meio de três
mecanismos (Figura 3.3):
(1) Ingestão direta dos contaminantes e acumulação no tecido da planta (fitoextração);
(2) Liberação no solo de oxigênio e substâncias bioquı́micas, como enzimas que
estimulam a biodegradação dos poluentes;
(3) Intensificação da degradação por fungos localizados na interface raiz-solo.
3.4.1
Estratégias de Fitorremediação de metais pesados
A escolha da estratégia de fitorremediação depende da natureza quı́mica e propriedades do contaminante, se o mesmo é inerte, volátil ou passı́vel de degradação na planta
ou no solo, compreendendo ainda:
(1) Fitoextração
Envolve a absorção dos contaminantes pelas raı́zes, os quais são nelas armazenados ou transportados e acumulados nas partes aéreas. Sendo aplicada, principalmente,
para metais, podendo ser usada também para outros compostos inorgânicos e compostos
orgânicos (SALT et al., 1995; SCHNOOR et al., 1995). Segundo Salt et al. (1995), as
3.4 Fitorremediação
46
Figura 3.3: Mecanismo segundo estratégias de fitorremediação de solos contaminados com
metais pesados (KUMAR et al., 1995; POLLARD et al., 2000)
3.4 Fitorremediação
47
plantas com elevada produtividade acumulam pequenas quantidades de metais pesados,
se estes estiverem disponı́veis em concentrações moderadas. Assim como a disponibilidade dos metais pesados no solo, essas caracterı́sticas das plantas influenciam fortemente
o tempo necessário para a descontaminação, o que pode comprometer a utilização desta
estratégia, conforme mostrado na Figura 3.4 (KUMAR et al., 1995).
(2) Rizodegradação
Na rizodegradação, os microorganismos presentes na área imediatamente adjacente
às raı́zes da planta (rizosfera) são utilizados na quebra ou metabolização de contaminantes
orgânicos. Estes microorganismos são capazes de volatilizar metais pesados como o Se.
A introdução de determinadas plantas no local contaminado, cria um ambiente favorável
às populações de bactérias, fungos e algas (DE SOUZA, 2000).
(3) Fitovolatilização
Alguns ı́ons de elementos dos grupos 2, 5 e 6 da Tabela Periódica 1 , mais especificamente, Hg, Se e As, são absorvidos pelas raı́zes, convertidos em formas não-tóxicas e
depois liberados para atmosfera. Esta técnica pode ser empregada também para compostos orgânicos (BROOKS, 1998).
(4) Fitoestabilização
Os contaminantes orgânicos ou inorgânicos são incorporados a lignina da parede
1
Em quı́mica denomina-se grupo ou famı́lia cada coluna vertical da tabela periódica: Grupo 2 (II A),
Grupo 5 (V B) e Grupo 6 (VI B). Os grupos da tabela periódica são numerados de 1 a 18, antigamente
numerados de 1 a 8, com subdivisões A e B dependendo se são elementos representativos ou de transição,
respectivamente (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
3.4 Fitorremediação
48
Figura 3.4: Processos envolvidos na fitoextração (SALT et al., 1995; SCHNOOR et al.,
1995)
3.4 Fitorremediação
49
vegetal ou ao húmus do solo e os metais são precipitados sob formas insolúveis, sendo
posteriormente, aprisionados na matriz do solo. Tem como objetivo evitar a mobilização
do contaminante e limitar sua difusão no solo ou na cobertura vegetal. Exemplos de
plantas cultivadas com este fim são as espécies de Haumaniastrum, Eragrostis, Ascolepis,
Gladiolus e Alyssum (CUNNINGHAM e BERTI et al., 2000).
(5) Fitoestimulação
As raı́zes em crescimento (extremidades e ramificações laterais) promovem a proliferação de microorganismos degradativos na rizosfera, que usam os metabólitos exudados
da planta como fonte de carbono e energia. Além disso, as plantas podem secretar enzimas biodegradativas. A comunidade microbiana na rizosfera é heterogênea devido à
distribuição espacial variável dos nutrientes nesta zona, porém as pseudomonas são os
microorganismos predominantes associados às raı́zes (CROWLEY et al., 1997).
(6) Fitodegradação
Os contaminantes orgânicos são degradados ou mineralizados dentro das células
vegetais por enzimas especı́ficas. Entre essas enzimas, destacam-se as nitroredutases (degradação de nitroaromáticos), desalogenases (degradação de solventes clorados e pesticidas) e lactases (degradação de anilinas). Populus sp. e Myriophyllium spicatum são
exemplos de plantas que possuem tais sistemas enzimáticos (SCHNOOR et al., 1995;
CUNNINGHAM et al., 1996).
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
3.5
50
Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
As raı́zes das plantas, juntamente com a comunidade microbiana, oferecem uma
estratégia importante para a remediação de solos contaminados. Sob diferentes condições
ambientais a vegetação tem mostrado capacidade de aumentar a biodegradação em solos
contaminados (POLLARD et al., 2000).
Raı́zes de 80 % das espécies de plantas associam-se a fungos da ordem Glomales
do Zigomicetos, formando simbioses mutualistas denominadas micorrizas arbusculares.
Essas, mediante efeitos diversos nutricionais e não-nutricionais, facilitam o crescimento
vegetal, exercendo papel importante na revegetação de áreas degradadas (MILLER e
JASTROW, 1992), inclusive nas áreas que apresentavam excesso de metais, onde as plantas com micorrizas são menos afetadas que as sem micorrizas (LEYVAL et al., 1997;
KLAUBERG-FILHO, 1999; SIQUEIRA et al, 1999). As micorrizas reduzem a absorção
de metais pesados quando estes encontram-se em excesso, imobilizando-os temporariamente nas hifas, diminuindo sua translocação para a parte aérea da planta (LEYVAL et
al., 1997), ou, ainda, interferindo no desbalanço nutricional causado por estes elementos,
aumentando, por exemplo, a absorção de Fe (SIQUEIRA et al., 1999).
Segundo Camargo e Silva (1990), uma espécie quı́mica passa da solução do solo para
o citoplasma ou vacúolo celular quando entra em contato com a raiz da planta. A Figura
3.5 mostra que o processo de absorção de espécies quı́micas pela planta é dividido em três
etapas:
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
51
Figura 3.5: Os elementos entram em contato com a raiz por interceptação radicular (1),
fluxo de massa (2) e difusão (3)(CHRISPEELS et al. 1999)
(1) Intercepção radicular : a raiz encontra o metal dissolvido na solução do solo, cujo
principal requisito é estar na forma em que possa ser absorvido, visto que a maior parte
deste elemento encontra-se normalmente retida superficialmente no complexo de troca
(substâncias húmicas + fração argila). Segundo Marschner e Dell (1994), a rizosfera
pode modificar a disponibilidade e a absorção de nutrientes e outros elementos de várias
maneiras:
(a) O pH da rizosfera pode diferir daquele do resto do solo em mais de 2 unidades; e em
geral, isso se deve a uma excreção lı́quida de H + quando cátions são mais absorvidos
que ânions.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
52
(b) Exsudação em até 30% do C fixado na fotossı́ntese podem ser liberados na rizosfera
de restos e lisados celulares, mucilagens de alto peso molecular e compostos de baixo
peso molecular como açúcares, ácidos orgânicos, aminoácidos e fenóis. Os primeiros
podem ter importância indireta na nutrição de plantas por servir como alimento
para microrganismos ou evitando o seu efeito. Entre os ácidos orgânicos excretados
está o cı́trico, que aumenta a solubilidade do P, Fe, Mn e Zn.
(c) Exoenzimas como as fosfatases das raı́zes, de fungos ou bactérias da rizosfera podem
hidrolisar fósforo orgânico(Porg ) liberando-o em forma de mineral (Pi ) que a planta
absorve. O processo deve ter importância prática em solos ricos em matéria orgânica.
(d) A presença de microrganismos não-infectantes, como resultado da exsudação de
compostos de carbono, fonte de energia, favorecendo um aumento da população
microbiana da rizosfera em relação a do solo em geral.
(2) Fluxo de massa: consiste no movimento de elementos em uma fase aquosa móvel
(solução do solo), de uma região mais úmida, distante da raiz, até uma mais seca (próxima
da superfı́cie da raiz);
(3) Difusão: é o movimento espontâneo de metal de uma região de maior concentração (solução do solo), para uma de menor concentração (superfı́cie da raiz). Sempre
que os processos de intercepção radicular e o fluxo de massa não forem capazes de fornecer
o elemento em quantidade suficiente (por exemplo P e K), a necessidade deve ser satisfeita
pelo processo de difusão. O caminho percorrido pelo metal na célula se une a seguinte
seqüência:
Epiderme →parênquima cortical→endoderme→ cilindro central (com xilema e floema)
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
53
Figura 3.6: Corte longitudinal da raiz (MALAVOLTA et al., 1997)
Da epiderme até a camada única das células da endoderme, os elementos fluem pelas
paredes celulares e espaços intercelulares (apoplasto), passando de uma célula para outra,
pelo citoplasma e seus prolongamentos entre células até o simplasto (Figura 3.6). Da
endoderme, o elemento tem apenas dois caminhos a percorrer: o apoplasto e o simplasto
(MALAVOLTA et al., 1997).
A redistribuição do metal ocorre pelo floema, onde cada elemento apresenta uma
mobilidade diferente, por exemplo, N, P, K, Mg, Cl, Mo são móveis; S, Cu, Fe, Mn, Zn são
pouco móveis e Ca, B são imóveis. Isto ocorre devido os seguintes fatores (MARSCHNER
e DELL, 1994):
(1) Com a diminuição no suprimento (transferência solo → solução do solo ou solução
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
54
do solo → raiz) aparecem sintomas de carência como folhas mais velhas (elementos móveis
e pouco móveis) e folhas e órgãos mais novos (elementos imóveis).
(2) A cultura exige um suprimento contı́nuo dos elementos pouco móveis e imóveis
pois, havendo interrupção ou diminuição do suprimento, não haverá mobilização suficiente
do nutriente para nutrir os órgãos mais novos.
Então o metal não é redistribuı́do somente na forma que foi absorvido, podendo
ser redistribuı́do em formas orgânicas, produtos de sua incorporação, como aminoácidos
(N e S), ésteres fosfóricos, quelados. Micronutrientes, que em altas concentrações são
classificados como metais pesados, como: Cu, Fe, Mn e Zn, formam quelados com o
aminoácido não-protéico, nicotinamina, e nessa forma circulam no floema (JUNGK, 1991).
Elementos muito móveis na solução de solo tendem a chegar até as raı́zes por fluxo
de massa. Um exemplo é NO3− , que é repelido pelas cargas negativas do solo e, por isso,
tende a se manter solúvel. Por outro lado, o P O43− tende a se ligar a cátions que possuem
hidroxila OH − como F e2+ , F e3+ e Al3+ . Por isso, o P O43− é normalmente imobilizado
no solo. Desta forma, essa espécie quı́mica tem dificuldade de ser transportada pelo fluxo
de massa. Uma vez em contato com as raı́zes, o nutriente passa pela endoderme e chega
ao xilema via apoplasto ou simplasto. Isto ocorre porque a endoderme apresenta uma
barreira ao apoplasto denominada faixa caspariana. No xilema o nutriente volta para
o apoplasto, sendo distribuı́do pelas diversas partes das células, como citosol, vacúolo,
dependendo se a espécie quı́mica é ânion ou cátions (CHRISPEELS et al., 1999).
A Tabela 3.7 apresenta valores de concentração externa à raiz, concentração interna
e concentração observada para uma série de ı́ons em raı́zes de ervilha. Por ela podemos
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
55
verificar que os ânions tendem a entrar no citosol por transporte ativo, já que a célula é
carregada negativamente. De modo inverso, há uma facilidade para entrada de cátions na
célula. No caso do K + , essa facilidade faz com que a célula economize energia para seu
transporte, mas necessita gastar energia para retirar o excesso de Ca2+ e Mg 2+ , além de
excluir o Na+ , que é tóxico para a maioria dos vegetais. Nos vegetais o transporte ativo
é realizado por carreadores e bombas, sendo o passivo por canais (RAVEN et al., 1996).
Tabela 3.7: Comparação entre as concentrações (mg Kg −1) em raı́zes de ervilhas
Íon
K+
Na+
Mg 2+
Ca2+
NO3−
Cl−
H2 P O4−
SO42−
Conc. Externa
1
1
0,25
1
2
1
1
0,25
Conc. Interna
74
74
1,340
5,360
0,0272
0,0136
0,0136
0,00005
Conc. Obs.
75
8
3
2
28
7
21
19
Tipos de Transporte
Difusão
Efluxo
Efluxo
Efluxo
Influxo
Influxo
Influxo
Influxo
FONTE: FAYAD et al., (2002)
O efeito benéfico mais marcante desta associação simbiótica é o aumento do crescimento das plantas mediante o aumento da absorção de nutrientes, especialmente aqueles
menos solúveis, como P, Zn e Cu, o que resulta em espécies mais resistentes às condições
ambientais adversas (MARTINEZ et al., 2002).
As substâncias que as plantas liberam no solo incluem ligantes quelatos e enzimas
que diminuem a toxicidade de um metal mediante sua complexação. As últimas podem
biodegradar poluentes orgânicos em alguns casos (BAIRD, 2002). A tolerância a poluentes é definida como a capacidade da planta em conviver com excesso de contaminantes
acumulados em seus tecidos, sendo importante na fitorremediação, e envolve inúmeros
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
56
mecanismos que resultam do impedimento na absorção, ou de mecanismos bioquı́micos
de tolerância ao contaminante (BARCELÓ e POSCHENRIEDER, 1992).
Segundo Barceló e Poschenrieder (1992), a contaminação por metais pesados afeta o
crescimento, a distribuição e o ciclo biológico das espécies vegetais (Figura 3.7). Salt et al.
(1995), ao avaliar espécies vegetais quanto a sua capacidade de tolerância a esse tipo de
estresse, verificaram que estas caracterı́sticas podem representar uma alternativa para a
recuperação de solos degradados pelo excesso desses elementos. Embora, os mecanismos
de tolerância serem pouco conhecidos, sabe-se que as espécies tolerantes não diferem
morfologicamente das espécies não-tolerantes ou sensı́veis aos metais pesados, mas diferem
bioquı́mica e fisiologicamente. Baker (2000) afirma que a sobrevivência das espécies que
crescem em solos contaminados está relacionada à capacidade de tolerar, e não de anular,
a toxicidade de metais.
Além disso, alguns metais, como Cu, Pb e Ni, são, geralmente, menos tóxicos quando
complexados com compostos orgânicos do que em forma livre, e, conseqüentemente, as
concentrações toleradas podem ser superestimadas (MATSUDA et al., 2002).
Para Antosiewicz (1992) e Baker (2000), a tolerância pode ser colocada da mesma
forma anterior:
(1) Simples - quando manifesftada para um único metal;
(2) Múltipla - para vários metais em concentrações potencialmente tóxicas;
(3) Cruzada ou co-tolerância - quando a tolerância a um metal confere algum grau de
tolerância a outro metal.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
57
Figura 3.7: A contaminação e alteração do ciclo de vida das plantas por metais pesados e
por ausência de elementos essenciais. FONTE: BARCELÓ e POSCHENRIEDER, 1992.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
58
Em relação à absorção de metais, as plantas são classificadas como exclusoras, indicadoras e acumuladoras (O’LEARY, 1994). Nas exclusoras, a concentração do metal
nos tecidos da planta é mantida a um nı́vel constante até que a concentração crı́tica no
solo seja alcançada. Nas indicadoras, há regulação ou absorção passiva de forma que a
concentração interna reflita a concentração externa. Nas acumuladoras, a concentração
nos tecidos é maior que a concentração no solo, implicando em uma fisiologia altamente
especializada. Em função desse comportamento, a adequabilidade dessas espécies para
fitorremediação é definida (Tabela 3.8), por exemplo, acumuladoras próprias para fitoextração e exclusoras para fitoestabilização.
Cd
Asteraceae
(Compositae)
Chamomilla recutita
(Matricaria recutita)
Helianthus
annuus
Brassicaceae
Arabidopsis halleri
Chenopodiaceae
Salsola kali
Hypericaceae
Hypericum
perforatum
Cu
Commelinaceae
Commelina
communis
Cr
Asteraceae
(Compositae)
Helianthus
annuus
Ericaceae
Erica
andevalensis
Labiatae
Convolvulaceae
Convolvulus
arvensis
Geraniaceae
Elsholtzia
splendens
Geraniaceae
Pelargonium
spp.
Leguminosae
Fabaceae
Prosopis spp.
Pelargonium spp.
Hg
Pontederiaceae
Ni
Brassicaceae
Pb
Compositae
Zn
Crassulaceae
Eichhornia
crassipes
Psychotria
douarrei
Dittrichia
viscose
Sedum
alfredii
FONTE: GARDEA-TORRESDEYA et al., 2005.
Brassicaceae
Brassica
pekinensis
Fabaceae
Leguminosae
Sesbania
drummondii
Geraniaceae
Pelargonium spp.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
Tabela 3.8: Famı́lia / espécies fitorremediadoras de metais pesados
59
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
60
Plantas tolerantes e que acumulam grandes quantidades de metais pesados em seus
tecidos são designadas hiperacumuladoras (Tabela 3.9). Em média para uma planta ser
hiperacumuladora, ela deve absorver no mı́nimo entre 10 e 100 vezes, a concentração de
contaminantes no solo. Existem evidências de que as plantas herbáceas possuem maior
tolerância ao excesso de metais no solo do que as arbóreas. Na fitoestabilização, por exemplo, são utilizadas plantas e agentes amenizantes do solo, como calcário, para remover,
imobilizar ou tornar os contaminantes menos nocivos ao ecossistema (BAKER, 2000).
Tabela 3.9: Espécies hiperacumuladoras. As concentrações são para valores médios
(mgKg −1 de matéria seca); os valores nos parênteses são equivalentes para plantas nãohiperacumuladoras; biomassa é ton/ha/ano.
Elemento
Cd
Co
Cu
Pb
Mn
Ni
Se
Tl
U
Zn
Espécie
Concentração Biomassa
Thlaspi caerulescens
3000(1)
4
Haumaniastrum robertii
10 200 (1)
4
Haumaniastrum katangense
8356 (1)
5
Thlaspi rotundifolium subsp.
8200 (5)
5
Macadamia neurophylla
55 000 (400)
30
Alyssum bertolonii
13 400 (2)
9
Berkheya coddii
17 000 (2)
18
Astragalus pattersoni
6000 (1)
5
Iberis intermedia
3070 (1)
8
Atriplex confertifolia
100 (0,5)
10
Thlaspi calaminare
10 000 (100)
4
FONTE: BROOKS et al., (1998).
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
3.5.1
61
Fitoextração utilizando hiperacumuladoras
No campo da fitorremediação de solos contaminados com metais pesados, a fitoextração é a estratégia mais estudada, devido à possibilidade de elevada eficiência que pode
apresentar e também a possı́vel valorização econômica (SALT et al., 1995; SCHNOOR et
al., 1995).
Segundo Araújo et al. (1999), o papel das raı́zes no processo de atenuação da
poluição é fundamental, pois o destino da substância, decorrentes da poluição, na planta
ou no solo, a sua absorção ou a liberação de moléculas ativas (por exemplo, enzimas) pelas
raı́zes é a primeira etapa no curso dos eventos. Pouco se conhece sobre a função especı́fica
das plantas na descontaminação do solo, porque a maioria dos estudos foi conduzida com
espécies ı́ntegras, no campo.
Nesse contexto, a cultura de tecidos, em particular, a cultura de raı́zes, pode ajudar
a esclarecer muitos aspectos do metabolismo vegetal ainda desconhecidos. As raı́zes geneticamente transformadas pela Agrobacterium rhizogenes (denominadas hairy roots devido
ao seu aspecto peculiar caracterizado pela presença de pêlos radiculares) são excelentes
sistemas modelos que possibilitam selecionar plantas tolerantes aos diversos tipos de poluentes (inorgânicos e orgânicos) e determinar o papel exclusivo da matriz radicular na
absorção e subseqüente metabolismo dos compostos xenobióticos (RUGH et al., 1996).
Pollard et al. (2000) reporta que é importante o desenvolvimento de plantas transgênicas,
com maior capacidade de acumulação de metais, mas em que a acumulação permaneça e
se localize apenas nas raı́zes. Assim, pode haver uma redução do movimento dos metais ao
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
62
longo da cadeia alimentar e, conseqüêntemente a diminuição da contaminação por metais
pesados. A hiperacumulação pode ter evoluı́do, também, como mecanismo de adaptação
contra os herbı́voros. Efetivamente, os teores elevados de metais nas folhas, defendem a
planta contra herbı́voros (especialmente insetos) e contra microorganismos patogênicos,
protegendo a planta de doenças e pestes (KUMAR et al., 1995; POLLARD et al., 2000).
Segundo Lui et al. (2000) a maioria das espécies hiperacumuladoras são provenientes
dos trópicos, zonas montanhosas pertencentes à famı́lia das Euforbiáceas e relativamente
raras. Já, nos climas temperados a maioria das espécies pertencente à famı́lia das Brassicáceas possuem esta caracterı́stica. Sendo assim, espécies do gênero Thlaspi são capazes
de acumular Zn, Cd ou Pb; a Alyssum Ni e algumas cultivares de Brassica juncea Pb, Cd,
Cr, Ni, Zn, Se e Cu. Geralmente, plantas com flores muito bonitas, atraindo facilmente
um elevado número de predadores potenciais, podendo haver propagação da contaminação
ao longo da cadeia alimentar as mais propensas a ter capacidade hiperacumuladoras. Segundo Watanabe (1997), um fato interesante é que os insetos preferem as plantas que
acumularam metais, que aquelas que não acumulam.
O potencial de exploração de plantas hiperacumuladoras é, ainda, limitado devido
a sua produtividade. Por exemplo, para Thlaspi rotundifolium, só se obtem de 5 a 50
mg de Pb no tecido seco, após cinco meses de crescimento (CUNNINGHAM e BERTI,
2000; WATANABE, 1997). Segundo Salt et al. (1995), plantas com elevadas produtividades acumulam, geralmente, pequenas quantidades de metais pesados, mesmo se estes
estiverem disponı́veis em concentrações moderadas. Essas caracterı́sticas, assim como, a
disponibilidade dos metais pesados no solo, influenciam fortemente o tempo necessário
para a descontaminação, que pode variar entre uma centena de anos, o que pode compro-
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
63
meter completamente a utilização desta técnica. Assim, segundo KUMAR et al. (1995),
o progresso na área da fitoextração pode ter várias opções:
(1) Identificação de espécies de plantas em áreas onde os solos contêm teores superiores
ao normal em metais pesados, devido a fatores geológicos ou à poluição;
(2) Aumento da produção das hiperacumuladoras pelo uso da optimização das práticas
agrı́colas, como irrigação, fertilização, aplicação de correctores, plantação ou data da
colheita, podendo incrementar em cerca de 25%, a produtividade dessas plantas. A
seleção dos melhores genótipos e um programa de multiplicação de sementes poderá,
também, contribuir para o aumento da produtividade. O aumento da biomassa
pode também ser obtido, pelo do cruzamento de plantas aparentadas, que tenham
maior produtividade, originando variedades de crescimento mais rápido e de maior
produtividade;
(3) Aumento da quantidade e da velocidade de acumulação dos metais. Vários aspectos
da estrutura das raı́zes das plantas podem ser melhorados. Raı́zes mais profundas
aumentam a profundidade, a partir da qual o contaminante pode ser retirado do
solo por fitoextração. O aumento da densidade das raı́zes no solo também torna
a extração mais eficiente. O conhecimento mais aprofundado dos mecanismos fisiológicos, bioquı́micos, moleculares e dos genes envolvidos na hiperacumulação de
metais pesados, pode fornecer a base para o melhoramento do seu desempenho
(GUPTA et al., 2000).
A tolerância está associada a capacidade da planta em conviver com excesso de
contaminantes acumulados em seus tecidos (MALAVOLTA et al., 1997). Barceló e Pos-
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
64
chenrieder (1992) afirmam que a tolerância é fundamental na fitorremediação e envolve
inúmeros mecanismos de impedimento da absorção, ou de mecanismos bioquı́micos. O
impedimento refere-se à habilidade da planta em prevenir a excessiva absorção do contaminante, como acontece com espécies exclusoras, resultando em:
(1) Alteração de permeabilidade da membrana celular vegetal;
(2) Mudanças na capacidade de adsorção nas paredes celulares; e
(3) Aumento na exsudação de substâncias quelantes.
Já os mecanismos bioquı́micos de acordo com Schat e Kalff (1992), são:
(1) Produção intercelular de compostos ligantes, tais como aminoácidos, ácidos orgânicos
e fitoquelatinas (por exemplo, metais pesados);
(2) Alterações nas formas de compartimentalização, no metabolismo celular e na estrutura da membrana.
Para Salt et al. 1995 e Baker et al. 2000, a fitorremediação é utilizada como
polimento final, para encerramento de locais após terem sido aplicadas outras tecnologias
de remediação(Tabela 3.10). A combinação de diferentes técnicas de remediação deverá ser
um ponto chave na futura investigação, de forma a optimizar as eficiências dos diferentes
processos tradicionais .
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
65
Tabela 3.10: Fitorremediação de metais. Valores em mg Kg −1 .
Solo/Metais
Europa
Brasil (Paraná)
Zn
Ni
Cd
Pb
10 - 300 2 - 1000 0,001 - 2,4 2 - 300
5,4 - 194 8 - 98
2,8 - 3,21 13,9 - 94
FONTE: ADREOLI et al., 2001; GLASS, 1998.
3.5.2
Aplicabilidade da técnica
Nos últimos 10 anos, surgiram nos EUA e Europa inúmeras companhias que exploram a fitorremediação para fins lucrativos, como a norte americana Phytotech e a alemã
BioPlanta, e indústrias multinacionais, como Union Carbide, Monsanto e Rhone-Poulanc
(Tabela 3.11). Várias universidades desenvolvem projetos ligados a esta área, como a
Universidade da Califórnia e a Universidade de Glasgow. No Brasil, sabe-se que algumas
empresas estatais e privadas, bem como instituições acadêmicas (UFAM e UNICAMP, por
exemplo) pesquisam e exploram métodos de biorremediação através da fitorremediação
(VAN DER LELIE et al., 2001; MESQUITA et al., 2006).
Segundo Van Der Lelie et al. (2001), o sucesso do tratamento empregando plantas
vai além do baixo custo (Tabela 3.12), há muitas possibilidades de reciclagem da biomassa
produzida que pode ser utilizada como fertilizante, geração de energia (biogás ou queima
direta), fabricação de papel, extração de substâncias quimicamente ativas de suas raı́zes
para uso como estimulante de crescimento de plantas, etc.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
66
Tabela 3.11: Exemplos de localidades Americanas e Européias com projetos no campo da
fitorremediação
Localização
Trenton, NJ
Anderson, SC
Plantas
Brassica juncea
Populus deltoids×
P. balsamifera
Populus spp.
(cottonwood)
Contaminantes
Pb
Diversos metais
pesados
Não especificado
Katowice, Polônia
Suiça
Reino Unido
Brassica juncea
Salix viminalis
Salix spp.
Cd, Pb
Cd, Cu, Zn
Ni, Cu, Zn, Cd
Hlemyzdi, República
Tcheca
Dornach, Suiça
H. annus, C. sativa,
Z. mays, C.hallery
Plantas Melhoradas
Nicotiana spp. (tobacco)
Gramı́neas
Brassica napus
Zn
Beaverton,OR
Lommel, Bélgica
Balen, Bélgica
Aplicação
Fitoextração
Fitoestabilização
Vegetação de cobertura/
prevenção da poluição
aquática
Fitoextração
Fitoextração
Fitoextração,
fitoestabilização
Cu, Cd, Zn
Zn, Cd, Pb, Cu
Zn, Cd, Pb
Fitoestabilização
Fitoextração
FONTE: USEPA, 2000, 1998; VAN DER LELIE et al., 2001; KELLER et al., 1999;
GÒRSKA, 1997; MESQUITA et al., 2006.
Local
Chernobyl,
Ukraine
Trenton, NJ
Aplicação
Rizofiltração em lago próximo
Ao desastre nuclear
Fitoextração de
pequenas áreas industriais
Rocky Flats,CO
Rizofiltração de
aterro sanitário
Dearing, KS
Fitoextração pequenas
Siderúrgicas abandonadas.
Whitewood Cr., SD Fitoestabilização
depósitos industriais
Pennsylvania
Fitoextração
depósitos industriais
Plantas
Girassol
Helianthus annuus
Mustarda Indiana
Brassica juncea
Girassol e mustarda
Thlaspi caerulescens
Zn, Cd
San Francisco, CA
Brassica sp.
Se
Fitovolatilização efluentes
ADREOLI et al., (2001); GLASS, 1998.
Metal
Cs,
137
90
Sr
Pb
U
Poplars Populus spp. Pb, Zn, Cd
Poplars Populus spp. As, Cd
Referências
I. Raskin,
Rutgers U.
B. Ensley,
Phytotech.
Rock, 1997
G. Pierzynski,
Kansas St
J. Shnoor,
U. de Iowa
R. Chaney,
USDA Beltsville,
MD Brown 1995
G.Banuelos,
USDA Lab Salino
Riverside,CA
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
Tabela 3.12: Aplicações e demonstraçõe da fitorremediação em campo
67
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
3.5.3
68
Vantagens e desvantagens
Solos contaminados por metais são notoriamente de difı́cil remediação. Tecnologias
atuais sugerem a excavação do solo contaminado ou lavagens do solo seguido de separação
fı́sica ou quı́mica dos contaminantes. O custo da remediação do solo varia muito e depende
da concentração dos contaminantes, propriedades do solo e condições do sitio. O custo
estimado associado com o uso de altas tecnologias para remediação de solos contaminados
por metais é mostrado na Tabela 3.13
Tabela 3.13: Custo estimado do uso de altas tecnologias para remediação
Tratamento
Verificação
Tratamento quı́mico
Eletrocinética
Fitoextração
Custo $ /Ton Fatores adicionais/ Despesas
75-425
Monitoramento
100-500
Reciclagem de contaminantes
20-200
Monitoramento
5-40
Monitoramento
FONTE: LASAT et al., 2000; GLASS, 1998.
A remediação de solos contaminados por metais via métodos convencionais de engenharia podem ter despesas elevadas (SALT et al., 1995). A projeção de custos estimados
para a remediação de áreas contaminados por metais pesados são mostrados na Tabela
3.14.
Segundo Lasat et al. (2000), devido a remediação de solos in situ, a fitorremediação
evita perturbações drásticas no solo, preservando o ecossistema. Apesar dessas vantagens,
existem diversas restrições da aplicabilidade da fitorremediação (Tabela 3.15).
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
69
Tabela 3.14: Projeção de custos para cinco anos para remediação de áreas contaminadas
apenas com metais tóxicos, com mistura de metais tóxicos e compostos orgânicos
Setor
P ropriedadeNacional1
RCRA2
DOD 3
DOE 4
Estatal5
P rivado6
Total
Apenas metais
$ Milhões
2,400
3,000
400
900
200
200
7,100
Metais e compostos orgânicos
10,400
12,800
2,400
6,500
800
2,500
35,400
1
Rank das áreas em lista nacional de prioridades
Áreas que requerem ação corretiva abaixo das previsões de Pesquisas de Conservação e Ação Corretiva
3
Departamento de defesa
4
Departamento de Energia
5
Estados com áreas contaminadas
6
Propriedade Privada com áreas contaminadas
FONTE: LASAT et al., (2000); USEPA, (1993).
2
Nos EUA a projeção do custo para cinco anos em 1993 foi de U$ 7.100.000,00 para
o tratamento de solos contaminados apenas com metais e U$ 35.000.000,00 para solos
contaminados com metais e orgânicos (LASAT et al., 1993; USEPA,1993).
Segundo Glass (1999), a compreensão das análises de mercado em fitorremediação
foi duas vezes maior em 1999 do que o estimado em 1998. Este crescimento foi atribuido
a um aumento do número de companhias oferecendo serviços, particularmente aquelas
do setor de consultoria em engenharia. A Tabela 3.16 mostra a estimativa de mercado
americano da fitorremediação de 1999 relacionado com a variedade média contaminada e
contaminates de interesse.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
70
Tabela 3.15: Fatores limitantes do sucesso e da aplicabilidade da fitorremediação
Baseado na limitaçã biologica
1) Plantas com baixa tolerância
Limitações regulatórias
1) Custo
e performance
2) Falta de contaminantes
2) Leis não familiarizadas
com a tecnologia de translocação
da raiz para as folhas
3) Disposição de resı́duos
3) Contaminante x
de plantas contaminadas
forma biológica
não avaliável
4) Risco de contaminação
4) Necessidade
da cadeia alimentar
de remediação
espécies de plantas
3) Plantas de pequeno porte
Outras limitações
1) Contaminante
abaixo da zona
da raiz
2) Processos legais
FONTE: LASAT et al., (2000); USEPA, (1993).
Tabela 3.16: Estimativa do mercado em fitorremediação em 1999 no U.S.
U$ (milhões)
Compostos orgânicos em solos
5-7
Metais em solos
4.5-6
Compostos inorgânicos em água residual 2-4
Compostos inorgânicos in groundwater
2-3
Compostos orgânicos in wastewater
1-2
Metais em água
1-2
Radionuclidios
0.5-1
Metais em água residual
0.1-0.2
Outros
1.9-3.8
Total
30-49
FONTE: LASAT et al., (2000); Glass, 1999.
R$ (milhões)
12,5-17,7
11,25
5-10
5-7,5
2,5-5
2,5-5
1,25-2,5
0,25-0,5
4,75-9,5
75-122,5
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
71
Estimativas correntes de 1999 e 2000 revelam serem menor do que o projetado,
dobrando a comercialização de tecnologias para remediação de metais e radionuclidios de
áreas contaminadas (Glass, 1999). O segundo maior marco para a fitorremediação foi
identificado na Europa, através do mercado europeu foi estimado ser 10 vezes menor que
o mercado Americano (Glass 1999).
Antes da implantação das técnicas de fitorremediação, devem ser conhecidas as
caracterı́sticas fı́sico-quı́micas do solo e do contaminante, bem como a sua distribuição
na área impactada. Qualquer interferência no desempenho das plantas fitorremediadoras
deve ser controlado ou minimizado. Baseados nisso, foram determinadas, por algumas
literaturas caracterı́sticas para plantas com potencial fitorremediador (CUNNINGHAM
et al., 1996; ACCIOLY e SIQUEIRA, 2000):
(1) Capacidade de absorção, concentração e/ou metabolização e tolerância ao contaminante;
(2) Retenção do contaminante nas raı́zes, no caso da fitoestabilização, como oposto à
transferência para a parte aérea, evitando sua manipulação e disposição;
(3) Sistema radicular profundo e denso;
(4) Alta taxa de crescimento e produção de biomassa;
(5) Capacidade transpiratória elevada, especialmente am árvores e plantas perenes;
(6) Fácil colheita, quando necessária a remoção da planta da área contaminada;
(7) Elevada taxa de exudação;
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
72
(8) Resistência a pragas e doenças;
(9) Fácil controle ou erradicação;
(10) Capacidade de desenvolver-se bem em ambientes diversos; e
(11) Ocorrência natural em áreas poluı́das (importante na identificação, mas não é prérequisito).
De uma forma geral, torna-se difı́cil reunir todas essas caracterı́sticas numa só planta,
porém, a espécie selecionada deve reunir o maior número delas. Contudo, embora a
maioria dos testes avalie plantas isoladas, podem ser usadas várias espécies em um mesmo
local, ao mesmo tempo, ou uma após a outra, para remover mais de um contaminante
(MILLER, 2001).
A fitorremediação apresenta elevado potencial de utilização, devido às vantagens
que apresenta em relação às técnicas de remediação de contaminantes do solo. Segundo
Cole et al. (1995), Cunningham et al.(1996) e Vose et al. (2000), essas vantagens são:
(1) Menor custo em relação às técnicas tradicionais utilizadas envolvendo a remoção do
solo para tratamento ex sito. Esta é uma das principais vantagens da fitorremediação;
(2) Na maioria dos casos, os equipamentos e suprimentos empregados na técinca de
fitorremediação são os mesmos utilizados na agricultura, só que com custo ainda
menor;
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
73
(3) Os compostos orgânicos podem ser degradados a CO2 e H2 O, removendo toda a
fonte de contaminação, não havendo necessidade, nesse caso, de retirada das plantas
fitorremediadoras da área contaminada. Isto não pode ser empregado para metais
pesados;
(4) Plantas são mais fáceis de ser monitoradas do que microorganismos;
(5) As propriedades biológicas e fı́sicas do solo são mantidas e até melhoradas;
(6) Incorporação de matéria orgânica ao solo, quando não há necessidade de retirada
das plantas fitorremediadoras da área contaminada;
(7) Fixação de nitrogênio atmosférico, no caso de leguminosas;
(8) Plantas auxiliam no controle do processo erosivo, eólico e hı́drico. Nesse último caso,
evitam o carreamento de contaminantes com a água e com o solo e, por conseguinte,
reduzem a possibilidade de contaminação de lagos e rios;
(9) Pode-se considerar que a planta reduz o movimento descendente de água contaminada de camadas superficiais do solo para o lençol freático;
(10) Plantas são mais favoráveis, esteticamente, do que qualquer outra técnica de biorremediação e podem ser implementadas com mı́nimo distúrbio ambiental, evitando
escavações e tráfego;
(11) Utiliza energia solar para realizar os processos; e
(12) Tem alta probabilidade de aceitação pública.
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
74
A fitorremediação pode ser usada em maior escala do que seria possı́vel no caso de
outros métodos, considerando os 12 fatores citados anteriormente e o baixo custo.
Existem inconvenientes da técnica da fitorremediação, como, por exemplo, limitações
na biorremediação de compostos orgânicos, como petróleo e agrotóxicos. Segundo Narayanam et al. (1996), Cunningham et al. (1996) e Macek et al. (2000) as principais limitações
são:
(1) Dificuldade na seleção de plantas para a fitorremediação, principalmente em relação
à descontaminação de herbicidas de amplo espectro de ação ou em misturas no solo;
(2) O tempo requerido para obtenção de uma despoluição satisfatória pode ser longo;
(3) O comportamento deve estar dentro da zona de alcance do sistema radicular;
(4) Clima e condições edáficas podem restringir o crescimento de plantas fitorremediadoras;
(5) Elevados nı́veis do contaminante no solo podem impedir a introdução de várias
plantas na área contaminada;
(6) As plantas podem metabolizar os compostos, o que não quer dizer que eles serão
completamente mineralizados. Em alguns casos, os metabólitos podem ser mais
problemáticos que os ocmpostos originais;
(7) Potencial de contaminação da cadeia alimentar;
(8) Necessidade de disposição da biomassa vegetal, quando ocorre a fitoextração de
poluentes não-metabolizáveis ou metabolizados a compostos também tóxicos;
3.5 Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados
75
(9) Possibilidade da planta fitorremediadora tornar-se planta daninha; e
(10) Melhoria nas condições do solo pode ser requerida, inclusive a quelação do contaminante para facilitar sua absorção pelas plantas, devido à quebra de pontes de ligação
com partı́culas do solo.
Apesar dessas limitações, os benefı́cios apresentados pela fitorremediação tornam
esta técnica bastante promissora. Contudo, ações conjuntas de profissionais de várias
áreas, com a finalidade de identificar espécies capazes de atuar na descontaminação de
solos são necessárias.
Capı́tulo 4
MATERIAL E MÉTODOS
4.1
Escolha das plantas
Plantas hiperacumuladoras são convencionalmente definidas como espécies capa-
zes de acumular grandes quantidades de metais tipicamente medidos em plantas nãoacumuladoras. A concentração muda de acordo com o metal em questão, assim: 10 µg
g −1 Hg; 100 µg g −1 Cd; 1,000 µg g −1 Co, Cr, Cu e Pb; 10,000 µg g −1 Ni e Zn, aproximadamente 400 espécies de plantas. Sendo assim, segundo Lasat et al. (2000), existe uma
lista de 45 famı́lias de plantas que já foram descritas e estudadas como hiperacumuladoras
de metais.
4.1 Escolha das plantas
77
Assim, as espécies foram selecionadas com base nos dados da literatura e em análises
obtidas de duas espécies, Paspalum sp. e Commelina erecta., coletadas às margens de
igarapés do Polo Industrial de Manaus (PIM) (Tabela 4.1), parte de um trabalho de dissertação (CASTRO, 2000). Segundo o autor, estas espécies são tolerantes a ambientes
contaminados por metais pesados, apresentando concentrações elevadas desses metais e
poderiam estar exercendo um processo fitorremediador no local. Uma vez que nos locais
de coleta existiam basicamente duas espécies Paspalum sp. e Commelina erecta. nas margens dos igarapés. Como histórico da região do PIM é caracterizado pela presença de altos
nı́veis de metais pesados no solo, na água e no sedimento, isso possibilitou a absorção desses elementos pelas plantas. Além da Commelina erecta foram selecionadas outras cinco
espécies: Monotagma laxum, Borreia capitata, Panicum maximum, Cyperus surinamenses
e Nephrolepis biserrata; conforme a diversidade do local de coleta, igarapé do 40 na região
do PIM, (Figura 4.1), onde foram selecionadas raı́zes para o desenvolvimento do trabalho.
µg g
Fe
±
Zn
±
Cu
±
Mn
±
Mg
±
Ca
±
Cr
±
Pb
±
−1
Commelina erecta .
Folha
Caule
Chuva Seca Chuva Seca
124
4445 141
4209
21
241 7
740
350
303 500
793
37
46
94
86
41
80
ND
80
3,7
5,4
7,5
ND
67
ND
62
5,2
6,7
191
945 243
652
16,9
44
49,2
12,4
75
8151 74
14774
1,9
28
9,8
0,3
Nd
544 ND
593
20
56
ND
47
ND
154
3
92
Raiz
Chuva
145
8
700
71
26
0,5
ND
171
8,4
36
0,2
ND
ND
-
Folha
Seca Chuva
ND 207
81
252 260
43
92
80
28
7,4
4,5
62
ND
2,2
163 219,8
2,3
45,8
3981 52,8
0,3
0,3
593 ND
60
261 ND
91
-
Paspalum sp
.
Caule
Seca
Chuva Seca
675,6 69,2
3781
35
2,9
288
193
340
353
76
37
73
167,8 27
179
9,9
0,5
9,5
118
ND
67,2
8,2
7,4
469,4 187,2 388,8
5,9
7,2
79,7
6558,6 30,8
4875,8
0,4
0,2
0,2
ND
ND
608
23
ND
ND
175
4
Raiz
Chuva
292
91
370
21
48,6
3,3
ND
150,4
45,4
23,4
0,9
ND
ND
-
Seca
2809
37
104
59
255,4
5,2
43,4
4,1
173,2
6,2
1411,6
0,7
623
68
218
92
4.1 Escolha das plantas
Tabela 4.1: Concentração de metais em plantas coletadas nas margens de igarapés do PIM.
FONTE: (CASTRO, 2000). ND: Não detectado
78
4.2 Identificação botânica
79
Figura 4.1: Margens de Igarapés da região do PIM, fragmentos de floresta: (a) primeiro
ponto de coleta; (b) poluição observada no primeiro ponto de coleta; (c) segundo ponto
de coleta e (d) poluição observada no segundo ponto de coleta.
4.2
Identificação botânica
O estudo foi desenvolvido em casa de vegetação, pertencente à Faculdade de Ciências
Agrárias da Universidade Federal do Amazonas - UFAM. Foram confeccionadas exsicatas
e depositadas no herbário do Instituto Nacional de pesquisas da Amazônia - INPA.
4.2 Identificação botânica
80
a) Commelina erecta
Famı́lia: Commelineae
Gênero: Commelina
Espécies: Commelina erecta
Nome comum: Flor de Santa Lúcia.
Ciclo: Perene
Exsicata no 185476
Figura 4.2: Commelina erecta.
Distribuição: Argentina, Bolı́via, Brasil (Amazonas),
Caribe, Colômbia, Costa Rica, Equador, México, Paraguai, Peru (San Martin) e Venezuela.
FONTE: (RODRIGUES, 2004)
b) Monotagma laxum
Famı́lia: Marantaceae
Gênero: Monotagma
Espécies: Monotagma laxum
Nome comum: Lı́ngua de vaca
Ciclo: Perene
Exsicata no 219256
Distribuição: Brasil (Pernambuco), Brasil (Amazonas)
FONTE: (RODRIGUES, 2004)
Figura 4.3: Monotagma laxum.
4.2 Identificação botânica
81
c) Borreia capitata Famı́lia: Rubiaceae
Gênero: Borreia
Espécies: Borreia capitata
Nome comum:
Ciclo: Perene
Exsicata no 198986
Distribuição: Brasil (Amazonas)
Figura 4.4: Borreia capitata.
FONTE: BROMILOW (2001), FÁVERO (2002).
d) Panicum maximum
Famı́lia: Poaceae
Gênero: Panicum
Espécies: Panicum maximum
Nome comum:
Capim-da-colônia, Capim-guiné,
Capim-navalha, Capim-de-cavalo, Capim-de-corte,
Buffalo grass (inglês)
Ciclo: Perene
Exsicata no 216584
Figura 4.5: Panicum maximum.
Distribuição: Brasil: Amazonas, Espı́rito Santo, Mato Grosso, Mato Grosso do Sul, Minas Gerais, Pará, Paraı́ba, Rio de Janeiro, Rondônia; África: Congo, Tanzânia, Guiné,
Quênia, Zimbabwe e Índia.
FONTE: BROMILOW (2001), FÁVERO (2002).
4.2 Identificação botânica
82
e) Cyperus surinamensis
Famı́lia: Cyperaceae
Gênero: Cyperus
Espécies: Cyperus surinamensis
Nome comum: Tropical beirada planta
Ciclo: Perene
Exsicata no 125632
Figura 4.6: Cyperus surinamenDistribuição: Brasil (Amazonas), Caribe e América do sis.
Norte
FONTE: BROMILOW (2001)
f) Nephrolepis biserrata
Famı́lia: Pytheridofitae
Gênero: Nephrolepis
Espécies: Nephrolepis biserrata
Nome comum:
Ciclo: erva terrestre
Exsicata no 191878
Distribuição: Regiões tropicais do velho e novo Figura 4.7: Nephrolepis biserrata.
mundo. Brasil (Paraná, Amazonas)
FONTE: BROMILOW (2001)
4.3 Escolha do solo
4.3
83
Escolha do solo
Apesar de toda riqueza vegetal da floresta amazônica onde se podem encontrar
árvores, epı́fitas, milhares de plantas, muitas ainda não classificadas ou conhecidas, detentoras de princı́pios ativos para o desenvolvimento de novos medicamentos, de escasso
aproveitamento agrı́cola, tem como solo predominante as classes de Podzólicos (Argissolos) e Latossolos, os quais ocupam 45% e 35% da área, respectivamente (CASTRO,
1987). Baseado nesta distribuição, foram selecionados dois tipos de solos, o Latossolo e o
Podzólico, cujas amostras foram retirados da área do Mini-Campus e acondicionados em
sacos plásticos, dispostos em casa de vegetação.
4.4
Coleta e preparação das mudas
As espécies selecionadas foram coletadas, eliminando-se as partes aéreas, restando
rizoma e raı́z, as quais foram limpas e plantadas em sacos plásticos distribuı́dos de forma
equivalente entre Latossolos e Podzólicos. Após o acondicionamento das mudas, num
total de 48 mudas, regadas com água deionizada, três vezes na semana, até completo
desenvolvimento dos brotos e a adaptação das mesmas. Para cada solo foi desenvolvido
um experimento (Figura 4.8).
4.4 Coleta e preparação das mudas
84
Figura 4.8: Disposição das mudas no experimento (Contaminantes: A = Zn, B = Cr, C
= Pb, AB = Zn - Cr, AC = Zn - Pb, BC = Cr - Pb, ABC = Zn - Cr - Pb
4.5 Preparação dos contaminantes
4.5
85
Preparação dos contaminantes
Após o desenvolvimento das mudas, aproximadamente dois meses, os solos foram
artificialmente contaminados uma única vez pela aplicação das soluções de Zn(NO3 )2 ,
P b(NO3 )2 , K2 Cr2 O4 nas concentrações: i) 1000,0; ii) 50,0 e iii) 50,0 mg kg−1 , respectivamente, seguindo fluxograma das combinações binárias e terciárias entre os metais pesados
(Figura 4.9), totalizando 192 mudas, sendo 96 para cada solo, 16 mudas por espécie
incluindo as repetições.
As concentrações dos metais foram baseadas em resultados encontrados na literatura (CASTRO, 2000; BENTES, 2001; DIAS, 2001 e GUEDES, 2002). Esses nı́veis de
contaminação foram encontrados na Região do PIM, o que caracterizou um estado de
contaminação. O cálculo do volume do contaminante por muda foi feito utilizando-se as
Q
Q
equações do cilindro (V= .r 2 .h) e do perı́metro (Prı́metro=2. .r). Com base no saco
da muda mediu-se os valores do perı́metro e altura, encontrado-se o valor de 20 mL de
contaminate por muda. Para cada concentração (muda) existia uma duplicata. Após
quatro meses de cultivo em solo contaminado, os solos e as plantas foram coletadas para
realização das análises quimicas.
Assim, foi possı́vel avaliar a tolerância das espécies aos agentes contaminantes, levando em conta a fixação no solo, absorção dos elementos metálicos e a necrose dos tecidos
vegetais.
4.5 Preparação dos contaminantes
86
Figura 4.9: Fluxograma das combinações binárias e terciárias entre os metais pesados Zn
(1000 mg Kg −1 ), Cr (50 mg Kg −1) e Pb (50 mg Kg −1 ).
4.6 Análise do Solo
4.6
87
Análise do Solo
4.6.1
Preparação da amostra de solo
As amostras de solo Podzólico e Latossolo Amarelo superficial1 não-contaminado
foram secas ao ar, destorroadas, peneirada em malha de 2 mm (TFSA). Uma fração
deste solo foi usada para as seguintes análises fı́sicas e quı́micas segundo recomendação da
EMBRAPA 1994 e 1997: pH em água e CaCl2 , concentração de Ca, Mg, Al, P, K, Na e
micronutrientes, alumı́nio trocável, sódio trocável, acidez (H + e Al3+ ), matéria orgânica,
nitrato, amônia, Zn, Cr e Pb.
4.6.2
pH em Água
10,0 g de TFSA foi transferida para um copo de plástico juntamente com 25 mL de
água deionizada, que foi agitada, em seguida, com bastão de vidro e deixada em repouso
por um hora. Posteriormente, a mistura foi agitada novamente com bastão de vidro,
sendo, então, efetuada a leitura do valor de pH (330 i WTW) (EMBRAPA, 1997).
4.6.3
pH em CaCl2
A determinação do pH em solução de CaCl2 0,01 mol L−1 é realizada para reduzir
o efeito sazonal de sais que interferem nas medidas de pH do solo, em razão do aumento
1
Denominado normalmente de terriço
4.6 Análise do Solo
88
de concentração eletrolı́tica, o que proporciona uma redução no seu valor atribuı́do ao
deslocamento de H + e Al3+ das partı́culas do solo.
Colocou-se 10,0 g de TFSA em copo de plástico, numerado, de 80 mL. Adicionou-se
25 mL de solução de CaCl2 0,01 mol L−1 . Agitou-se a mistura com bastão individual
deixando-a em repouso por 15 minutos. Em seguida, agitou-se novamente, em frasco com
tampa, cada mistura com agitador de mesa com hélice por 5 minutos. Após o perı́odo
de 30 minutos, necessário para o equilı́brio e a decantação da suspensão, foi efetuada a
leitura do valor de pH em CaCl2 0,01 mol L−1 (EMBRAPA, 1997).
4.6.4
Determinação de Ca, Mg e Al
Cerca de 10,0 g de TFSA foi transferida para erlenmeyer de 125 mL com 100 mL
de solução de KCl 1,0 mg L−1 . A mistura foi agitada, em seguida, por 5 minutos em
agitador horizontal circular, sendo deixada para decantar durante por 24 horas, após os
montı́culos formados no fundo dos erlenmeyers serem desfeitos. A concentração de Ca,
Mg foi realizada por espectrometria de absorção atômica de chama (FAAS 932 PLUS
GBC), obedecendo ao seguinte procedimento:
• Retirada de cerca de 0,1 mL do extrato para erlenmeyer de 20 mL e adição de 4,9
mL de solução de lantânio 1 g L−1 .
• Medida de FAAS no comprimento de onda 422,7 nm em chama de ar-acetelino.
4.6 Análise do Solo
89
Para a determinação do Al o restante do extrado foi filtrado para um erlenmeyer de
125 mL, juntamente com três gotas de azul de bromotimol 1 g L−1 , seguida de titulação
com solução de NaOH 0,025 mol L−1 (EMBRAPA, 1997).
4.6.5
Al Trocável
Pipetou-se, sem filtra, 25 mL do extrato. Transferiu-se para erlenmeyer de 125 mL.
Adicionou-se 3 gotas do indicador azul-de-bromotimoI 1 gL−1 . Titulou-se com solução de
NaOH com concentração aproximada de 0,025 mol L−1 (EMBRAPA, 1997).
4.6.6
Determinação de P, K, Na e Micronutrientes
Cerca de 10,0 g de TFSA foi transferida para erlenmeyer de 125 mL juntamente com
100 mL de solução extratora duplo-ácida (HCl 0,05 mol L−1 + H2 SO4 0,0125 mol L−1 ).
A mistura foi agitada, por cinco minutos em agitador horizontal circular e deixada para
decantar 24 horas. A partir daı́, 5 mL deste extrato foram transferidos para erlenmeyer
de 125 mL, juntamente com 10 mL de solução ácida de molibdato de amônio diluı́da e 30
mg de ácido ascórbico em pó. A mistura foi agitada, em seguida, de um a dois minutos
em mesa agitadora e deixada em repouso para o desenvolvimento da cor azul por uma
hora. As medidas de fósforo foram efetuada em espectrofotômetro de ultravioleta-visı́vel
(UV- 650 PC SHIMADZU) no comprimento de onda de 660 nm (EMBRAPA, 1997).
No restante do extrato foram realizadas as medidas de K e Na por fotometria de
chama.
4.6 Análise do Solo
4.6.7
90
K trocável
Utilizou-se a parte do extrato (20 mL) que foi reservada para as determinações de K +
e Na+ , quando da retirada da alı́quota para determinação do fósforo. Antes de proceder
à leitura da amostra, selecionar o filtro próprio para potássio. Aferiu-se o fotômetro
(PEGASSUS II TECNOW) com água deionizada no ponto zero e com a solução-padrão
de 0,2 mmol de K + L−1 no valor correspondente ao centro da escala. Efetuou-se a leitura
na escala do fotômetro de chama MARCA E MODELO(EMBRAPA, 1997).
4.6.8
Na trocável
Utilizou-se a parte do extrato (20 mL) que foi reservada para as determinações
de K + e Na+ , quando da retirada da alı́quota para a determinação de fósforo. Antes de
proceder à leitura da amostra, selecionou-se o filtro próprio para Na. Aferiu-se o fotômetro
com água deionizada no ponto zero e com a solução-padrão de 0,2 mmol de Na+ L−1 no
valor correspondente ao centro da escala. Efetuou-se a leitura no fotômetro de chama
(EMBRAPA, 1997).
4.6.9
Micronutrientes (Zn, Cu, Fe e Mn)
Colocou-se 5,0 g de TFSA em erlenmeyer de 125 mL. Adicionou-se 25 mL da solução
extratora duplo-ácida. Tampou-se a boca do erlenmeyer. Agitou-se a mistura em agitador
horizontal circular usando velocidade de 120 rpm durante 5 minutos. Transferidos para
4.6 Análise do Solo
91
balão volumétrico e avolumados para 50 mL e guardados e frascos com tampa. Então,
os micronutrientes Zn, Cu, Fe e Mn foram determinados por FAAS, após extração com
quelante do ácido dietilenotriaminopentacético a pH 7,3 (EMBRAPA, 1997).
4.6.10
Acidez Potencial (H + + Al3+)
Colocou-se 5 mL de TFSA em erlenmeyer de 125 mL. Adicionou-se 75 mL de solução
de acetato de cálcio 0,5 mol L−1 pH 7,1 - 7,2, seguida de algumas agitação durante 6 horas.
Após 24 horas de decantação, 25 mL deste extrato e três gotas de fenolftaleı́na a 10 g L−1
foi transferidas para béquer de 100 mL. Em seguida, a mistura titulada com solução de
NaOH 0,025 mol L−1 (EMBRAPA, 1997).
4.6.11
Matéria Orgânica
Tomou-se aproximadamente 20 g de TFSA. Triturou-se em gral de porcelana. Foi
passada em peneira de 80 mesh. Pesou-se 0,5 g da TFSA triturada. Colocou-se em
erlenmeyer de 250 mL. Pipetou-se 10 mL da solução de K2 CO3 0,2 mol L−1 . Adicionouse à amostra de solo. Colocou-se um tubo de ensaio de 25 mm de diâmetro e 250 mm
de altura, cheio de água e protegido com papel aluminizado, na boca do erlenmeyer
funcionando como condensador. Foi aquecido em placa elétrica, até a fervura branda,
durante 5 minutos.
Após o resfriamento, juntou-se 80 mL de água deionizada, 1 mL de ácido ortofosfórico e 3 gotas do indicador difenilamina a 10 g L−1 . Titulou-se com solução de
4.6 Análise do Solo
92
sulfato ferroso amoniacal 0,05 mol L−1 (EMBRAPA, 1997).
4.6.12
Nitrato e Amônia (N O3− e N H4+ )
Pesou-se 10 g de TFSA em erlenmeyer de 125 mL. Adicionou-se 100 mL de solução
de cloreto de potássio 1 mol L−1 . Agitou-se por 1 hora. Deixou-se em repouso por 1 hora.
Então foi efetuada filtragem da solução de solo e KCl em filtro Whatman n0 42, com
posterior armazenamento do extrato em refrigerador a 4 ◦ C, até que a destilação possa
ser efetuada (EMBRAPA, 1997).
i)Determinação de NH4+
Pipetou-se 30 mL do sobrenadante lı́mpido para tubos de digestão, juntamente com
0,2 g de óxido de magnésio. Decorreu à destilação da alı́quota de 30 mL em destilador de
arraste de vapores (método de Kjedahl). Coletou-se o condensado em erlenmeyer de 125
mL, contendo 5 mL de solução indicadora de ácido bórico a 2%. O volume do condensado
no erlenmeyer de H3 BO3 deve atingir 50 mL, 3 minutos de destilação (EMBRAPA, 1997).
ii)Determinação de NO3−
Utilizou-se mesma alı́quota de 30 mL destilada anteriormente. À essa quantidade de
extrato, adicionou-se 0,2 g de liga de Devarda (MgO). Realizou-se novamente à destilação
dessa solução em destilador de arraste de vapores, em novo erlenmeyer com H3 BO3 , até
que o volume do condensado nesse recipiente de 50 mL. O produto obtido foi titulado com
a solução de HCl 0,01 mol L−1 até o ponto final da titulação, onde a solução retornou a
4.7 Análise do tecido vegetal
93
coloração inicial de cor vinho (EMBRAPA, 1997).
4.6.13
Análise de metais pesados Zn, Cr e Pb
Foram pesados 5,00 g de solo e colocados em tubos de ensaio de 50 mL, completando
o volume com ácido clorı́drico a mol L−1 . Os tubos foram colocados em mesa agitadora
MARCA E MODELO, por 20 minutos. Após este perı́odo, colocados em repouso. Posteriormente, as amostras foram filtradas à vácuo em meio ácido utilizando filtro Millipore,
avolumado para 50 mL e transferido para recipientes plásticos, armazenados à 16 o C para
análise por FAAS.
4.7
Análise do tecido vegetal
4.7.1
Análise de Nitrogênio
As folhas verdes, após a coleta em campo, foram lavadas rapidamente com bastante
água da torneira e enxaguadas com água destilada. Então, foi realizada uma seleção, onde
foram eliminadas as folhas secas, murchas ou deterioradas. Em seguida, as folhas foram
colocadas em saco de papel, secadas à temperatura ambiente. Posteriormente, foram
trituradas em moinho do tipo Willye (TE - 650 TECNAL) e finalmente armazenadas em
fracos para subseqüente análise (EMBRAPA, 1997).
i)Método de Kjeldahl
4.8 Análise de metais pesados
4.8
94
Análise de metais pesados
Foram pesados 0,250 g de matéria seca da amostra de planta e colocados em re-
cipiente de Teflon, submetidos a tratamento com HF concentrado por 24 horas. Após
este perı́odo, as amostras foram filtradas e colocados em tubos de ensaio, acrescentou-se,
então, 7,5 mL de uma mistura de HNO3 destilado e HClO4 (4:1), os tubos foram colocados em bloco digestor, temperatura de 120 na primeira hora e a 200 o C, por duas horas.
Após este perı́odo, as mostras foram filtradas e transferidas para balão volumétrico de 50
mL, sendo o volume completado com água deionizada. Posteriormente, as amostras foram
analisadas por FAAS (SKOOG e WEST, 1976; SKOOG, 1998; MALAVOLTA, 1997).
4.9
Teste de Tukey
A análise de variância e o teste de Tukey, que é baseado na amplitude total estu-
dentizada (”studentized range”), foi utilizado para verificar os contraste entre as médias
dos dados obtidos em cada tratamento. Este teste tem como vantagem o fato de ser
rı́gido e de uso muito simples quando o número de repetições é o mesmo para todos os
tratamentos. Foi montado por espécie (tipo de solo): contaminante (combinações) versus
concentrações do metal analisado (Zn, Cr e Pb).
Foi calculado o valor de △ = q s /
√
r, em que q é o valor da amplitude total
estudentizada ao nı́vel de 5 % de probabilidade; s é a estimativa do desvio-padrão residual,
e r é o número de repetições, suposto o mesmo para todos os tratamentos (PIMENTELGOMES, 2000).
Capı́tulo 5
RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1
Propriedades Fı́sicas e Quı́micas dos solos
A Tabela 5.1 mostra as caracterı́sticas fı́sicas e quı́mica dos dois solos. Os valores do
pH (CaCl2 ) foram 5,56 no Latossolo e 5,88 no Podzólico, enquanto que o pH (H2 O) foi
5,57 e 5,90, respectivamente, apresentado uma acidez média de 5,0 a 5,9. Segundo Tomé
(1997), os valores de pH em que ocorre Al trocável em nı́veis tóxicos são pH < 5,5 (em
água) e pH < 5,0 (em CaCl2 ). Desta forma justifica-se a ausência de Al nas amostras de
solo. Com o valor de pH foi estimada a carga lı́quida do solo:
∆pH = pH (Ca Cl2 ) - pH (H2 O)
5.1 Propriedades Fı́sicas e Quı́micas dos solos
96
Tabela 5.1: Caracterização fı́sica e quı́mica dos solos antes do cultivo
Variável
pH (CaCl2 )
pH (H2 O)
Latossolo Podzólico
5,56
5,88
5,57
5,90
cmol dm−3
P
K
Na
0,09
0,12
0,04
1,28
0,84
0,19
2,35
0,20
ND
3,17
10,48
2,03
ND
5,23
0,49
13,00
22,40
0,70
66,20
113,81
173,00
8,19
7,32
0,53
ND
ND
51,00
40,80
41,70
1,00
ND
ND
cmol dm−3
Ca
Mg
Al
H + +Al
g dm−3
N
C
M.O.
mg dm−3
Fe
Zn
Mn
Cu
Cr
Pb
*ND = Não detectado
5.1 Propriedades Fı́sicas e Quı́micas dos solos
97
Os cálculos mostram que no Latossolo, o valor de △pH foi −0,01 e no Podzólico
de −0,02, ou seja, △pH negativo, indicando predominância de cargas negativas nos solos
estudados.
A Tabela 5.1 mostra valores caracterı́sticos de M.O. para o Latossolo e valores
elevados para o Podzólico. No caso do Podzólico a quantidade de M.O. representa uma
alta capacidade de troca catiônica; ou seja, este solo tem maior capacidade de retenção
de cátions e maior disponibilidade de P. Em princı́pio, este fato justificaria as maiores
concentrações de metais encontradas no Podzólico.
Os ı́ndices genéricos para a classificação de K trocável indicam que no Latossolo os
teores de K são médios (de 40 a 120 mg K dm−3 ) e altos para o Podzólico (> de 120 mg
K dm−3 ). Observa-se variação na classificação dos teores de K em função da textura do
solo. A textura e a C.T.C (Capacidade de Troca de Cátions) dos solos estão intimamente
relacionadas, sendo que solos mais arenosos possuem menor C.T.C. Assim, pode-se dizer
que o nı́vel de K trocável é adequado as plantas.
Pela Saturação em K pode-se avaliar a relação entre o teor de K e a C.T.C., conforme
a equação:
Sat. em K(%) = cmolc dm−3 x (cmolc (C.T.C. Total) dm−3 )−1 x 100
No Latossolo a Sat. em K (%) foi de 2,01 % e de 12,77 % no Podzólico. Para a
maioria das culturas estes valores estão entre 3 e 5 %. O Na não é um nutriente essencial
às plantas e sua quantidade no solo é bem pequena, menor que o K que é o cátion menos
abundante na C.T.C. No Latossolo a Saturação em Na foi de 0,728 % e de 0,648 % no
5.1 Propriedades Fı́sicas e Quı́micas dos solos
98
Podzólico. A Saturação por Na na C.T.C. inferior a 1 % indica que trata-se de um solo
não-salino.
Os teores de Ca e Mg para o Podzólico foram altos segundo ı́ndices usados para
classificação (RAIJ et al., 1996). A saturação de Ca no Latossolo foi de 40,25 % e no
Podzólico 159,8 %, acima do normal. Já a saturação de Mg foi de 3,42 % no Latossolo,
abaixo do normal, e no Podzólico de 30,95 %, nı́veis normais, caracterizando também um
solo fértil.
No Latossolo a saturação por bases foi de 45,69 % e de 71,80 % no Podzólico. A
saturação por bases é um indicativo das condições gerais de fertilidade do solo, neste caso
o Latossolo pode ser classificado como um solo distrófico ou pouco fértil e o Podzólico
como eutrófico ou fértil.
O N Total foi calculado com base no teor de M.O., seguindo a equação:
Teor de N = Teor M.O. x 0,05
Assim, o teor encontrado para o Latossolo foi de 1,12 e de 5,69 para o Podzólico.
Os teores encontrados de Zn, Mn e Cu no Podzólico foram maiores que o Latossolo,
exceto para o Fe que foi maior no Latossolo.
5.2 Concentração de Cr, Pb e Zn nos solos
5.2
99
Concentração de Cr, Pb e Zn nos solos
As concentrações de Cr, Pb e Zn dos dois tipos de solos, onde foram cultivadas as
espécies Commelinea erecta, Monotagma laxum, Borreia capitata, Cyperus surinamensis,
Nephrolepis biserrata e Panicum maximum, são mostradas na Tabela 5.2. As maiores e
menores concentrações de Cr foram observadas nos dois tipos de solos das espécies Commelina erecta, Monotagma laxum, Borreia capitata e Nephrolepis biserrata, respectivamente.
Na espécie Panicum maximum o Cr teve maior concentração no Podzólico.
Tabela 5.2: Concentrações de Cr, Pb e Zn (mg kg−1 ) presente nas amostras de solo
utilizados no experimento. Valores obtidos dentro da instalação do experimento.
Espécies
Commelinea erecta
Monotagma laxum
Borreia capitata
Cyperus surinamensis
Nephrolepis biserrata
Panicum maximum
Solos
Latossolo
Podzólico
Latossolo
Podzólico
Latossolo
Podzólico
Latossolo
Podzólico
Latossolo
Podzólico
Latossolo
Podzólico
Cr
5,04
3,56
6,63
6,00
5,71
4,04
0,38
0,26
5,00
6,00
<0,05
3,50
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
2,50
<0,06
1,03
2,03
0,68
0,91
2,50
<0,06
Zn
14,58
48,08
18,79
55,94
18,50
60,38
13,50
31,50
13,00
34,00
18,50
37,50
O Pb apresentou concentrações altas nos dois solos das mudas onde foram cultivads
as espécies Cyperus surinamensis e Nephrolepis biserrata. Já na Commelinea erecta e
Monotagma laxum, as concentrações deste metal, nos dois tipos de solos, estavam abaixo
do limite de detecção (<0,05 mg kg−1 ). No Latossolo onde foi cultivada a Borreia capitata e Panicum maximum os teores foram altos e no Podzólico os teores estavam abaixo
5.3 Concentração de Cr, Pb e Zn nas plantas
100
do limite de detecção (<0,05 mg kg−1 ). No caso do Zn, foram encontradas as maiores
concentrações no Podzólico observado para todas as espécies cultivadas.
A redução da quantidade de Pb e Cr e o aumento do Zn, de forma geral, revelam
que esses elementos de alguma forma interagiram com as respectivas espécies das culturas
cultivadas. Isso fica mais evidente quando são observadas as médias de concentração
obtidas em cada espécie de plantas.
5.3
Concentração de Cr, Pb e Zn nas plantas
A distribuição de Zn, Cr e Pb nas raı́zes, caules e folhas foi avaliada, tanto nos trata-
mentos realizados no Latossolo como no Podzólico. Sendo que, nesta tese são mostrados
apenas os valores significativos de cada espécie cultivada no Latossolo e Podzólico.
5.4
Panicum maximum
De modo geral, o Pb é igualmente distribuı́do em toda Panicum maximum cultivada
no Latossolo, principalmente para tratamentos feitos com Zn-Cr-Pb (Tabela 5.3). Neste
tratamento o teste de Tukey mostra uma média para o Pb, nı́veis mais baixos de Cr e
uma distribuição de Zn marcada pela maior concentração nos caules.
Nas raı́zes o Pb foi absorvido de 12 a 30 % da solução adicionada no Latossolo
(Figura 5.1), sendo que a maior concentração é observada no tratamento realizado com
5.4 Panicum maximum
101
Tabela 5.3: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Panicum maximum no Latossolo (L) obtidas pelo teste de Tukey 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamentos
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn
Zn
Zn
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Cr
Cr
Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Pb
Pb
Pb
Amostra
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
<0,05
<0,05
<0,057
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
Pb
15,00
14,95
14,65
13,00
12,63
12,75
11,88
10,38
11,75
6,00
11,00
8,00
11,15
5,23
12,13
11,62
10,38
12,23
6,38
5,25
11,97
A
A
A
AB
AB
AB
AB
ABCDE
AB
DEF
ABCD
BCDEF
ABC
F
AB
AB
ABCDE
AB
CDEF
EF
AB
Zn
<0,008
15,40
1,90
25,00
<0,008
36,30
<0,008
<0,008
9,80
<0,008
<0,008
<0,008
2,80
<0,008
<0,008
9,40
<0,008
<0,008
<0,008
18,30
<0,008
CD
EF
B
A
DE
EF
DE
BC
5.4 Panicum maximum
102
Zn-Cr-Pb e a menor nos tratamentos usando o Pb e Zn-Pb. De acordo com o teste de
Tukey, os feitos com Zn-Cr, Zn, Cr-Pb e Cr são significativamente iguais para o nı́vel de
P<0,05, cujos valores de concentração de Pb presentes nas raı́zes variam de 22 a 26 %.
No caso dos tratamentos feitos com Pb e Zn-Pb observa-se uma completa diferença com
outros tratamentos.
Figura 5.1: Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Panicum maximum cultivada no Latossolo
Nos caules, as médias obtidas pelo teste de Tukey revelaram que o Pb absorvido
apresentou o mesmo nı́vel que as raı́zes, ou seja, de 10 a 30 % dependendo do tipo de
tratamento aplicado. O tratamento que apresentou maior concentração foi o Zn-Cr-Pb,
com valores em torno de 30 %. Já nos tratamentos com Zn-Pb, Cr-Pb ou Zn, os caules
tiveram concentrações de Pb entre 20 e 22 %. Porém, nos tratamentos com Cr e Pb
foi observado a menor concentração, com valores em torno de 10 % de Pb. Em termos
de efeito de tratamento, o teste de Tukey mostra uma diferença clara e semelhanças nos
tratamentos Zn e Cr-Pb, mesmo assim para uma significância de P < 0,05. Em princı́pio,
5.4 Panicum maximum
103
a presença de Pb nos caules da Panicum maximum é influenciada pela presença de Zn ou
da combinação Cr-Pb.
Nas folhas, o teste de Tukey indicou que o Pb foi absorvido de 16 a 29 % dependendo
do tipo de tratamento. A maior concentração é observada no tratamento com Zn-Cr-Pb,
cujos valores de Pb absorvido estão em torno de 29 %. E os tratamentos com Zn-Cr, CrPb, Cr, Pb e Zn, os valores de concentração deste elemento presentes nas folhas variaram
de 23 a 25 %. Por outro lado, a menor concentração absorvida foi observado no tratamento
Zn-Pb, com valores de concentração de Pb em torno de 16 % .
Os resultados mostram que Zn apresentou altas variações de concentrações de acordo
com o tratamento. Nas raı́zes observou-se concentrações de Zn para Zn-Cr, Cr-Pb e Cr;
nas folhas para Zn-Cr-Pb, Zn-Cr e Zn; nos caules Zn-Cr-Pb e Pb, revelando uma efetiva
relação entre este elemento e o Pb absorvido no Latossolo.
Nas mudas cultivadas no Podzólico, o Cr foi o elemento a apresentar maiores concentrações na Panicum maximum (Tabela 5.4). O Zn continua a ter maior concentração
nos caules e o Pb não foi detectado.
Nas raı́zes, o Cr foi absorvido de 33,2 a 43,9 % dependendo do tipo de tratamento
(Figura 5.2). A maior concentração foi observada no tratamento feito com Cr e a menor
ocorreu para o tratamento com Zn-Pb. O teste de Tukey revela uma diferenciação nos
tratamentos aplicados. Apesar desta diferença nas raı́zes ficaram retidas de 35 a 41 % de
Cr.
Nos caules, o Cr foi absorvido de 36,5 a 47,5 % tendo a maior concentração nos
5.4 Panicum maximum
104
Tabela 5.4: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Panicum maximum no Podzólico (P) obtidas pelo teste de Tukey 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamentos
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn
Zn
Zn
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Pb
Pb
Pb
Amostra
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
9,95
23,70
20,30
19,50
23,43
22,23
16,58
19,08
21,90
17,77
21,20
20,88
21,95
23,20
21,98
18,63
18,25
21,13
20,73
21,98
21,83
D
A
ABC
ABC
A
AB
C
ABC
ABC
BC
ABC
ABC
ABC
AB
ABC
ABC
ABC
ABC
ABC
ABC
ABC
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
Zn
80,00
11,25
18,61
82,00
<0,008
8,00
54,50
4,80
<0,008
57,30
49,30
<0,008
63,40
<0,008
<0,008
47,40
7,70
8,10
51,80
<0,008
<0,008
A
EF
E
A
FG
BCD
FG
BC
CD
B
D
FG
FG
CD
5.4 Panicum maximum
105
Figura 5.2: Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Panicum maximum cultivada no Podzólico
tratamentos com Zn-Pb, Zn-Cr e Cr e a menor no tratamento com Cr-Pb. Os tratamentos
Pb, Zn-Cr-Pb e Zn apresentaram efeito similares de acordo com o teste de Tukey, com
concentração Cr variando entre 38 e 43 %.
Nas folhas, o Cr foi absorvido de 40,6 a 44,5 % dependendo do tipo de tratamento. A
maior concentração de Cr ocorreu nos tratamentos Zn-Cr, Cr, Zn e Pb. E os tratamentos
Cr-Pb, Zn-Cr-Pb e Zn-Pb apresentaram o mesmo efeito para P < 0,05 no teste de Tukey,
com os valores de Cr variando entre 40 e 43,7 %; nestes tratamentos observam-se a menor
concentração deste metal (Tabela 5.4).
A concentração do Zn absorvido nas três partes da planta variou significativamente
dependendo do tipo de tratamento. Particularmente, no caso do tratamento feito com CrPb e Zn-Pb observa-se a seguinte distribuição de R > F > C e R >F > C, respectivamente.
Nos outros tratamentos não há nenhuma seqüência determinada.
5.4 Panicum maximum
106
No Latossolo observa-se praticamente ausência de Cr e no Podzólico de Pb. Outro
aspecto a ser observado, são as concentrações de Zn, bastante variadas dependendo do
tipo de tratamento efetuado na planta. Agora, marcadamente, sua concentração foi maior
nas mudas de Panicum maximum cultivada no Podzolico.
Em relação a distribuição dos contaminantes nas diferentes partes da planta podese observar que nas mudas cultivadas no Latossolo, o Cr não foi detectado, o Pb nos
tratamentos Cr-Pb, Cr e Pb a distribuição foi F > R > C e para os tratamentos Zn-Cr e
Zn a distribuição foi R > F > C, o tratamento Zn-Cr-Pb (R > C > F) e Zn-Pb (C > F
> R). De uma forma geral o Pb esteve mais concentrado nas folhas da espécies estudada.
Já o Zn nota-se que os tratamentos Cr-Pb e Cr apresentaram a mesma distribuição R >
F= C e os demais apresentaram distribuições aleatórias, mas, no geral, o Zn estava em
maior concentração nas folhas.
No Podzólico, a distribuição do Cr absorvido foi C > F > R nos tratamentos ZnCr-Pb, Zn-Cr, Cr, Pb, Zn-Cr. O tratamento Cr-Pb apresentou uma distribuição F > R
> C e o tratamento Zn F > C > R. O Zn absorvido apresentou a distribuição R > C > F
nos tratamentos Zn-Cr-Pb, Cr-Pb e Zn. Da mesma forma, os tratamentos Zn-Cr e Zn-Pb
tiveram distribuição R > F > C e os tratamentos Cr e Pb (R > F = C).
Em termos de fitorremediação, segundo Baker (2000), a espécie Panicum maximum
apresenta uma tolerância multipla a Pb e Zn no Latossolo e a Cr e Zn no Podzólico,
sugerindo uma tolerância cruzada ou co-tolerância entre estes metais. Os nı́veis de Pb e
Cr encontrados neste trabalho permitem classificar esta planta como hiperacumuladora. já
que o limite normal destes metais na planta é 0,1-5 mg kg−1 (GARDEA et al., 2005). Além
5.5 Nephrolepis biserrata
107
disso, dentre as várias estratégias de fitorremediação, a espécie Panicum maximum pode
ser classificada como fitoextratora, por causa das quantidades destes metais encontrados
nas folhas das mudas cultivadas no Latossolo e nas raı́zes das cultivadas no Podzólico.
Segundo Fakayode e Onianwa (2002), ao estudar a Panicum maximum em solo de
uma área vizinha a um complexo industrial, obteve concentrações médias de Pb 143,2
mg kg−1 , Cr 26,6 mg kg−1 e Zn 247,4 mg kg−1 no solo, e nas plantas Pb 2,9 mg kg−1 ,
Cr 2,3 mg kg−1 e Zn 0,72 mg kg−1 , constatando que esta espécie tem boa capacidade
de bioacumular Cr. A mesma espécie já foi estudada como fitorremediadora de Pb e
compostos orgânicos (SOARES et al., 1999; ACCIOLY, 2001).
5.5
Nephrolepis biserrata
A Tabela 5.5 mostra as concentrações de Zn, Cr e Pb encontradas nas folhas, caule
e raizes da espécie Nephrolepis biserrata cultivada no Latossolo e Podzólico. O mesmo
comportamento observado para a Panicum maximum ocorreu nesta planta. No Latossolo
somente o Pb foi absorvido e no Podzólico o Cr. Outro comportamento semelhante são
as concentrações aleatórias de Zn presentes nas diversas partes da planta.
O teste de Tukey revela que nas raizes, a concentração de Pb foi de 6,2 a 24,5 % da
solução adicionada no solo, dependendo do tipo de tratamento aplicado a muda (Figura
5.3). Particularmente, no tratamento realizado com Zn-Cr a raiz desta planta apresentou
a maior concentração deste metal. No Latossolo contaminado por Zn-Cr-Pb, Zn-Pb, Pb e
Cr, com concentrações de Pb de 14,7 a 19,2 %, apresenta a mesma significância no limite de
5.5 Nephrolepis biserrata
108
Tabela 5.5: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule (C)
e folha (F) em Nephrolepis biserrata no Latossolo (L) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn
Zn
Zn
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
Pb
9,25
11,00
20,63
12,25
16,43
6,38
9,58
6,83
4,40
3,10
7,08
7,55
4,78
4,90
0,45
7,38
14,75
7,63
7,83
7,53
7,63
DEF
CDE
A
BCD
AB
EFGH
DE
EFGH
GHIJ
HIJ
EFGH
EFGH
FGHI
FGHI
IJ
EFGH
BC
DEFGH
DEFG
EFGH
DEFGH
Zn
58,50
19,60
61,00
42,50
<0,008
83,00
<0,008
<0,008
<0,008
<0,008
10,80
40,40
<0,008
42,50
40,60
41,30
9,60
<0,008
<0,008
<0,008
<0,008
BC
E
B
CD
A
EF
D
CD
D
CD
EF
5.5 Nephrolepis biserrata
109
confiança de P< 0,05. Por outro lado, os tratamentos usando o Zn e Cr-Pb apresentaram
a menor concentração de Pb, com variação de 6,2 a 9,5%, respectivamente, além de serem
completamente diferentes nos dois nı́veis de significância estudado no Latossolo.
Figura 5.3: Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de diferentes contaminates, observada na espécie Nephrolepis boserrata cultivada no Latossolo
O teste de Tukey mostrou que nos caules, o Pb foi absorvido de 9,8 a 32,8 %,sendo
o tratamento feito com Zn-Cr a ter maior concentração e menor no tratamento Cr-Pb. Os
tratamentos com Pb e Zn apresentaram variâncias semelhantes, com valores de concentração absorvidos de 13,6 a 15,0 %. Os outros tratamentos são caracterizados por serem
diferentes para P< 0,05 no Latossolo.
Nas folhas, o teste de Tukey revelou que o Pb foi absorvido de 0,9 a 41,2 %,cuja
maior ocorreu no tratamento com Zn-Pb, com valores de 41,2 %, e a menor no tratamento
Cr-Pb, com valores em torno de 0,9 % (Tabela 5.5). Em termos de semelhanças de efeito
observa-se que os tratamentos com Cr, Pb, Zn e Zn-Cr são semelhantes independentemente
do limite de confiança. A distribuição de Zn nas três partes da planta é caracterizada
5.5 Nephrolepis biserrata
110
por ter Pb no tratamento com Zn-Pb nas raı́zes, caules e folhas. O tratamento com Cr,
o Pb esta presente nas raı́zes e caules, no tratamento com Zn-Cr nas raı́zes e folhas e o
tratamento com Zn e Cr-Pb nos caules e folhas.
Nas mudas cultivadas no Podzólico, o Cr esta distribuı́do amplamente nas três partes
da planta. Porém, nas raı́zes, o Cr foi absorvido de 27,5 a 43,2 % dependendo do tipo de
tratamento (Figura 5.4). A maior concentração foi observada nos tratamentos feitos com
Pb e Zn, entre 43,0 e 43,2 respectivamente, e a menor ocorreu para o tratamento com Cr,
27,5 %. O teste de Tukey mostra que os tratamentos feitos com Zn e Pb; Cr-Pb, Zn-Cr,
Zn-Pb e Cr apresentaram nveis de significância semelhantes entre si.
Figura 5.4: Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Nephrolepis biserrata cultivada no Podzólico
Nos caules, o Cr foi absorvido de 22,2 a 40,1 %, cuja maior concentração foi observada
para o tratamento com Zn e o menor para o tratamento com Zn-Cr. Em termos de efeito
de contaminação, os tratamentos Cr-Pb e Pb apresentaram efeito similares, independente
do nı́vel de significância, com concentração Cr variando entre 31,8 e 37,2 %.
5.5 Nephrolepis biserrata
111
Tabela 5.6: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule (C)
e folha (F) em Nephrolepis biserrata no Podzólico (P) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn
Zn
Zn
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
F
C
Cr
21,68
20,05
18,73
20,25
11,13
17,73
15,98
12,43
16,95
15,23
15,93
8,80
20,40
18,63
19,98
13,75
13,40
22,35
21,53
20,83
17,33
AB
ABCD
ABCDE
ABCD
EF
ABCDE
ABCDEF
DEF
ABCDE
ABCDEF
ABCDEF
F
ABCD
ABCDE
ABCD
BCDEF
CDEF
A
ABC
ABC
ABCDE
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
Zn
55,50
19,30
51,70
66,20
57,90
51,50
1,02
31,60
50,00
1,11
36,50
60,00
60,00
<0,008
50,60
52,80
36,50
66,80
84,30
42,10
21,00
BC
G
BCD
B
BC
BCD
H
EFG
BCD
H
DEF
B
B
BCD
BCD
DEF
B
A
CDE
FG
5.5 Nephrolepis biserrata
112
Nas folhas, o Cr foi absorvido de 33,9 a 44,7 % dependendo do tipo de tratamento.
A maior concentração de Cr ocorreu nos tratamentos Cr e Pb e a menor no tratamento
feito com Zn-Cr-Pb (Tabela 5.6). E os tratamentos Zn, Zn-Cr e Zn-Cr-Pb apresentaram
o mesmo efeito no limite de confiança de P< 0,05.
Da mesma forma que ococrreu com a Panicum maximum, existe uma diferença significativa quanto a absorção de Cr e Pb nos dois solos dependendo do tipo de tratamento.
No Latossolo observa-se praticamente ausência de Cr e no Podzólico de Pb, bem como o
Zn.
Na distribuição dos contaminantes em diferentes partes da planta pode-se observar
que nas mudas cultivadas no Latossolo, o Cr não foi detectado, o Pb nos tratamentos CrPb e Zn-Cr a distribuição foi C > R > F e para os tratamentos Zn-Pb e Zn a distribuição
foi F > C > R, o tratamento Zn-Cr-Pb (R > C > F), Cr (C > F > R) e Pb (R > F > C).
O Pb esteve concentrado nos caules da espécies estudada. Nota-se que na determinação
de Zn para os tratemntos Zn-Cr-Pb e Pb apresentaram a mesma distribuição R=C=F,
assim como os tratamentos Zn-Cr e Zn-Pb com a distribuição F > R > C e os demais
tratamentos apresentaram distribuições aleatórias, mas, de uma forma geral, o Zn estava
em maior concentração nas folhas.
No Podzólico os tratamentos Zn-Cr, Cr-Pb e Pb a distribuição do Cr absorvido foi
R > F > C. Os tratamentos Zn-Cr-Pb e Cr apresentaram distribuição F > R > C e o
tratamento Zn (R > C > F) e Zn-Pb (C > R > F), no total o Cr esteve concentrado nas
raı́zes da planta. O Zn absorvido apresentou a distribuição R > F > C nos tratamentos
Cr-Pb, Pb e Zn. Os tratamentos Zn-Cr-Pb e Zn-Pb tiveram distribuição F > C > R e os
5.6 Commelineae erecta
113
tratamentos Zn-Cr (C > F > R) e Cr (F > R > C).
A espécie Nephrolepis biserrata apresentou, uma tolerância multipla a Pb e Zn no
Latossolo e a Cr e Zn no Podzólico, sugerindo uma tolerância cruzada ou co-tolerância
entre estes metais (Baker, 2000). Conforme as várias técnica de fitorremediação, a espécie
Nephrolepis biserrata pode ser utilizada como fitoextratora pois os metais estavam concentrados nas folhas e caules das mudas cultivadas no Latossolo e nas raı́zes e folhas
das cultivadas no Podzólico. Segundo Omojola et al. (2004), a mesma espécie pode ser
classificada como fitorremediadora.
A absorção de Cr, Pb e Zn pela espécie Nephrolepis cordifolia entre dez espécies
selecionadas, e seu potencial fitorremediador foi investigada por Kachenko et al. (2006).
As 10 espécies foram expostas as concentrações 0, 50, 100 e 500 mg kg−1 . Segundo o
mesmo autor, observou-se que para todas as espécies a acumulação aumentou com o
acréscimo da concentração do metal no tratamento, sendo fixados nas raı́zes.
5.6
Commelineae erecta
As médias das concentrações, encontradas pelo teste de Tukey, mostram que o Pb
absorvido nas raizes da Commelineae erecta variou de 18,0 e 39,2 % conforme o tipo
de tratamento aplicado (Figura 5.5), no Latossolo (Tabela 5.7). Sendo que, a maior
concentração ocorreu no tratamento realizado com Cr e a menor para o tratamento ZnCr-Pb. Além disso, segundo o teste de Tukey os tratamentos com Zn-Cr, Zn-Pb, Pb
e Cr-Pb, com valores de Pb absorvido entre 29,1 e 35,5%, tiveram a mesma variância
5.6 Commelineae erecta
114
(P<0,05).
Figura 5.5: Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Commelina erecta cultivada no Latossolo
Nos caules, o teste de Tukey revelou que o Pb foi absorvido entre 18,0 a 40,0 %
e os tratamentos Cr e Cr-Pb apresentaram as maiores concentrações, ambos com valores
de 40,0 % e a menor ocorreu para o tratamento Zn-Cr-Pb, com valores de 18,0 %. Já
os tratamentos Zn, Zn-Cr, Cr e Zn-Pb apresentaram os mesmos efeitos de concentração
para P< 0,05, com valores entre 33,0 e 35,6 %.
Nas folhas, o Pb foi absorvido de 26,6 a 41,0 % dependendo do tipo de tratamento,
sendo que a maior concentração foi encontrada na contaminação feita com Zn-Cr-Pb, com
valor foi 41,0 % e a menor concentração foi encontrada no tratamento Zn. O teste de Tukey
revelo que todos os tratamentos possuem diferenças significativas, ou seja, praticamente
o Pb foi absorvido por esta parte da planta da mesma forma.
Nas mudas cultivadas no Podzólico, o Cr esta distribuı́do de forma distinta nas
5.6 Commelineae erecta
115
Tabela 5.7: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule (C)
e folha (F) em Commelineae erecta no Latossolo (L) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn
Zn
Zn
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Amostra
R
C
F
R
C
F
C
R
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
Pb
11,38
16,53
13,33
9,00
7,25
20,50
17,48
16,00
17,58
17,75
17,80
19,98
14,55
20,00
17,33
19,60
20,25
19,28
14,88
12,63
13,80
AB
A
AB
AB
AB
A
A
A
A
A
A
A
AB
A
A
A
A
A
AB
AB
AB
Zn
<0,008
71,20
76,50
65,50
83,40
60,50
77,34
<0,008
60,00
<0,008
84,70
58,20
<0,008
80,50
65,60
72,90
34,60
82,50
53,80
83,10
51,50
ABC
AB
BCD
A
CD
AB
CD
A
CD
A
BCD
ABC
E
A
D
A
D
5.6 Commelineae erecta
116
três partes da planta. Nas raı́zes, a concentração de Cr absorvido foi de 31,8 a 48,0 %
de acordo com tipo de tratamento (Figura 5.6). A maior concentração foi observada nos
tratamentos feitos com Zn-Cr-Pb e Zn-Cr, com variação de 42,0 a 48,0 %, respectivamente,
e a menor ocorreu para o tratamento com Cr-Pb, 31,8 %. Já os tratamentos Zn-Pb, Cr
e Pb apresentaram as mesmas variâncias no teste de Tukey, no intervalo de concentração
de 32,0 a 32,7 %.
Figura 5.6: Distrivbuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Commelina erecta cultivada no Podzólico
Nos caules, o Cr foi absorvido de 2,0 a 41,5 %, sendo que a maior concentração de
Cr foi observada para o tratamento com Zn-Cr-Pb e o menor ocorreu para o tratamento
com Zn. Os tratamentos Zn-Pb, Zn-Cr e Cr-Pb apresentaram efeito similares para P <
0,05, com concentração Cr variando entre 35,0 e 39,5 %.
O Cr presente nas folhas apresentou concentrações absorvidas de 15,2 a 41,2 % dependendo do tipo de tratamento. A maior concentração de Cr ocorreu no tratamento
Zn-Cr-Pb e menor para Zn (15,2 %). E os tratamentos Zn-Cr, Zn-Pb e Cr-Pb apre-
5.6 Commelineae erecta
117
Tabela 5.8: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule (C)
e folha (F) em Commelineae erecta no Podzólico(P) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn
Zn
Zn
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Amostra
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
16,35
17,35
18,98
24,03
20,75
20,60
12,05
1,00
7,58
20,88
18,60
18,58
15,88
19,78
20,25
15,88
7,33
<0,05
15,88
12,98
12,65
ABC
AB
AB
A
AB
AB
ABCD
dCD
BCD
AB
AB
AB
ABC
AB
AB
ABC
BCD
ABC
ABCD
ABCD
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
Zn
1,08
0,48
43,10
1,50
0,52
77,80
0,78
55,00
47,50
1,42
69,00
51,80
95,70
76,70
35,60
70,70
79,50
47,90
82,30
83,00
32,60
H
H
DEF
H
H
BC
H
D
DE
H
C
D
A
BC
FG
BC
BC
DE
B
B
G
5.6 Commelineae erecta
118
sentaram o mesmo efeito de concentração segundo o teste de Tukey, com concentrações
variando entre 37,2 e 40,5 %.
De acordo com distribuição dos contaminantes em diferentes partes da planta podese observar que a distribuição foi F > C > R e para os tratamentos Cr-Pb e Zn a distribuição foi C > F > R, o tratamento Zn-Cr-Pb (F > R > C), Cr (C > R > F) e Pb
(R > F > C). O Pb esteve concentrado nas folhas da espécies estudada.O Zn presente
nos tratemntos Zn-Cr, Cr-Pb e Zn-Pb apresentaram a mesma distribuição C > F > R,
agora nos tratamentos Zn-CPb e Pb a distribuição encontrada foi C > R > F e os demais
tratamentos apresentaram distribuições aleatórias, mas, de uma forma geral, o Zn estava
em maior concentração nos caules.
No Podzólico de uma forma geral o Zn esteve concentrado nos caules da planta. Os
tratamentos Zn-Cr-Pb, Cr-Pb, Cr e Pb possuem uma distribuição de Cr absorvido de
R > C > F. Os tratamentos Cr-Pb e Zn-Pb apresentaram distribuição F > C > R e o
tratamento Zn (R > F > C), na média geral o Cr esteve concentrado nas raı́zes da planta.
O Zn absorvido apresentou a distribuição F > R > C nos tratamentos Zn-Cr-Pb e Zn-Pb.
Os tratamentos Zn-Cr e Zn tiveram distribuição C > F > R e os tratamentos Cr e Pb (C
> F > R) e Cr-Pb (R > C > F).
A espécie Commelineae erecta, segundo Baker (2000), apresentou uma tolerância
multipla a Pb e Zn no Latossolo e a Cr e Zn no Podzólico, sugerindo uma tolerância
cruzada ou co-tolerância entre estes metais. A espécie pode ser classificada como hiperacumuladora. Conforme as várias técnica de fitorremediação, a espécie Commelineae
erecta pode ser utilizada como fitoextratora pois os metais estavam concentrados nas
5.7 Monotagma laxum
119
folhas e caules das mudas cultivadas no Latossolo e nas raı́zes e caules das mudas cultivadas no Podzólico. Segundo Anoliefo et al., (2006), a espécie pode ser classificada como
fitorremediadora.
Segundo Tang et al. (2001), a Commelina communis L. é classificada como uma
espécie tolerante a metais pesados. Foram testadas as concentrações 30-101 mg kg−1 de
Cr, 66-224 mg kg−1 de Pb e 1,000-2,850 mg kg−1 de Zn. Segundo o mesmo autor, os
metais firam fixados nas raı́zes e devido a sua tolerância a metais pesados esta pode ser
usada na fitoestabilização de solos contaminados
Wei (2005), encontrou concentrações de Zn na Commelina communis L. não maiores
que 100 mg kg−1 e Cd 37 mg kg−1 indicando a espécie como potencial exclusor de Cd.
5.7
Monotagma laxum
A Tabela 5.9 mostra as concentrações de Zn, Cr e Pb observados nas folhas, caule
e raizes da espécie Monotagma laxum cultivada no Latossolo e Podzólico, cujo principal
dado é que a maior concentração de Pb absorvido ococrre nas folhas desta planta cultivada
no Latossolo.
A distribuição de Pb nas três partes da planta revelam que, nas raı́zes este elemento
foi absorvido de 9,2 a 42,7 % de acordo com o tipo de tratamento aplicado no Latossolo
(Figura 5.7). Em relação ao tipo de tratamento, a maior concentração de Pb absorvido
pelas raı̀zes ocorreu no tratamento realizado com Cr-Pb, porém, o tratamento usando
5.7 Monotagma laxum
120
Tabela 5.9: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule (C)
e folha (F) em Monotagma laxum no Latossolo (L) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn
Zn
Zn
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
Pb
10,08
7,45
20,75
6,65
21,85
18,75
20,63
15,45
17,25
18,33
9,78
7,08
21,38
7,40
20,00
4,60
14,95
17,98
9,50
12,28
19,93
BCDEFG
DEFG
A
EFG
A
ABC
A
ABCDE
ABD
ABC
BCDEFG
DEFG
A
DEFG
AB
FG
ABCDE
ABC
CDEFG
ABCDEF
AB
Zn
41,30
85,00
90,20
84,90
84,70
11,70
48,40
84,60
18,10
64,60
40,90
61,30
61,90
87,40
24,00
<0,008
42,90
21,40
62,50
30,90
35,80
BCDE
A
A
A
A
EF
BCD
A
DEF
AB
BCDE
ABC
ABC
A
DEF
BCDE
DEF
ABC
CDEF
BCDE
5.7 Monotagma laxum
121
Cr apresentou menor concentração. Os resultados dos efeitos, segundo Tukey, não significativamente iguais em nenhum dos tratamentos . Este comportamento é totalmente
semelhante ao das outras plantas.
Figura 5.7: Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Monotagma laxum cultivada no Latossolo
Nos caules, o Pb foi absorvido entre 24,56 e 43,7 % dependendo do tipo de tratamento. No tratamento Pb observa-se menor concentração, com valor de 24,5 %, a maior
quantidade ocorreu no tratamento com Zn-Cr, com valores de concentração em torno
de 43,7 %. De um modo geral, todos os tratamentos apresentaram também variâncias
diferenciadas entre si.
Nas folhas, o Pb foi absorvido de 14,8 a 41,3 %, cujos tratamentos com Zn-Pb
apresentou a maior concentração, e o tratamento Cr-Pb a menor (14,8 %). Os tratamentos
feitos com Pb, Zn-Cr, Zn-Pb, Zn-Cr-Pb e Cr-Pb, segundo o teste de Tukey, são similares
no nı́vel de significância de P< 0,05.
5.7 Monotagma laxum
122
A Figura 5.8 mostra que o Cr esta distribuı́do quase que uniformemente nas três
partes da planta nas mudas cultivadas no Podzólico. Nas raı́zes, este metal foi absorvido
de 30,3 a 46,6 %, em que o tratamento Cr-Pb apresentou maior concentração (46,6 %)
e a menor ocorreu para o tratamento com Cr (30,3 %). De uma forma geral, todos os
tratamentos apresentaram a mesma variância.
Figura 5.8: Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Monatagma laxym cultivada no Podzólico
Nos caules, o Cr foi absorvido de 32,7 a 47,6 %, cuja maior concentração foi observada
para o tratamento com Cr-Pb e a menor para o tratamento com Zn-Pb. E os demais
apresentaram a mesma variância, com concentração Cr variando entre 32,7 e 47,6 %.
Nas folhas, o Cr foi absorvido de 31,9 a 45,7 % dependendo do tipo de tratamento.
A maior concentração de Cr ocorreu no tratamento Cr, e a menor no tratamento feito
com Zn-Pb, com valor de 32,2 %. E os demais tratamentos apresentaram o mesmo a
mesma variância.
5.7 Monotagma laxum
123
Tabela 5.10: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Monotagma laxum no Podzólico (P) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn
Zn
Zn
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
19,85
18,88
21,50
18,25
16,38
15,98
16,13
16,75
16,88
<0,05
22,28
20,20
23,33
23,83
16,10
15,18
18,63
22,85
16,38
16,63
<0,05
A
A
A
A
A
A
A
A
A
A
A
A
A
A
aA
aA
A
A
A
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
Zn
30,70
31,70
24,10
0,80
36,90
15,80
1,12
66,40
22,09
1,28
<0,008
61,30
38,90
55,00
18,10
1,13
67,60
27,80
1,17
52,50
33,10
DE
DE
DE
FG
CD
EFG
FG
A
DE
FG
A
BCD
AB
EF
FG
A
DE
FG
ABC
DE
5.7 Monotagma laxum
124
A distribuição dos contaminantes em diferentes partes da planta observa-se que nas
mudas cultivadas no Latossolo, o Cr não foi detectado, o Pb nos tratamentos Zn-Cr-Pb e
Zn-Cr a distribuição foi C > F > R e para os tratamentos Cr e Pb a distribuição foi F >
C > R, o tratamento Cr-Pb (C > R > F), Zn (R > C > F) e Zn-Pb (F > R > C). O Pb
esteve concentrado nas folhas da espécies estudada. Na determinação de Zn os tratemntos
Cr e Zn-Pb apresentaram a mesma distribuição C > F > R, os tratamentos Zn e Pb com
a distribuição R > F > C e os demais tratamentos apresentaram distribuições aleatórias,
mas, com Zn-Cr-Pb (F > C > R), Zn-Cr (R > C > F) e Cr-Pb (C > R > F), o Zn estava
em maior concentração nos caules.
No Podzólico os tratamentos Zn-Cr-Pb e Zn-Cr a distribuição do Cr absorvido foi
F > R > C. Os tratamentos Cr-Pb e Pb apresentaram distribuição C > R > F e o
tratamento Zn (C > F > R) e Cr (F > C > R), no total o Cr esteve concentrado nas
folhas da planta. O Zn absorvido apresentou distribuição C > F > R nos tratamentos
Zn-Cr, Cr, Pb e Zn-Pb. Os tratamentos Zn-Cr-Pb e Cr-Pb tiveram distribuição C > R
> F e o tratamento Zn (F > R > C). De uma forma geral, o Zn esteve concentrado nos
caules da planta.
A espécie Monotagma laxum, apresentou uma tolerância multipla a Pb e Zn no
Latossolo e a Cr e Zn no Podzólico, sugerindo uma tolerância cruzada ou co-tolerância
entre estes metais (Baker, 2000). A espécie pode ser classificada como hiperacumuladora.
Conforme os resultados obtidos, sua tolerância a metais pesados e baseado nas
várias técnica de fitorremediação, a espécie Monotagma laxum pode ser utilizada como
fitoextratora pois os metais estavam concentrados nas folhas e caules das mudas cultivadas
5.8 Borreia capitata
125
no Latossolo e nas folhas e caules das mudas cultivadas no Podzólico. Esta espécie ainda
não havia sido estudada para fins de fitorremediação.
5.8
Borreia capitata
A Tabela 5.11 mostra as concentrações de Zn, Cr e Pb observados nas folhas, caule
e raizes da espécie Borreia capitata cultivada no Latossolo e Podzólico, cuja maior concentração de Pb ocorreu nos caules da planta cultivada no Latossolo. Os resultados do
teste de Tukey mostraram que o Pb foi absorvido de 23,7 a 43,8 % nas raı́zes de acordo
com o tipo de tratamento aplicado no Latossolo (Figura 5.9). Nas raı́zes, observa-se que a
maior concentração de Pb absorvido ocorreu no tratamento realizado com Cr (43,8 %) e
a menor foi observada no tratamento Zn-Pb. Apresentaram a mesma variância (P< 0,01
e P< 0,05) os tratamentos com Zn, Zn-Cr e Zn-Cr-Pb com valores de Pb absorvido entre
27,8 a 28,1 %. Além disso, os tratamentos com Zn-Cr-Pb e Cr-Pb apresentaram o mesmo
nı́vel de significância P< 0,05.
O teste de Tukey revelou que nos caules que o Pb foi absorvido entre 26,9 e 47,7
% dependendo do tipo de tratamento. O que apresentou maior efeito em termos de
concentração foi o realizado com Zn-Cr (47,7 %) e o menor Pb (26,9 %). O teste de
Tukey revelou que o Pb absorvido nos caules após tratamento com Zn e Cr-Pb, bem
como o tratamento feito com Pb, Zn-Cr-Pb e Zn-Pb apresentaram a mesma significância
entre si.
Nas folhas, o Pb foi absorvido entre 20,6 a 42,6 %, sendo que a concentração ocorreu
5.8 Borreia capitata
126
Tabela 5.11: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Borreia capitata no Latossolo (L) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn
Zn
Zn
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Cr
Cr
Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
Pb
13,90
13,45
11,35
14,03
15,63
17,50
14,03
23,85
21,30
11,88
15,75
11,75
21,93
18,58
20,55
17,42
13,58
10,30
19,43
15,40
19,98
ABCD
BCD
CD
ABCD
ABCD
ABCD
ABCD
A
ABC
BCD
ABCD
BCD
AB
ABCD
ABC
ABCD
BCD
D
ABCD
ABCD
ABCD
Zn
34,20
37,20
68,20
73,80
43,50
57,20
23,00
80,70
74,40
81,30
29,10
47,40
<0,008
59,70
59,00
50,50
75,50
80,30
20,50
42,00
22,50
EFG
EFG
ABCD
ABC
DEFG
ABCDEF
GH
A
ABC
A
FGH
CDEFG
ABCDE
ABCDEF
BCDEFG
ABC
AB
GH
DEFG
GH
5.8 Borreia capitata
127
Figura 5.9: Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Borreia capitata cultivada no Latossolo
no tratamento realizado com Zn-Pb (42,6 %) e a menor no tratamento Cr-Pb (20,6 %).
Os tratamentos feitos com Pb e Zn-Cr-Pb, bem como, com Zn-Cr e Cr apresentaram as
mesmas significâncias entre si para P< 0,05.
Nas mudas cultivadas no Podzólico o Cr esta distribuı́do quase que uniformemente
nas três partes da planta. A Figura 5.10 mostra que nas raı́zes, o Cr foi absorvido de 27,0
a 40,6 %, sendo a maior concentração com valor de 40,6 % de Zn, e a menor concentração
no tratamento com Cr-Pb (27,0 %). Os tratamentos com Cr, Zn-Cr-Pb e Pb apresentaram
a mesma variância, assim como os tratamentos Zn-Cr e Zn-Pb.
Nos caules, o Cr foi absorvido de 25,3 a 43,2 %, cuja maior concentração Cr foi
observada no tratamento com Zn e a menor no tratamento com Zn-Pb. Os tratamentos
Zn-Pb e Cr-Pb apresentaram a mesma variância para P< 0,05, com concentração de Cr
variando entre 25,3 e 26,5 %.
5.8 Borreia capitata
128
Tabela 5.12: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (F) em Borreia capitata no Podzólico (P) obtidas pelo teste de Tukey a 5%,
resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn
Zn
Zn
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
13,63
13,85
15,07
20,33
21,60
8,48
13,63
12,63
15,38
15,38
13,25
13,25
18,13
20,08
11,70
13,50
12,25
16,25
15,39
15,63
16,88
BCD
BCD
ABCD
AB
A
D
BCD
BCD
ABCD
ABCD
BCD
BCD
ABC
AB
CD
BCD
CD
ABC
ABCD
ABCD
ABC
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
Zn
32,20
86,80
56,10
37,70
28,70
38,20
78,35
34,00
53,00
34,00
86,10
43,30
72,00
94,80
36,70
56,70
94,00
65,70
31,60
60,60
83,20
H
AB
DEF
GH
H
GH
ABC
H
EFG
H
AB
FGH
BCD
A
GH
DEF
A
CDE
H
DE
AB
5.8 Borreia capitata
129
Figura 5.10: Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Borreia capitata cultivada no Podzólico
Nas folhas, o Cr foi absorvido de 17,0 a 33,8 % sendo que a maior concentração
ocorreu no tratamento Pb, e a menor no tratamento com Zn. Os tratamentos Zn-Cr,
Cr-Pb, Pb e Zn-Pb apresentaram o mesmo a mesma variância para P< 0,05, com valores
entre 30,2 a 33,8 %.
A distribuição dos contaminantes na planta mostrou que nas mudas cultivadas no
Latossolo, o Cr não foi detectado, o Pb nos tratamentos Cr-Pb e Zn a distribuição foi R >
C > F e para os demais tratamentos a distribuição foi aleatória. O Pb esteve concentrado
nas raı́zes da espécies estudada. Na determinação de Zn tratemntos com Zn-Cr-Pb e ZnPb apresentaram a mesma distribuição R > F > C. Nos tratamentos feitos com Zn-Cr,
Cr e Pb a distribuição encontrada foi C > F > R. Finalmente tratamentos com Cr-Pb e
Zn as distribuições obedeceram a seguinte ordem F > C > R.
No Podzólico os tratamentos Zn-Cr e Pb a distribuição do Cr absorvido foi F > C >
5.9 Cyperus surinamensis
130
R. Os tratamentos Cr-Pb e Zn-Pb apresentaram distribuição F > R > C e o tratamento
Cr e Zn a distribuição C > R > F. O Zn absorvido apresentou a distribuição C > F > R
nos tratamentos Zn-Cr-Pb, Zn-Cr e Cr-Pb. Os demais tratamentos tiveram distribuição
aleatória.
Pode-se dizer que uma tolerância multipla a Pb e Zn foi observada na espécie Borreia
capitata no Latossolo e a Cr e Zn no Podzólico, sugerindo uma tolerância cruzada ou cotolerância entre estes metais (Baker, 2000) já que as cocnetrações variam conforme o tipo
de tratamento. A espécie pode ser classificada como hiperacumuladora.
Conforme os resultados obtidos, sua tolerância a metais pesados e baseado nas
várias técnica de fitorremediação, no caso da Borreia capitata esta pode ser utilizada
como fitoextratora pois os metais estavam concentrados nas raı́zes e caules das mudas
cultivadas no Latossolo e nas folhas e caules das mudas cultivadas no Podzólico. Esta
espécie ainda não havia sido estudada para fins de fitorremediação.
5.9
Cyperus surinamensis
A Tabela 5.13 mostra as concentrações de Zn, Cr e Pb observados nas folhas, caule
e raizes da espécie Cyperus surinamensis cultivada no Latossolo e Podzólico. De um
modo geral, o Cr foi o elemento que apresentou-se em maior concentração nos caules
da planta cultivada no Latossolo. Os resultados do teste de Tukey nas raı́zes cultivadas
no Latossolo mostram que o Pb foi absorvido de 16 a 37,5 % de acordo com o tipo de
tratamento aplicado (Figura 5.11). Observa-se que a maior concentração de Pb absorvido
5.9 Cyperus surinamensis
131
Tabela 5.13: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (R) em Cyperus surinamensis no Latossolo (L) obtidas pelo teste de Tukey a
5%, resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn
Zn
Zn
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
<0,05
Pb
8,00
23,00
20,88
18,75
21,88
17,23
13,38
19,38
15,75
12,00
12,33
10,63
11,92
11,88
13,13
8,38
20,38
10,75
13,50
9,88
12,13
GH
A
ABC
ABCDE
AB
ABCDEF
BCDEFG
ABCD
ABCDEFG
DEFG
CDEFG
EFG
DEFG
DEFG
CDEFG
GH
ABCD
EFG
BCDEFG
FG
DEFG
Zn
91,30
52,30
83,2
83,60
43,90
64,20
78,15
33,00
36,40
89,40
38,9
84,60
71,30
44,10
54,40
84
64,40
25,20
47,50
5,95
39,6
A
CDEFGH
ABC
ABC
EFGH
ABCDEFG
ABCD
GHI
FGHI
A
FGH
AB
ABCDE
EFGH
BCDEFGH
AB
ABCDEF
HIJ
DEFGH
IJ
FGH
nesta parte da planta ocorreu no tratamento realizado com Zn-Cr-Pb (37,5 %) e a menor
nos tratamentos Zn-Pb e Cr (16,0 %). Apresentaram a mesma variância os tratamentos
com Zn e Pb (26,7 a 27,0 %), bem como os tratamentos com Cr-Pb e Zn-Cr cujo Pb
absorvido está entre 23,8 a 24,0 %.
O teste de Tukey revelou nos caules que o Pb foi absorvido entre 19,7 a 46,0 %
dependendo do tipo de tratamento. O que apresentou maior concentração foi o realizado
com Zn-Pb, com valor de 46,0 % e o menor o com Pb, com valor de 19,7 %. No limte de
5.9 Cyperus surinamensis
132
Figura 5.11: Distribuição de Pb na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de
diferentes contaminates, observada na espécie Cyperus surinamensis cultivada no Latossolo
confiança de 5 % observa-se que os tratamentos feitos com Zn-Pb e Zn-Cr-Pb, bem como
Cr e Zn foram estatı́sticamente iguais.
Nas folhas, o teste de Tukey revelou que o Pb foi absorvido entre 21,2 a 41,7 %
dependendo do tipo de tratamento. O tratamento com maior efeito na concentração foi o
realizado com Zn-Pb, cujo valor foi 41,7 % de Pb e o menor foi observado no tratamento
Zn-Cr, com valor de 21,2 %. Os tratamentos com Cr e Zn-Cr, apresentaram as mesmas
variâncias, com valores de concentração que variaram de 21,2 a 21,5 %.
Nas mudas cultivadas no Podzólico, o Cr foi mais concentrado nos caules e folhas. A
Fiugra 5.12 mostra que nas raı́zes, o Cr foi absorvido de 12,3 a 41,1 % dependendo do tipo
de tratamento, sendo que a maior concentração com valor de 41,1 % foi encontrada para
o tratamento com Pb, e a menor concentração ocorreu para o tratamento com Zn-Cr-Pb
(12,3 %). De uma forma geral, as variância foram bastante distintas, ou seja, não foi
5.9 Cyperus surinamensis
133
observada nenhuma similaridade entre os tratamentos.
Figura 5.12: Distribuição de Cr na raiz (R), caule (C) e folha (F), após a aplicação de diferentes contaminates, observada na espécie Cyperus surinamensis cultivada no Podzólico
Nos caules, o Cr foi absorvido de 16,8 a 47,8 % dependendo do tipo de tratamento. A
maior concentração de Cr foi observada para o tratamento com Zn-Cr-Pb e o menor efeitos
ocorreu para o tratamento com Zn-Pb. Todos os tratamentos apresentaram variância
distinta, da mesma forma que ocorreu para as raı́zes.
Nas folhas, o Cr foi absorvido de 17,1 a 38,7 % dependendo do tipo de tratamento.
A maior concentração de Cr ocorreu no tratamento Zn-Cr-Pb, e a menor no tratamento
feito com Pb. Os tratamentos Pb e Cr, bem como Cr-Pb e Zn-Cr-Pb apresentaram a
mesma variância entre si.
A distribuição dos contaminantes nas partes da planta mostra que nas mudas cultivadas no Latossolo a distribuição de Pb foi C > F > R e para os tratamentos Zn-Cr-Pb
e Zn-Cr foi de C > R > F e nos tratamentos Cr, Zn e Zn-Pb de C > F > R. Na deter-
5.9 Cyperus surinamensis
134
Tabela 5.14: Médias das concentrações de Cr, Pb e Zn observadas para raiz (R), caule
(C) e folha (R) em Cyperus surinamensis no Podzólico (P) obtidas pelo teste de Tukey a
5%, resultados em(mg kg−1 ).
Tratamento
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn Cr Pb
Zn
Zn
Zn
Zn Cr
Zn Cr
Zn Cr
Zn Pb
Zn Pb
Zn Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr Pb
Cr
Cr
Cr
Pb
Pb
Pb
Am.
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
R
C
F
Cr
6,13
23,93
19,38
16,90
14,30
18,25
6,05
11,53
14,28
9,75
8,43
12,03
7,58
20,30
19,38
10,18
14,78
8,78
20,55
21,05
8,55
G
A
B
BC
CDE
BC
G
DEFG
CDE
FGH
FGH
DEF
GH
AB
B
EFGH
CD
FGH
AB
AB
FGH
Pb
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
<0,06
Zn
24,5
95,70
20,10
67,60
57,20
73,00
19,20
6,10
97,10
89,00
8,20
6,80
29,90
82,10
9,80
70,70
59,10
41,10
82,20
84,20
84,20
FGH
A
GHI
CD
DE
BCD
GHI
IJ
A
AB
HIJ
HIJ
FG
ABC
HIJ
CD
DE
EF
ABC
ABC
ABC
5.9 Cyperus surinamensis
135
minação de Zn os tratementos Zn-Cr-Pb, Zn-Cr, Cr-Pb, Pb, Zn e Zn-Pb apresentaram a
mesma distribuição: R > F > C, o tratamento Cr a distribuição R > C > F.
No Podzólico os tratamentos Zn-Cr-Pb e Cr-Pb mostraram a seguinte distribuição
do Cr absorvido: C > F > R. Os tratamentos Cr e Pb apresentaram distribuição de C >
R > F e os tratamentos Zn e Zn-Pb a distribuição F > R > C. O Zn absorvido apresentou
a distribuição de C > R > F nos tratamentos Zn-Cr-Pb e Cr-Pb; para os tratamentos
Zn-Cr e Zn a distribuição foi F > R > C e os tratamentos Cr e Zn-Pb a distribuição de
R > C > F.
Uma tolerância multipla a Pb e Zn foi observada na espécie Cyperus surinamensis
no Latossolo e a Cr e Zn no Podzólico, sugerindo, segundo Baker (2000), uma tolerância
cruzada ou co-tolerância entre estes metais já que as concentrações variam conforme o
tipo de tratamento. A espécie pode ser classificada como hiperacumuladora.
Conforme os resultados obtidos, sua tolerância a metais pesados e baseado nas várias
técnica de fitorremediação, no caso da Cyperus surinamensis esta pode ser utilizada como
fitoextratora pois os metais estavam concentrados nas raı́zes e caules das mudas cultivadas
no Latossolo e nos caules das mudas cultivadas no Podzólico (KUMAR et al., 1995). Esta
espécie ainda não havia sido estudada para fins de fitorremediação.
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas
espécies
136
5.10
Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas espécies
Os resultados mostram que a absorção de Cr e Pb é função da contaminação aplicada
e tipo de solo, podendo variar de 15 a 98 % (Figura 5.13). A distribuição de Zn nos dois
tipos de solos é diferente para todas as espécies quando os tratamentos com Zn e ZnCr-Pb são aplicados. Já no tratamento com o Cr as espécies Cyperus surinamensis e
Monotagma laxum apresentaram as seguintes distribuições respectivamente: R > C > F
e C > F > R, observada para os dois tipos de solos. As espécies Panicum maximum,
Commelineae erecta e Cyperus surinamensis quando submetidas ao tratamento com o Pb
apresentaram para os dois tipos de solos as distribuições R > F = C, C > R > F e R >
F > C, respectivamente. Nota-se que no tratamento com Zn-Cr as espécies Commelineae
erecta e Borreia capitata a distribuição C > F > R é observada para os dois tipos de solos.
A distribuição C > F > R para a Monotagma laxum e R > F > C para Borreia capitata se
repete nos dois tipos de solos. No tratamento Cr-Pb apenas a espécie Monotagma laxum
a sequência observada foi C > R > F para o Latossolo e Podzólico.
As distribuições de Zn observadas anteriormente são alteradas quando comparados
os tratamentos com o mesmo tipo de solo. A distribuição de Zn no tratamento com Zn do
Latossolo foi F > C > R para as seguintes plantas: Nephrolepis biserrata, Commelineae
erecta e Borreia capitata e no Podzólico foi R > F > C para Cyperus surinamensis e
Monotagma laxum.
No tratamento com Cr a distribuição foi R > C > F para Nephrolepis biserrata e
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas
espécies
137
Figura 5.13: Quantidade Total de Pb absorvido por todas as partes das plantas estudadas,
cultivadas no Latossolo
CE - Commelina erecta;
ML - Monotagma laxum;
BC - Borreia capitata;
PM - Panicum maximum;
CS - Cyperus surinamensis;
NB - Nephrolepis biserrata.
Cyperus surinamensis; e C > F > R nas espécies Monotagma laxum e Borreia capitata
observadas no Latossolo e no Podzólico a distribuição para as espécies Commelineae erecta
e Borreia capitata foi C > R > F.
A distribuição de Zn para o tratamento Pb foi R > F > C nas plantas Cyperus
surinamensis e Monotagma laxum no Latossolo e no Podzólico foi C > F > R para as
mesmas espécies.
No tratamento Zn-Cr as espécies Panicum maximum e Nephrolepis biserrata apresentaram a distribuição F > R > C e as espécies Commelineae erecta e Borreia capitata a
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas
espécies
138
distribuição C > F > R. No podzólico, esta última distribuição de Zn foi observada para
as mesmas espécies incluindo Nephrolepis biserrata e Monotagma laxum.
No tratamento Zn-Pb as plantas Commelineae erecta e Monotagma laxum cultivadas
no Latossolo apresentaram a seguinte distribuição: C > F > R e as plantas Cyperus
surinamensis e Borreia capitata a distribuição R > F > C, que se repete no Podzólico
para a Borreia capitata incluindo a Panicum maximum.
A distribuição de Zn nas espécies Nephrolepis biserrata e Commelineae erecta cultivadas no Latossolo quando aplicado o tratamento Cr-Pb foi C > F > R e no Latossolo
R > C > F para as plantas Panicum maximum e Commelineae erecta e C > R > F para
Cyperus surinamensis e Monotagma laxum.
E finalmente no tratamento Zn-Cr-Pb a distribuição de Zn foi R > F > C para as
espécies Cyperus surinamensis e Borreia capitata cultivadas no Latossolo e C > R > F
para Cyperus surinamensis e Monotagma laxum cultivadas no Podzólico (Fiugra 5.14).
De um modo geral, a espécie Borreia capitata mostrou distribuições diferentes para
os tratamentos Zn, Cr, Zn-Cr e Zn-Pb, a Cyperus surinamensis apresentou variações
nas distribuição nos tratamentos Zn, Pb e Zn-Cr-Pb, a planta Monotagma laxum nos
tratamentos Zn e Pb e a espécie Commelineae erecta nos tratamentos com Zn-Cr e CrPb, comportamento observado quando comparados os dois tipos de solos.
Na distribuição de Cr, observada apenas no Podzóloco, observou-se para o tratamento com Zn diferenças entre todas as distribuições. Já no tratamento com o Cr
observa-se a distribuição C > R > F nas plantas Cyperus surinamensis e Borreia capitata
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas
espécies
139
Figura 5.14: Quantidade Total de Cr absorvido por todas as partes das plantas estudadas,
cultivadas no Podzólico
CE - Commelina erecta;
ML - Monotagma laxum;
BC - Borreia capitata;
PM - Panicum maximum;
CS - Cyperus surinamensis;
NB - Nephrolepis biserrata.
, mesmo comportamento observado para as espécies Cyperus surinamensis e Monotagma
laxum tratadas com Pb. No tratamento Zn-Cr as plantas Cyperus surinamensis e Borreia
capitata apresentaram a seguinte distribuição: F > C > R. Estas últimas espécies apresentaram distribuição F > R > C para o tratamento com Zn-Pb. A mesma distribuição
foi observada nas plantas Panicum maximum e Borreia capitata tratadas com Cr-Pb. E
as espécies Panicum maximum e Cyperus surinamensis tratadas com Zn-Cr-Pb mostraram a distribuição C > F > R e as plantas Nephrolepis biserrata e Monotagma laxum a
distribuição F > R > C para o mesmo tratamento.
De uma forma geral, a espécie Cyperus surinamensis mostrou distribuições dife-
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas
espécies
140
rentes para os tratamentos Cr, Zn-Cr, Zn-Pb e Zn-Cr-Pb e distribuições iguais para os
tratamentos Cr e Pb, a Borreia capitata apresentou variações nas distribuição nos tratamentos Cr, Zn-Cr e Zn-Pb e semelhantes nos tratamentos Zn-Pb e Cr-Pb, a planta
Monotagma laxum nos tratamentos Pb e Zn-Cr-Pb apresentou variações na distribuição
de Cr, da mesma forma que variou para a espécie Panicum maximum nos tratamentos CrPb e Zn-Cr-Pb. Já a Commelineae erecta não apresentou variações para os tratamentos
aplicados.
Na distribuição de Pb, observada apenas no Latossolo, nota-se que para o tratamento
com Zn as espécies Commelineae erecta e Cyperus surinamensis mostram a seguinte
distribuição: C > F > R e as plantas Monotagma laxum e Borreia capitata mostra a
distribuição R > C > F. No tratamento com Cr a distribuição C > F > R foi encontrada
nas plantas Nephrolepis biserrata e Cyperus surinamensis. Já no tratamento com Pb a
distribuição foi F > R > C para Panicum maximum e Borreia capitata e as espécies
Nephrolepis biserrata, Commelineae erecta e Cyperus surinamensis a distribuição R > F
> C para o mesmo tratamento.
No tratamento Zn-Cr a dsirtibuição de Pb foi C > R > F para Nephrolepis biserrata
e Cyperus surinamensis e a distribuição para Monotagma laxum e Borreia capitata foi
C > F > R, a mesma distribuição foi encontrada para o tratamento com Zn-Pb nas
espécies Panicum maximum e Cyperus surinamensis, e nas espécies Nephrolepis biserrata
e Commelineae erecta submetidas ao mesmo tratamento a distribuição foi F > C > R.
No tratamento Cr-Pb a distribuição de Pb nas plantas Panicum maximum e Cyperus
surinamensis foi F > R > C e nas plantas Nephrolepis biserrata e Monotagma laxum foi
C > R > F. E no tratamento com Zn-Cr-Pb a distribuição de Pb nas espécies Panicum
5.10 Avaliação dos efeitos dos tratamentos na absorção de Cr e Pb pelas
espécies
141
maximum e Nephrolepis biserrata foi R > C > F.
Contudo, a espécie Cyperus surinamensis apresentou a mesma distribuição nos
tratamentos Zn, Cr e Zn-Pb, e diferentes nos tratamentos Pb, Zn-Cr e Cr-Pb. A espécie
Nephrolepis biserrata apresentou distribuições idênticas quando tratada com Zn-Cr e CrPb, com variações nos outros quatro tratamentos. Na Panicum maximum, nota-se as
semelhanças na distribuição dos tratamentos Pb e Cr-Pb, e variações nos outros dois
tratamentos. A variação entre a distribuição de Pb na planta é observada na Monotagma
laxum quando submetida aos tratamentos Zn, Zn-Cr e Cr-Pb. O mesmo comportamento
observado para a Commelineae erecta quando submetida aos tratamentos Zn, Pb e ZnPb. E por último, a Borreia capitata que apresentou distribuições diferentes para os
tratamentos com Zn e Zn-Cr.
Capı́tulo 6
CONCLUSÃO
Os resultados mostram que a Panicum maximum obteve os maiores teores de absorção nos caules das mudas cultivadas no Podzólico, apresentando maior afinidade com
o Cr, podendo ser classificada como hiperacumuladora de Cr;
Quando comparados Cr e Pb, este último foi absorvido em menor quantidade na
Panicum maximum, e em pequena quantidade no solo, sugerindo que a espécie possa estar
realizando fitovolatilização com o metal;
A espécie Nephrolepis biserrata apresentou os maiores teores de absorção nas raı́zes
das mudas cultivadas no Podzólico, apresentando maior afinidade com o Cr, sendo classificada com hiperacumuladora de Cr;
O Pb foi absorvido em menor quantidade na Nephrolepis biserrata e apresentou-se
em pequena quantidade no solo, sugerindo que a espécie estaria realizando fitovolati-
143
lização;
Tanto a Panicum maximum quanto a Nephrolepis biserrata apresentaram tolerância
múltipla aos metais analisados;
A Commelina erecta apresentou os maiores teores no caule dos tratamentos Zn e Cr,
nos caules das mudas cultivadas no Latossolo, sugerindo maior afinidade com o Pb. Para
os demais tratamentos os maiores teores de Cr foram nas raı́zes das mudas do Podzólico,
caracterizando uma possı́vel inibição, mas com afinidade a este elemento. Logo esta
espécie apresentou tolerância múltipla e pode ser classificada como hiperacumuladora;
Nos dois tipos de solo desta espécie, observou-se que o Pb etava abaixo do limite de
detecção da técnica. Devido a ausência no podzólico e nas mudas cultivadas no mesmo,
provavelmente ocorreu fitovolatilização do Pb;
Observou-se na Cyperus surinamensis os maiores teores de Pb nos caules das mudas
tratadas com Zn, Cr e Zn-Pb do Latossolo. Nos demais tratamentos os maiores teores
foram de Cr nos caules e folhas, caracterizando um comportamento hiperacumulados e de
tolerância múltipla;
Nos dois tipos de solos observou-se baixa concentração de Cr e Pb na presença das
mudas de Cyperus surinamensis;
Para Monotagma laxum, nota-se que os maiores teores de Pb foram nos caules das
mudas cultivadas no Latossolo para os tratamentos com Pb e Zn-Cr. Para os demais
tratamentos as maiores concentrações foram de Cr nos caules e folhas das mudas cultivadas
no Podzólico, um comportamento hiperacumulador e de tolerância múltipla;
144
No Latossolo a Monotagma laxum apresentou inibição de Pb e Cr nas raı́zes. Maior
movimentação destes metais na planta foi observada no Podzólico;
No solo desta espécie, observou-se teores de Pb abaixo do limite de detecção;
Para a Borreia capitata, notou-se os maiores teores nos caules e folhas no Podzólico,
sugerindo maior afinidade ao Cr, sendo também classificada como hiperacumuladora;
No solo desta espécie, observou-se teores de Cr maiores que os de Pb nos dois tipos
de solos;
Os resultados da análise ANOVA (P < 0,05 e P< 0,01) mostraram que as seis
espécies absorveram o Cr e o Pb independentemente do tipo de solo. Aparentemente, o
processo de absorção do Pb não é influenciado pela presença de Cr no solo e vice-versa,
já o Zn estaria favorecendo a aborção de Cr e Pb;
De uma forma geral, os melhores resultados fitorremediadores foram obtidos nas
mudas cultivadas no Podzólico, sugerindo que a mobilidade dos metais analisados deste
solo é maior, exceto para a espécie Borreia capitata que apresentou os maiores teores de
Pb nas mudas cultivadas no Latossolo;
Em parte, as baixas absorções de Cr podem ser devidas ao fato de que este elemento
forma fortes ligações com os componentes da fase sólida do solo;
A espécie mais eficiente na remoção e retenção dos metais foi a Cyperus surinamensis
> Borreia capitata > Monotagma laxum > Panicum maximum > Nephrolepis biserrata
> Commelina erecta, todas com afinidade para Cr, exceto a Borreia capitata, assim todas
145
apresentam um potencial fitoextrator.
Capı́tulo 7
REFERÊNCIAS
BIBLIOGRÁFICAS
ACCIOLY, A.M.A. Amenizantes e estratégias para o estabelecimento de vegetação em
solos de áreas contaminadas por metais pesados. Tese (Doutorado em Solos e Nutrição
de Plantas). Universidade Federal de Lavras, Lavras, 2001, 170p.
ACCIOLY, A. M. A.; SIQUEIRA, J. O. Contaminação quı́mica e biorremediação do solo.
In: NOVAIS, R. F.; ALVAREZ V.; V. H.; SCHAEFER, C. E. G. R. Tópicos em ciência
do solo. Viçosa: Sociedade Brasileira de Ciência do Solo, 2000, v.1, p.299-352.
AGOURAKIS, D.C., CAMARGO, I.M.C., COTRIM, M.B., FLUES, M. Comportamento
de Zinco e Manganês de pilhas alcalinas em uma coluna de solo. Quı́mica Nova, 2006,
v.29, No.5, p.960-964.
ALLOWAY, B.J. Soil processes and the behavior of metals. In: ALLOWAY, B.J., ed.
Heavy metals in soils. New York, John Wiley, 1990, p.7-28.
ALLOWAY, B.J. Cadmium. In: ed. Heavy metals in soils. Glasgow: Blackie and Son,
1995, p.107-108.
147
ALVA, A.K., SINGH, M. Sorption of bromacil, diuron, norflurazon, and simazine at
various horizons in two soils. Bulletim of Environmental Contamination and Toxicology,
v. 45, 1990, p.365-374.
AMARAL SOBRINHO, N.M.B., VELLOSO, A.C.X, COSTA, L.M. Lixiviação de Pb,
Zn, Cd, e Ni em solo Podzólico Vermelho Amarelo Tratado com Resı́duos Siderúrgicos.
Revista Floresta e Ambiente, Seropédica, 1999, v.3, n.1, p.65-75.
ANDREOLI, C.A., FERREIRA, A.C., CHERUBINI, C., CARNEIRO, C., TELES, C.R.,
FERNANDES, F. Higienização do Lodo de Esgoto (cap. 4). In: ANDREOLI, C.V. et al.
. Resı́duos Sólidos do Saneamento: processamento, reciclagem e disposição final. Editora
RiMa, Curitiba, 2001.
ANOLIEFO,G.O., IKHAJIAGBE, B., OKONOFHUA, B. O., DIAFE, F.V. Eco-taxonomic
distribution of plant species around motor mechanic workshops in Asaba and Benin City,
Nigeria: Identification of oil tolerant plant species. African Journal of Biotechnology,
2006, v.5, pp.1757-1762.
ANTOSIEWICZ, D.M. Adaptation of plants to an environment polluted with heavy metals. Acta Soceitatis Botanicorum Poloniae, Warszawa, 1992, v.61, p.281-299.
ARAUJO, B.S., CHARLWOOD, B.V., PLETSCH M.P. 2a IUPAC International Conference on Biodiversity, July 1999, Belo Horizonte, Brazil, 1999, p.142.
ARAÚJO, W. S., SOBRINHO, A.N.M.B., MAZUR, N., GOMES, P. C. Relação entre
adsorção de metais pesados e atributos quı́micos e fı́sicos de classes de solo do Brasil.
Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, 2002, v.26, n.2, p.17-27.
BAIRD, C. Quı́mica ambiental; trad. Maria Angeles Lobo Recio e Luiz Carlos Marques
Carrera. 2a.ed. Porto Alegre: Bookman. 2002. p.527-570.
BAKER, A.J.M., REEVES, R.D., McGRATH, S.P. In situ decontamination of heavy
metal polluted soils using crops of metal-accumulating plants-a feasibility study. In Situ
Bioreclamation, eds RE Hinchee, Butterworth-Heinemann, Stoneham MA, RF Olfenbuttel, 1991, pp.539-544.
BAKER, A.J.M., McGRATH, S.P., REEVES, R.D., SMITH, J.A.C. Metal hyperaccumulator plants: a review of the ecology and physiology of a biological resource for phytoremediation of metal-polluted soils. In: Terry, N and Bañuelos, G. (eds), Phytoremediation
of contaminated soil and water, Lewis Publishers, Boca Raton, EUA, 2000, pp.85-107.
148
BARCELÓ, J., POSCHENRIEDER, C.H. Respuestas de las plantas a la contaminatio
por metales pesados. Suelo y Planta, Madrid, 1992, v.2, p.345-361.
BAUMANN, A. Das Verhalten von Zinksatzen gegen Pflanzen und im Boden. Landwirtsch.
Vers.-Statn, 1885, v.31, p.1-53.
BROOKS, R.R., CHAMBERS, M.F., NICKS, L.J. and ROBINSON, B.H. Phytomining.
Trends Plant Science. 1998, v.3, n.9, p.359-362.
BROOKS, R.R. Phytoremediation By Volatilisation. In Brooks, R.R.[Ed], Plants that
yperaccumulate heavy metals, CAB International, Walling-ford, 1998, p.289.
BENTES, K. R. S. ESTUDO DE UM ESPODOSSOLO HIDROMÓRFICO EXISTENTE
NA BACIA DE TRÊS IGARAPÉS DO DISTRITO INDUSTRIAL DE MANAUS (AM).
Dissertação (Mestrado em Quı́mica de Produtos Naturais) - Universidade Federal do
Amazonas, . Orientador: Genilson Pereira Santana. 2001, 65p.
CAMBELL, N.A., REECE, J.B. Biology. California: Benjamin Cummings, 2002, p.753754.
CASTRO, A.A.J.F. Florı́stica e fitossociologia de um cerrado marginal brasileiro, Parque
Estadual de Vassununga, Santa Rita do Passa Quatro, SP. Dissertação de Mestrado.
Universidade Estadual de Campinas, Campinas. 1987.
CASTRO, R.F. Composição inorgânica de duas gramı́neas do Distrito Industrial de Manaus - AM. Dissertação (Mestrado em Quı́mica de Produtos Naturais) - Instituto de
Ciências Exatas, Universidade Federal do Amazonas, Manaus. 2000, 88p.
CHANEY, R.L. Plant uptake of inorganic waste. In Land Treatment of Hazardous Waste,
eds JE Parr, PB Marsh, JM Kla, Noyes Data Corp, Park Ridge Il, 1983, pp.50-76.
CHRISPEELS, M. J., CRAWFORD, N. M., SCHROEDER, J. I. Proteins for transport
of water and mineral nutrients across the membranes of plant cells. Plant Cell., 1999,
v.11, p.661-675.
CHU, E.Y. Embrapa Amazônia Oriental, Sistemas de Produção, 01 ISSN 1809-4325,
Versão Eletrônica, Dez./2005.
COLE, M. A.; ZHANG, L.; LIU, X. Remediation of pesticide-contaminated soil by planting and compost addition. Compost. Sci. Utiliz., 1995, v.3, p.20-30.
149
CROWLEY, T.J., CUBASCH, U., VOSS, R., HEGERL, G.C., WASZKEWITZ, J. Simulation of the influence of solar radiation variations on the global climate with an
ocean-atmosphere general circulation model, Springer Berlin / Heidelberg, Earth and
Environmental Science, 1997, v.13, p.11.
CUNNINGHAM, S.D., ANDERSON, T.A., SCHWAB, P., HSU, F.C. Adv. Agron. 1996,
v.56, p.55-114.
CUNNINGHAM, S.D., BERTI, W.R. Phytoextraction and Phytostabilization: technical,
economic, and regulatory considerations of the soil-lead issue. In: Terry, N. and Banuelos,
G. (eds), Phytoremediation of contaminated soil and water, Lewis Publishers, Boca Raton,
EUA, 2000, pp.359-376.
DIAS, C.M. Estudo Fı́sico-Quı́mico da água de três Igarapés da Região do Distrito Industrial de Manaus - AM. Dissertação (Mestrado em Quı́mica de Produtos Naturais) Universidade Federal do Amazonas, Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nı́vel
Superior. 2001.
DOBROVOL’SKII, V.V. Biospheric cycles of heavy metals and regulatory role of soil.
Eurasian Soil Science. 1997, v.30, p.371-380.
DUA, M., SINGH, A., SETHUNATHAN, N., JOHRI, A.K. Biotechnology and bioremediation: successes and limitations. Appl Microbiol Biotechnol. 2002, v.59, p.143-52.
DUFFUS, J.H. Heavy Metals: A meaningless term? Pure Applicated Chemical, 2002,
v.74, n.5, pp.793-807.
DUGAS, H. Bioorganic Chemistry: A Chemical Approach to Enzyme Action, 3rd ed.,
VCH: New York, 1996.
EGREJA FILHO, F.B. Avaliação da ocorrência e distribuição quı́mica de metais pesados
na compostagem do lixo domiciliar urbano. Viçosa, (Mestrado). Universidade Federal de
Viçosa. 1993, 176p.
EMBRAPA. Biodiversidade - Conservação e Manejo. Brası́lia, 1994, 23p.
EMBRAPA. Manual de análises quı́micas de solos, plantas e fertilizantes. Brası́lia, 1997,
pp.171-223.
FÁVERO, O. A. Do Berço da Siderurgia Brasileira à Conservação de Recursos Naturais
150
- Um Estudo da Paisagem da Floresta Nacional de Ipanema (Iperó/SP). Dissertação
(Mestrado em Geografia Humana) DG/FFLCH/USP, São Paulo, 2002, 257p.
FAYAD, J. A., FONTES, P. C. R., CARDOSO, A. A., FINGER, F. L., FERREIRA, F.
A. Absorção de nutrientes pelo tomateiro cultivado sob condições de campo e de ambiente
protegido. Horticultura Brasileira, 2002, v.20, p.90-94.
FLATEN, T.P. Geographical associations between aluminium in drinking water and death
rates with dementia (including Alzheimer’s disease), Parkinson’s disease and amyotrophic
lateral sclerosis in Norway, Springer Netherlands, Earth and Environmental Science, 1990,
v.12, p.1-2.
FERREIRA, C.P. Aspéctos toxicológicos e de segurança no manuseio de agroquı́micos.
Série Técnica, Piracicaba, 1987, v.4, n.12, p.132-149.
FELLE, H.H., HERRMANN, A., HÜCKELHOVEN, R., KOGEL, K.H. Root-to-shoot
signalling: apoplastic alkalinization, a general stress response and defence factor in barley
(Hordeum vulgare). Protoplasma 227, 2005, p.17-24.
GARDEA, J.L., PERALTA, J.R., ROSAA, G., PARSONSB, J.G. Phytoremediation of
heavy metals and study of the metal coordination by X ray absorption spectroscopy.
Coordination Chemistry Reviews 249, 2005, p.1797-1810.
GLASS, D.J. The 1999 United States Market for Phytoremediation, D. Glass Associates,
Needham, 1999. 139pp.
GÒRSKA, M. Phytoremediation in Polland, Department of Land Management, Institute
for Ecology of Industrial Areas, Katowice, Poland, 1997, 4pp.
GUEDES, N. C. C. ; SANTANA, G. P. . Caracterização de alguns Parâmetros Fı́sicoQuı́micos das Águas Superficiais da Micro-Bacia do Igarapé do Quarenta, Manaus (AM).
In: VIII Encontro Nacional sobre contaminantes inorgânicos - III Simpósio sobre Essencialidade de Elementos na Nutrição Humana, 2002, Rio de Janeiro. VIII Encontro Nacional
sobre contaminantes inorgânicos - III Simpósio sobre Essencialidade de Elementos na Nutrição Humana, 2002. v. Único. p.141-142.
HARDAWAY, L.A.; YALKOWSKY, S.H. Cosolvent effects on diuron solubility. Journal
of Pharmaceutical Sciences, 1991, v.80, n.2, p.196-197.
HARTMAN, W.J.Jr. An evaluation of land treatment of municipal wastewater and phy-
151
sical siting of facility installations. Washington DC; US Department of Army. 1975.
JONES, H.E.; BOWEN, I.D. Acid phosphatase activity in the larval salivary glands of
developing Drosophila melanogaster. Cell Biology International. 1993, v.17, n.3, p.305315.
JUNGK, A.O. Dynamics of nutrient movement at the soil-root interface. In: WAISEL,
Y.; eshel, a.; KAFKAFI, U. (Eds.). Plant roots: the hidden half. New York: Marcel
Dekker, 1991, p.455-481.
KABATA-TENDIAS, A., PENDIAS, H. Trace elements in soil and plants. 3th ed. Boca
Raton, CRC. 1985.
KACHENKO, A.G., SINGH, B., BHATIA, N.P. Heavy metal tolerance in common fern
species, Australian Journal of Botany, 2006, v.55, n.1, p.63-73.
KELLER, C., HAMMER, D., GENSKE, D. Phytoremediation of heavy metal contaminated soils with hyperaccumulation plants and high biomass species. Swiss Federal Institute
of Technology, The first meeting of Working Group 2, EPFL, Lausanne, CH, 1999, p.1819.
KING, L.D. Soil heavy metals. In: ALVAREZ V., V.H.; FONTES, L.E.; FONTES, M.P.F.
O solo nos grandes domı́nios morfoclimáticos do Brasil e o desenvolvimento sustentado.
Viçosa, 1996, p.823-836.
KLAUBERG-FILHO, O. Ecologia e atividade de fungos micorrı́zicos arbusculares em solo
poluı́do com metais pesados. Lavras: Ufla, Tese de Doutorado. 1999, 161p.
KOOGAN, A., HOUAISS, A. Enciclopédia e dicionário ilustrádo, Rio de Janeiro, 4ed.,
2000, p.1730.
KUIPER, I., LAGENDIJK, E.L., BLOEMBERG, G.V., LUGTENBERG, B.J. Rhizoremediation: a beneficial plant-microbe interaction. Mol Plant Microbe Interact. 2004,
v.17, n.1, p.6-15.
KUMAR N.P.B.A., DUSHENKOV V., MOTTO H., RASKIN I. Phytoextraction: the use
of plants to remove heavy metals from soils. Environmental Science Technology, 1995,
v.29, p.1232-1238.
LARDANS, V., DISSOUS, C. Parasitol. Today, 1998, v.14, p.413-417.
152
LASAT, M.M., PENCE, N.S., GARVIN, D.F., EBBS, S.D., KOCHIAN, L.V. Molecular
physiology of zinc transport in the Zn hyperaccumulator Thlaspi caerulescens. Jornal
Exp Botany, 2000, v.51, p.71-79.
LESCHBER, R., DAVIES, R.D., L.HERMITE, P. Chemical methods for assessing bioavailability metals in sludge and soils. London: Elsevier, 1985, 96p.
LEYVAL, C.; TURNAU, K.; HASELWANDTER, K. Effect of heavy metal pollution
on mycorrhizal colonization and function: physiological, ecological and applied aspects.
Mycorrhiza, Berlin, 1997, v.7, p.139-153.
MACEK, T.; MACKOVÁ, M.; KÁS, J. Exploitation of plants for the removal of organics
in environmental remediation. Biotechnol. Adv., 2000, v.18, p.23-34.
MALAVOLTA, E., VITTI, G.C., OLIVEIRA, S.A. Avaliação do estado nutricional das
plantas - princı́pios e aplicações. 2.0 ed. Piracicaba- SP, 1997, p.1-105.
MANAHAN, S.E. Environmental Chemistry. 7 ed. Lewis Publishers, Boca Raton, 1999,
898pp.
MARSCHNER, H., DELL, B. Nutrient uptake in mycorrhizal symbiosis. Plant and soil,
Dordrecht, 1994, v.159, p.89-102.
MARSCHNER, H., ROMHELD, V., HORST, W.J., MARTIN, P. Root-induced change in
the rhizosphere - importance for the mineral-nutrition of plants. Z. Pflanz. Bodenkunde.
1986, v.149, p.144-456.
MARTIN-NETO, L., NASCIMENTO, O.R., TALAMONI, J., POPPI, N.R. EPR of
micronutrients-humic substances complexes extracted from a brazilian soil. Soil Science,
1991, v.51, p.369-376.
MARTINEZ, H.P., NOVAIS, R.F., RODRIGUES, L.A., SACRAMENTO, L.V.S. Phosphate
forms in the plant and their internal buffering in five soybean cultivars. In: COMUNICACIONES - SIMPOSIO IBÉRICO SOBRE NUTRICIÓN MINERAL DE LAS PLANTAS,
9., Zaragoza, 2002. Zaragoza, Institución Fernando el Católico, 2002, p.67-70.
MATTIGOD, S.V., SPOSITO, G., PAGE, A.L. Factors affecting the solubilities of trace
metals in soils. In: BAKER, D.E. Chemistry in the soil environment. Madson: ASA/SSSA,
1981, 259p.
153
MATZNER, E. Factors controlling Al-activity in soil solution in an acid forest soil of the
German solling area. Z. Pflanzernernähr, Bodenk, 1992, v.155, p.333-338.
MAZUR, N. Biossignificância de nı́quel, chumbo,zinco e cobre em solos que receberam
composto de resı́duo sólido urbano. (Tese de doutorado). Viçosa (MG) : Universidade
Federal de Viçosa, 1997, 135p.
MESQUITA, A.A., SOBRINHO, N.M.B.A., OLIVEIRA, C., MAZUN, N., SANTOS, F.
Remediação de solos tratados com lodo rico em zinco. Revista Brasileira Engenharia
Agrı́cola Ambiental, 2006, v.10, n.3, p.738-744.
MESQUITA, A. A. Remediação de áreas contaminadas por metais pesados provenientes
de lodo de esgoto. Seropédica: UFRRJ, 2002. 52p. Dissertação Mestrado.
MILLER, R. M.; JASTROW, J. D. The application of V. A. mycorrhizae to ecosystem
restoration and reclamation. In: MICHAEL, F. A. (Ed.). Mycorrhizal functioning: an
integrative plant-fungal process. London: Chapman and Hall, 1992, p.438-467.
MILLER, R. R. Phytoremediation. 1996. Disponı́vel em http://www.gwrtac.org. Disponı́vel em 18 jun. 2001.
MINGUZZI, C., VERGNANO, O. Il contento di nichel nelli ceneri di Alyssum bertlonii
Desv. Atti della Societa Toscana di Science Naturali, Mem Ser A, 1948, v.55, p.49-77.
NARAYANAN, M. et al. Experimental and modeling studies of the fate of trichlorethylene
in a chamber with alfafa plants. 1996. Online. Disponı́vel em http://www.engg.ksu.edu/
HSRC/home.html. Disponı́vel em 18 jun. 2001.
NELLESEN, J.E., PLETCHER, J.S.. Assessment of published literature pertaining to
the uptake/accumulation, translocation, adhesion and biotransformation of organic chemicalsby vascular plants, Environ. Toxicol. and Chem., 1993, v.12, p.2045-52.
NEWMAN, E.I. Mycorrhizal links betwen plants: Their functioning and ecological significance. Adv. Ecol. Res. 1988, v.18, p.243-270.
NÚÑEZ, J.E.V., AMARAL SOBRINHO, N.M.B., PALMIERI, F. E MESQUITA, A.A.
Conseqüências de diferentes sistemas de prepero do solo sobre a contaminação do solo,
sedimentos e água por metais pesados.Revista Brasileira de Ciência do Solo, 1999, v.23,
p.981-990.
154
O’LEARY, J.W. The agricultural use of native plants on problem soils, in Soil Mineral
Stresses: Approaches to Crop Improvement, ed. by A. Yeo and T. Flowers. Springer,
1994, pp.127-143.
OLIVEIRA, C. Avaliação do potencial de contaminação de dois solos agrı́colas com lodo
de esgoto enriquecido com Cd, Pb, e Zn. Seropédica, (Tese de Doutorado), Universidade
Federal Rural do Rio de Janeiro, 1998, 191p.
OMOJOLA, A. B.; ADEWUMI, M. K.; SALAKO, A. E.; ADESHIYAN, A. B. Performance of West African Dwarf goats fed a combination of aquatic fern, Nephrolepis
biserrata-Schott and cassava waste ration. African Journal of Livestock Extension, 2004,
v.3, p.1-4.
PELCZAR, Jr., M.J., CHAN, E.C.S., KRIEG, N.R. Microbiologia: conceitos e aplicações.
2a ed.; São Paulo-SP: Makron Books, 1997, v.2.
PIERZYNSKI, G.M., SIMS, J.T., VANCE, G.F. Soils and environmental quality. Lewis
Publishers, 1994, 313p.
PIMENTEL-GOMES, F. Estatı́stica experimental. 14 Ed. Piracicaba-SP, 2000, p.26-29.
PINHEIRO, R. S. Inertização de resı́duos perigosos através do uso de resı́duos alcalinos.
Seropédica: UFRRJ, Dissertação Mestrado, 2003, 57p.
POHLMAN, A.A., McCOLL, J.G. Soluble organics from forest litter and their role in
mineral dissolution. Soil Science Society American Jornal, 1988, v.52, p.265-271.
POLLARD, A.J., DANDRIDGE, K.L. e JHEE, M. Ecological genetcs and the evolution
of trace element hyperaccumulation in plants. In: Terry, N. and Banuelos, G. (eds),
Phytoremediation of contaminated soil and water, Lewis Publishers, Boca Raton, EUA,
2000, pp.251-264.
RACKER, K.D. Pesticide in the soil microbial ecosystem. In: RACKER, K.D.; COATS,
J.R. Enhanced biodegradation of pesticides in the environment. Washington, DC.: ACS.
1990, p.1-12.
RAIJ, B.van; CANTARELLA, H.; QUAGGIO, J.A.; FURLANI, A.M.C. Recomendções
de adubação e calagem para o Estado de São Paulo. 2.ed. Campinas: IAC, 1996, 285p.
RAMALHO, J.F.G.P., SOBRINHO, A.N.M.B.,VELLOSO, A.C.X..Acúmulo de metais
155
pesados em solos cultivados com cana-de-açúcar pelo uso contı́nuo de adubaçao fosfatada
e água de irrigação. Revista brasileira de ciência do solo, 1999, v.23, n.4, pp.971-979.
RASCIO, W. Metal accumulation by some plants growing on Zn mine deposits. Oikos,
1977, v.29, p.250-253.
RAVEN, P. H., EVERT, R. F., EICHHORN, S. E. Biologia Vegetal. Rio de Janeiro,
Guanabara Koogan, 1996, 728p.
RUGH, C.L., WILDE, H.D., STACKS, N.M., THOMPSON, D.M., SUMMERS, A.O.,
MEAGHER, R.B. Mercuric ion reduction and resistance in transgenic Arabidopsis thaliana plants expressing a modified bacterial merA gene. Communicated by Eugene P.
Odum, University of Georgia, Athens, GA, December 7, 1996, v.93, n.8, p.3182-3187.
SAEFL, 1998. NABEL, La Pollution de l’Air 1997. BUWAL,Bern.
SALISBURY, F., ROSS, C. Plant Physiology. Fourth Edition.ed. Belmont: Wasworth,
Inc., 1992, pp.161-188.
SALT, D.E., BLAYLOCK, M., NKUMAR, N.P.B.A., DUSHENKOV, V., ENSLEY, B.D.,
CHET, I. Phytoremediation: a novel strategy for the removal of toxic metals from the
environment using plants. Biotechnology, 1995, v.13, p.468-475.
SCHAT, H., KALFF, M.M.A. Are phytochelatins involved in differential metal tolerance
or do they merely reflect metal-imposed strain? Plant Physiology, v.99, n.4, 1992, p.14751480.
SCHNOOR, J.L., LICHT, L.A., McCUTCHEON, S.C., WOLFE, N.L. e CARREIRA,
L.H. Phytoremediation of Organic and Nutrient Contaminants. Environ. Sci. Technol.,
1995, v.29, n.7, p.318A-323A.
SHANKER, A.K., CERVANTES, C., LOZA-TAVERA, H, AVUDAINAYAGAM, S. Environment International 2005, v.31, p.739-753.
SHRIVER, D.F., ATKINS, P.W., LANGFORD, C.H. Inorganic Chemistry, 1999, 2 ed.,
p.412-452.
SHUMAN, L.M. Effect of organic waste amendments on cadmium and lead in soil fractions
of two soils. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 1998, v.29, p.2939-2952.
156
SILVA, M.R., WERNER, J.D.,KLITZKE, M. Extração e caracterização de substâncias
húmicas em sedimentos de superfı́cie em afluentes do Rio Itajaı́-Açu : estudo das propriedades ácido-básicas com os ı́ons Cu2+ e Al3+ . Revista de estudos ambientais, Blumenau,
2000, v.2, n.1, p.2.
SILVA, E., FIALHO, A.M., Sa-CORREIA, I., BURNS, R.G., SHAW, L.J. Combined bioaugmentation and biostimulation to cleanup soil contaminated with high concentrations
of atrazine. Environ Sci Technol. 2004, v.38, n.2, p.632-7.
SIQUEIRA, J. O.; PEREIRA, M. A. M.; SIMÃO, J. B. P.; MOREIRA, F. M. S. Efeito da
formononetina (7 Hidroxi, 4”metoxi Isoflavona) na colonização micorrı́zica e crescimento
do milho em solo contendo excesso de metais pesados. Revista Brasileira de Ciência do
Solo, Campinas, 1999, v.23, p.571-577.
SKOOG, D.A. e WEST, D. M. Fundamentals os analytic chemistry. 3a ed. Holt Rinebort
and Winston, New York. 1976, 804p.
SKOOG, D.A., HOLLER, F. J., NIEMAN, T. A. Principles of instrumental analysis.
1998, Fifth Ed., 849p.
SMITH, G.S., SCHENCK, N.C. Two new dimorphic species in the Endogonaceae: Glomus
ambisporum and Glomus heterosporum. Mycologia, New York, 1985, v.77, p.566-574.
SOARES, C.R.F.S., ACCIOLY, A.M.A., MARQUES, T.C.L.L.S.M. Acúmulo e distribuição de metais pesados nas raı́zes, caule e folhas de mudas de árvores em solo contaminado por rejeitos de indústria de zinco. Revista Brasileira de Fisiologia Vegetal, 2001,
v.13, n.3, p.302-315. ISSN 0103-3131.
SOMBROEK, W.G. Amazon soils. A reconnaissance of the soils of the Brazilian Amazon
region. Centreÿfor Agricultural Publishing and Documentation (PUDOC). Wageningen,
NL. 1966, 292p.
SPARKS, D.L. Environmental soil chemistry. Academic Press, 1995, 267p.
TANG, S.R., WILKE, B.M., BROOKS, R.R. Heavy-metal uptake by metal-tolerant
Elsholtzia haichowensis and Commelina communis from China, Communications in soil
science and plant analysis, 2001, v.32, n.5-6, p.895-905.
TOKUNAGA, T.K., WAN, J., FIRESTONE, M.K., HAZEN, T.C., SCHWARTZ, E.,
SUTTON, S.R., NEWVILLE, M. Chromium diffusion and reduction in soil aggregates.
157
Environ. Sci. Technol. 2001, v.35, p.3169-3174.
TOMÉ JR., J. B. Manual para interpretação da análise de solo. Guaı́ba: Agropecuária,
1997, 247p.
USEPA - UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. 40 CFR
Parts 257, 403 and 503. Final rules: Standards for the use for sludge. Federal Register,
1993, v.58, n.32, p.9248-9415.
USEPA - UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. A citizens
guide to phytoremediation, Technology Innovation Office, 401 M Street, SW (5102G)
Washington, DC 20460, EPA 542-F-98-011, 1998, (Electronic document).
USEPA - UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Introduction to Phytoremediation, EPA/600/ R-99/107, National Risk Management Research Laboratory, Office of Research and Development, Cincinnati, OH, 2000, 45268 (Electronic
document).
UTSUNAMYIA, T. Japanese Patent Application, 1980, p.55-72.
VALSECCHI, G., GIGLIOTTI, C., FARINI, A. Microbial biomass, activity, and organic
matter accumulation in soils contaminated with heavy metals. Springer Berlin/ Heidelberg, v.20, 1995, p.253-259.
VAN DER LELIE, D., SCHWITZGUEBEL, J.P., GLASS, D., VANGRNSVELD, J., BAKER, A. Environ. Sci. Technol. 2001, v.35, p.446A.
VIDALI, M. Bioremediation. An overview. Pure Appl. Chem. 2001, v.73, n.7, pp.11631172.
VANGRONSVELD, J., CUNNINGHAM, S.D. Metal-contaminated soils, Springer, Berlin,
1998, 265p.
VOSE, J. M. et al. Leaf water relations and sapflow in Eastern cottonwood (Populus
detoides Bartr.) trees planted for phytoremediation of a groundwater pollutant. Internotional Jornal of the Phytoremediaton, 2000, v.2, p.53-73.
WALTER, M. V., and R. L. CRAWFORD (ed.). . Biodegradation and biotransformation.
In C. J. Hurst et al. (ed.), Manual of environmental microbiology. American Society for
Microbiology, 1997, v.8, p.704-864.
158
WEI, S., ZHOU, Q., WANG, X. Identification of weed plants excluding the uptake of
heavy metals, Soil Contamination and Environmental Health, Environment International,
2005, v.31, p.829-834.
WIDADA, J., NOJIRI, H., OMORI, T. Recent developments in molecular techniques for
identification and monitoring of xenobiotic-degrading bacteria and their catabolic genes
in bioremediation. Appl Microbiol Biotechnol. 2002, v.60, n.1-2, p.45-59.
Capı́tulo 8
GLOSSÁRIO
1. Ácidos fúlvicos: Compostos de peso molecular relativamente baixo. Com um conteúdo
de oxigênio entre 30 e 50%, o que implica numa maior riqueza em grupos oxigenados relacionados com os processos de quelatação de metais. Estes grupos são ente
outros: carbóxilos, hidroxifenoles, hidroxiquinonas, lactonas e éteres (SILVA et al.,
2000).
2. Ácidos húmicos: São frações da matéria orgânica que exerce no solo e nas plantas
uma série de ações fı́sicas, quı́micas e biológicas que melhoram seu nı́vel de fertilidade, são colóides orgânicos muito complexos, com um conteúdo de carbono entre
40 e 60% (SILVA et al., 2000).
3. Apoplasto: Numa planta, o apoplasto é o nome dado ao conjunto dos compartimentos existentes exteriormente à membrana plasmática, onde ocorre difusão simples.
É interrompido pelas bandas de Caspari, por espaços preenchidos por ar entre as
células e pela cutı́cula da planta. Estruturalmente, o apoplasto é formado pelo
contı́nuo de paredes celulares de células adjacentes, assim como pelos espaços extracelulares, formando um compartimento comparável ao simplasto. A rota apoplástica
facilita o transporte de água e de solutos através de um tecido ou órgão (CAMBELL
e REECE, 2002).
4. Cadeia trópica: o mesmo que cadeia alimentar (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
5. Citosol: O citosol ou matriz citoplasmática compreende o espaço entre as organelas e depósitos de substâncias (grânulos de glicogênio ou gotı́culas de lipı́dio), que
contém água, ı́ons diversos, aminoácidos, precursores de ácidos nucléicos, numerosas
160
enzimas, incluindo as que participam da degradação e sı́ntese de hidratos de carbono, de ácidos graxos e de outras moléculas importantes para a célula (KOOGAN
e HOUAISS, 2000).
6. Complexos orgânometálicos: São compostos que contém pelo menos uma ligação
carbono-metal (C-M) sendo que, nesse contexto, o sulfixo ”metal” inclui os metalóides como boro, silı́cio, e arsênico. A quı́mica organometálica pode ser vista
como uma ponte entre a quı́mica orgânica e a inorgânica (SHRIVER et al., 1999).
7. Comunidade indı́gena: microrganismos degradadores próprios de um solo (SILVA
et al., 2004).
8. Desalogenases: Enzimas de degradação de solventes clorados e pesticidas (JONES
e BOWEN, 1993).
9. Edáficas: Formações edáficas (do próprio solo) e não climáticas (SILVA et al., 2000).
10. Endoderme: A endoderme é um folheto embrionário que tem como origem os
macrômeros da blástula, que se dobram para dentro da blastocele dando origem
ao arquêntero e ao blastóporo (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
11. Epiderme: Pelı́cula que recobre as folhas, bem como os caules e raı́zes novas (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
12. Erosão eólica:Conjunto dos processos de degradação ou redução do relevo em função
dos agentes que são responsáveis por elas através do transporte e pela acumulação
de materiais arrancados, neste caso pela ação do vento (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
13. Erosão hı́drica: Conjunto dos processos de degradação ou redução do relevo em
função dos agentes que são responsáveis por elas através do transporte e pela acumulação de materiais arrancados, neste caso pela ação da água (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
14. Ésteres fosfóricos: São os principais responsáveis pelo armazenamento e transmissão
de informação genética (os fosfodiésteres DNA e RNA), participam na estrutura de
várias coenzimas e, anidridos fosfóricos e compostos orgânicos contendo ligações N-P
servem como principal reserva de energia ATP, creatina fosfato, acetilfosfato (AcP),
fosfoenolpiruvato e polifosfato inorgânico. Além da sua importância em processos
biológicos, os ésteres fosfóricos encontram aplicações como plastificantes, reagentes na preparação de polı́meros organofosforados, complexantes para a extração de
cátions de metais pesados, inseticidas, pesticidas e compostos tóxicos utilizados em
armas de guerra (DUGAS, 1996).
161
15. Exudação: É a saı́da de lı́quidos através da pele dos animais ou da cutı́cula das plantas. Pode ser um fenômeno natural, como no caso da transpiração, ou proveniente
de uma situação anormal, como uma doença ou a exposição a condições ambientais
severas (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
16. Fitoquelatinas: Substâncias quı́micas produzidas por uma enzima. Caso as fitoquelatinas permaneçam nas raı́zes e concentrem lá os metais pesados, sua utilização na
eliminação de resı́duos de áreas contaminadas seria muito menos factı́vel. Isso se
deve ao fato de que arrancar as plantas com todas as raı́zes é muito mais difı́cil do
que cortar a árvore acima do solo, além do que folhas e caules produzem uma biomassa muito maior para a acumulação dos metais pesados (CAMBELL e REECE,
2002).
17. Floema: É o tecido das plantas vasculares encarregado de levar a seiva elaborada
pelo caule até à raiz e aos órgãos de reserva. A seiva elaborada, que é uma solução
aquosa de substâncias orgânicas, é transportada através do floema desde os órgãos
da planta com capacidade fotossintética até aos outros órgãos que funcionam como
consumidores dessas substâncias, nomeadamente, os meristemas, as células do interior do caule, da raiz, das flores, dos frutos e dos órgãos de reserva - que podem
estar dispersos dentro do caule e da raiz, mas que podem estar especializados, como
os tubérculos e rizomas (SALISBURY e ROSS, 1992).
18. Fosfatases: São responsáveis pela hidrólise de fosfatos de ésteres orgânicos, algumas
atuam especificamente sobre um único substrato, como as fosfatases serina-treonina
e fosfatase tirosina. Outras, cuja especificidade de substrato é menos limitada,
dividem-se em dois grandes grupos: fosfatases ácidas, que apresentam atividade
ótima em pHs de baixos valores, e fosfatases alcalinas, com atividades ótimas em
altos valores de pH (JONES e BOWEN, 1993).
19. Glomales do zigomicetus: Conhecidos como Fungos Micorrı́zicos Arbusculares (FMA).
A importância dos FMA para a sustentabilidade de sistemas agrı́colas e naturais
pode ser compreendida por sua ampla ocorrência em ecossistemas naturais terrestres, pela capacidade de formar associação com membros da maioria das famı́lias
de plantas, e pelos benefı́cios que conferem as plantas em simbiose (SMITH e
SCHENCK, 1985).
20. Hifas: É um longo e ramificado filamento que em conjunto com outras hifas forma o
talo de um fungo (micélio). As hifas pode também ser encontradas nos gonı́dios de
lı́quens. Uma hifa tı́pica é constituida por uma parede tubular de quitina (CAMBELL e REECE, 2002).
162
21. Húmus: O mesmo que humo. Substância escura que resulta da decomposição parcial, pelos micróbios do solo, de detritos vegetais e animais (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
22. Láctase: Enzima intestinal que converte a lactose em glicose e galactose (KOOGAN
e HOUAISS, 2000).
23. Lifócitos: É um tipo de leucócito, ou glóbulo branco, do sangue. Provém do grego
Lymphocyte (Kytos = célula). Há duas categorias: os linfócitos grande granulares e
os pequenos linfócitos. Os linfócitos grande granulares são conhecidos como Natural
Killer (ou células NK) e os pequenos podem ser linfócitos T ou B. Linfócitos têm um
papel importante na defesa do corpo humano contra microrganismos. Os linfócitos
são mais atuantes em infecções virais (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
24. Lignina: Substância orgânica que impregna as células, as fı́bras e os vasos do vegetal,
tornando-os impermeáveis e inextensı́veis (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
25. Lisados celulares: Os lisados são elementos biológicos obtidos do citoplasma de
células de tecidos Animais (bovino ou suı́no) ou de vegetais (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
26. Micorrização: Para as plantas perenes, a micorrização é usada na formação de mudas, visando obtenção de mudas bem nutridas, vigorosas e uniformes para um ı́ndice
elevado de sobrevivência e um melhor desempenho das plantas no campo. A micorrização é uma prática obrigatória para reposição de fungos micorrı́zicos ao solo e
produção de mudas de qualidade. Outras fruteiras, como mamão e maracujá, a micorrização também está sendo usada para a produção de mudas para o transplantio
(CHU, 2005).
27. Micorrizas: Micorrhyzum (plural micorrhysae) constitui uma associação simbiótica
entre certos fungos e algumas raı́zes de plantas, geralmente árvores. As micorrizas
formam-se quando as hifas de um fungo invadem as raı́zes de uma planta. As hifas
vão auxiliar as raı́zes da planta na função de absorção de água e sais minerais do
solo, já que aumentam a superficie de absorção ou rizosfera. Deste modo as plantas
podem absorver mais água e adaptar-se a climas mais secos. Os fungos, como
”pagamento” dos seus serviços, recebem da planta os fotoassimilados (carboidratos)
, que necessitam para a sua sobrevivência e que não conseguem sintetizar, pois não
possuem clorofila. Associação micorrizica = f ungo + solo + planta (CAMBELL e
REECE, 2002).
28. Micróbio: Ser vivo microscópico, constituı́do por uma única célula. São organismos
que compreendem as algas, os cogumelos, os levedos etc. São encontrados no solo,
no ar, na água, no corpo dos animais (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
163
29. Mitógenos: É uma substância que estimula a proliferação celular (CAMBELL e
REECE, 2002).
30. Mucilagem: Substância gomosa com qualidades nutritivas que se encontra em quase
todos os vegetais, principalmente nas raı́zes e nas sementes (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
31. Nicotinamina: Substância com ação vasodilatadora quando administrada oralmente
ou por injeção, provocando a sensação de desfalecimento e pontadas na cabeça
(KOOGAN e HOUAISS, 2000).
32. Nitroaromáticos: São nitrocompostos aromáticos. A presença do grupo nitro parece
ser obrigatória. Este requisito indica que parte da atividade deriva provavelmente
da produção nitro-catalisada de espécies oxigenadas reativas ou ainda da ação de
metabólitos nitrogenados com menor estado de oxidação (LARDANS e DISSOUS,
1998).
33. Nitroredutases: Enzimas de degradação de nitroaromáticos (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
34. Parênquima cortical: Chama-se parênquima ao tecido pouco especializado que forma
a parte interior de muitos órgãos, como a raiz e o caule jovens e as folhas das plantas
vasculares ou das frondes e talos das algas. Nas plantas ocorrem a desidratação.
O parênquima esta relacionado com a fotossintese, reserva de várias substâncias,
cicatrização e origem de estrutura adventı́cias. As células do parênquima podem se
especializar em células ou estruturas secretoras (CAMBELL e REECE, 2002).
35. Processos abióticos: (A=ausente, BIO=vida) - processos ausentes da presença de
seres vivos ou suas relações, mas sim pelas propriedades fı́sicas e quı́micas da biosfera
(fatores ambientais)(KOOGAN e HOUAISS, 2000).
36. Pseudomonas: Ordem e gênero do reino das bactérias (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
37. Quelatos: Qualquer composto quı́mico no qual um ı́on metálico é seqüestrado e
firmemente fixado a um anel dentro da molécula quelante (KOOGAN e HOUAISS,
2000).
38. Rizosfera: É a região onde o solo e as raı́zes das plantas entram em contato. O
número de microrganismos na raiz e à sua volta é muito maior do que no solo
livre; os tipos de microrganismos na rizosfera também diferem do solo livre de raiz
(PELCZAR et al., 1997).
164
39. Simplasto: Numa planta, é o espaço interior à membrana plasmática, através do
qual como se processa a difusão livre de água e de solutos de baixo peso molecular
dentro das células. Trata-se da colecção de todos os citoplasmas e núcleos celulares
de uma planta individual, que só é interrompido pela membrana celular (CAMBELL
e REECE, 2002).
40. Vacúolo: Cavidade do citoplasma das células, que contém diversas substâncias em
solução (KOOGAN e HOUAISS, 2000).
41. Xenobiótico: Agente tóxico (antigamente veneno, hoje xenobiótico) é uma substância
exógena, de estrutura quı́mica obrigatoriamente conhecida que, quando entra em
contato com o organismo, pode provocar uma ação negativa ou deletérica, originando um desiquilı́brio orgânico (FERREIRA, 1987).
42. Xilema: Tecido das plantas vasculares por onde circula a água com sais minerais dissolvidos - a seiva bruta - desde a raiz até às folhas. Nas árvores, o xilema secundário
é o constituinte da madeira ou lenho (FELLE et al., 2005).
Apêndice A
166
Panicum Maximum, Cyperus Surinamensis, and
Nephrolepis Biserrat, Lead and Chromium
Absorbing Capacity Study
MONTEIRO, E. P., CASTRO, R.F., and SANTANA, G. P.
Universidade Federal do Amazonas, Instituto de Ciências Exatas, Departamento de
Quı́mica, Av. Gal. Rodrigo Octávio, 3000, Coroado, Manaus, Brazil, 69077-000,
E-mail: [email protected]
ABSTRACT
First, we found the Oxisol and Spodosol to be contaminated with Pb and Cr. Then,
we studied the metal absorbing capacity of the Panicum maximum, Cyperus Surinamensis and Nephrolepis Bisserrata plants found growing in them, by means of the atomic
absorption spectrometry technique. Our findings showed their metal absorbing capacity
order to be as follows: with Pb, P. maximum > C. surinamensis > N. biserrata, and with
Cr, C. surinamensis > N. biserrata > P. maximum. This is the first report presenting P.
maximum and C. surinamensis as Pb hyperaccumulators.
KEYWORDS: Hyperaccumulator, Chromium, Lead, Amazon plant
Estudo da capacidade da Panicum Maximum, Cyperus Surinamensis e Nephrolepis Biserrata em absorver chumbo e crômio
RESUMO
Latossolo e Podozol foram contaminados com Pb e Cr e a capacidade de absorção
de metal da Panicum Maximum, Cyperus surinamensis e Nephrolepis Bisserrata estudado
por espectrometria de absorção atômica. Os resultados mostraram a seguinte ordem de
absorção: P. maximum > C. surinamensis > N. biserrata e para Cr C. surinamensis >
N. biserrata > P. maximum. Finalmente, é a primeira vez que é reportada a capacidade
hiperacumuladoras de Pb da P. maximum and C. surinamensis.
PALAVRAS-CHAVE: Hiperacumulador, Crômio, Chumbo, Planta amazônica.
167
quite promising. Plants are endowed with
the ability of degrading and/or accumulating pollutants in their vegetative parts, helping them removes any undesirable materials from their immediate environment. Their
ability for being used for removing, transferring, and stabilizing heavy metals from contaminated soils is known as phytoremediation (Salt et al., 1995; Kumar et al., 1995).
There are several plant species known to
be phytoremediaters, namely Brassica sinaTabela A.1: Caracterização fı́sica e quı́mica
pis, which is used for extracting Zn (Ebbs
dos solos antes do cultivo.
and Kochian, 1998) and Pb (Blaylock et al.,
1998) of the soil; Duckweed to Cd, Cr, Cu,
Variável
Latossolo Podzólico
Pb, Ni e Se, and Avena Satina and Hordeum
pH (CaCl2 )
5,56
5,88
pH (H2 O)
5,57
5,90
Vulgare to Cu, Cd and Zn (Lasat, 2002).
Heavy metals (such as Cu, Cr, Pb, Hg,
Co, Cd, and Zn) are known to have a somewhat lower toxicity than that found in
organic compounds; there are risks regarding their increased contamination and bioconcentration. They are ranked as environmental pollutants due to their toxic effects
on plants and human beings (Shama and
Agrawal, 2005).
P
K
Na
Ca
Mg
Al
H + +Al
N
C
M.O.
Fe
Zn
Mn
Cu
cmol dm−3
0,085
0,1175
0,0425
2,35
0,20
ND
3,17
g dm−3
0,49
13,00
22,40
mg dm−3
173
8,19
7,32
0,53
1,2825
0,8375
0,1962
10,48
2,03
ND
5,23
0,70
66,20
113,81
51
40,80
41,70
1,00
The purpose of this paper is to study
Panicum Maximum, Cyperus Surinamensis
and Nephrolepis Biserrata as lead and chromium accumulators present in Oxisols and
Spodosols.
The Oxisol and Spodosol samples were
collected from the University of Amazonas
Campus conservation area (Manaus - Brazil) at the 0 to 30 cm deep surface layer.
The soil samples were air-dried, ground to
pass through a 2 mm- meshed sieve, and
mixed thoroughly. Soil chemical and physical characteristics were determined according to Embrapa standards (1997) and the
findings are presented in Tabela A.1.
*Nd = Não detectado
Because the costs of growing a crop are
minimal, compared with those of soil removal and replacement, the use of plants for remediating hazardous soils, such as the ones
polluted with heavy metals, is seen as being
The adsorption experiments were carried out with P. maximum, C. surinamensis
and N. biserrata. The plant species roots
were planted in 21 pots (three plant species and soil type replicates) together with
2 kg of Oxisol or Spodosol according to sta-
168
tistical order. Following a month, the soils
were artificially contaminated by adding of
P b(NO3 )2 and/or K2 Cr2 O4 in the following
sequence: i) 5 g mL−1 of Pb; ii) 5 g mL−1
of Cr and iii) 5 g mL−1 Pb + 5 g mL−1 Cr.
The experiment was carried out in a randomized block design and the plant’s chromium and lead content was determined by
7 days of exposure. Each block was made of
control sample and soil contaminated with
Pb, Cr and Pb + Cr in three replicates.
The plant samples were brush-washed
with deionized water to remove adhered dust
and deposited metals, dried at 80 ◦ C for 3
hours and ground. A 500 mg plant portion
was digested with 7.5 mL of concentrated
HNO3 at 150 ◦ C, for 3 hours. Then, the
extract was diluted with 25 mL of deionized
water.
Cr and Pb contents in the soil extracts
and plant digests were determined in triplicate using a flame atomic absorption spectrophotometer. Analysis of variance (Tukey’s test) was performed on the measured
variables to distinguish the metal contamination effect by using SISVAR4.6 statistical
program.
Pb and Cr content rates in both soil
and plant were examined for assessing the
extraction relative efficiency. The relative
accumulation rates (RA) were calculated by
RA =
Ra
x100
ba
(A.1)
Findings show P. maximum having ne-
arly 92% and 96% Pb relative accumulation
rates for Spodosol and Oxisol, respectively.
C. surinamensis also has a large adsorption
capacity, presenting 78% and 88% Pb relative accumulation rates for Spodosol and
Oxisol, respectively. Only some plants, such
as certain cultivars of Indian mustard (Brassica juncea L., Kumar et al., 1995), the fern
Athyrium yokoscense (Honjo et al., 1984),
the leguminous shrub Sesbania drummondii (Sahi et al., 2002) and the Fagopyrum
esculentum Moench (Tamura et al., 2005),
have been reported to be Pb hyperaccumulators. Additionally, as far as we know, this
is the first time a Pb hyperaccumulator for
these plant species is being reported. Therefore, P. maximum and C. surinamensis have
a great potential for phytoremediation. Finally, N. biserrata absorbed only 18% of Pb
in the Spodosol and 19% in the Oxisol, and
therefore this plant is not suitable for phytoremediation.,
As a general rule, the uptake of Cr by
plants was relatively low from soils contaminated with Cr(VI) (Tabela 1). The Cr
absorption order is as follows: Cyperus surinamensis > Nephrolepis biserrata > Panicum maximum. In part, the Cr low uptake may be related to the fact of Cr being
strongly bound to the soil in its solid phases’such as organic matter and clay minerals. Tokunaga et al. (2001), claim Chromium distribution in soils to be heavily
localized by transport limitations and redox gradients within soil aggregates. After
one growing season, the Cr (VI) is mainly
found in the organic matter-bound fraction
and mostly in the Cr(III) form (Han et al.,
2004, Deng et al., 2003).
169
Hexavalent chromium is reduced by dissolved organic carbons such as humic substances, tannic acid and gallic acid. The decreased Cr bioavailability may have resulted
from its interaction with the organic matter. Kaolinite has been shown to catalyze
Cr(VI) redox reaction with organic matter
compounds (Tokunaga et al., 2001).This element in soil solution can lead the appearance of reduced insoluble forms that are
not available to plants (Ali et al., 2004).
This Cr(VI) behavior might account for low
values of the chromium absorbed by plants.
Nakayasu et al. (1999) suggested the formation of high molecular weight compounds
by polymerization during the reducing of
Cr(VI) and complexation of Cr(III) with the
polymerized compound.
is strongly localized by transport limitations and redox gradients within soil aggregates. After one growing (não entendi o significado), Cr (VI) is mainly found in the organic matter-bound fraction and mostly in
the Cr(III) form (Han et al., 2004, Deng et
al., 2003) PARA O CONHECIMENTO DE
SUA
LITERATURE CITED
Blaylock M.J., Salt D.E., Dushenkov S., Zakharova O., Gussman C., Kapulnik Y., Ensley
B.D., Raskin I. 1998. Enhanced accumulation of Pb in Indian Mustard bysoil-applied
chelating agents. Environ. Sci. Technol.
31: 860-866., 2000, 45:198-207
Embrapa/Empresa Brasileira de Pesquisa AgroANOVA analysis was used to compare pecuária. 1997 Manual de Métodos de Análises
the effects of Pb in plant absorption of Cr, do Solo. Centro Nacional de Pesquisa do
and vice-versa. Results from ANOVA analy- Solo. 2a ed.
sis (P 0.05) show that three species of plants
absorb the Cr and Pb independently of the Ewais, E. A. 1997. Effects of Cadmium, nicsoil type. Apparently, Pb absorption pro- kel and lead on growth, chlorophyll content
cess is not influenced by presence of Cr in and proteins of weeds. Biol. Plantarum 3:
403-410.
soil, and vice-versa.
On the other hand, Cyperus difformis Honjo T., Hatta A., Taniguchi K. 1984. Chaaccumulated 19% Cd, 17% Ni, 11% Pb (Ewais,racterization of heavy metals in indicator
1997) and Cyperus alternifolius was recom- plants - studies on the accumulation of lead
mended as a plant species presenting great and tolerance of gregarious fern, Athyrium
potential for phytoextraction, especially when yokoscense, in the polluted areas from the
lead tile of the ruins of Kanazawa Castle,
leading with Cr.
now the campus of Kanazawa University. J
Finally, N. biserrata absorbed only 18% Phytogeogr Taxon 32:68-80.
of Pb in the Spodosol and 19% in the Oxisol,
and therefore this plant is not suitable for Kumar NPBA, Dushenkov V., Motto H.,
phytoremediation., proposed that the distri- Raskin I. 1995. Phytoextraction: the use
bution of metals such as chromium in soils of plants to remove heavy metals from soils.
170
Environ Sci Technol 29:1232-1238.
Lasat M.M. 2002. Phytoextraction of toxic metals: a review of biological mechanisms. J. Environ. Qual. 31: 109-120..,
Nakamura, H. Comparative studies of the
reduction behavior of chromium(VI) by humic substances and their precursors. Environmental Toxicology and Chemistry, 1999,
18(6):1085-1090.
Sahi S.V., Bryant N.L., Sharma N.C., Singh
S.R. 2002. Characterization of a lead hyperaccumulator shrub, Sesbania drummondii.
Environ Sci Technol 36:4676-4680.
Salt D.E., Blaylock M., Kumar NPBA, Dushenkov V., Ensley B.D., Chet I., Raskin I. 1995.
Phytoremediation: a novel strategy for the
removal of toxic metal from the environment
using plants. Biotechnology 13: 468-474.
Shama R.K., Agrawal M. 2005. Biological
effects of heavy metals: an overview. J. Environ. Biol. 26: 301-313., S. Chromium toxicity in plants. Review article. Environmental International, 2005, 31:739-753.
Tamura H., Honda M., Sato T., Kamachi H.
2005. Pb hyperaccumulation and tolerance
in common buckwheat (Fagopyrum esculentum Moench). J. Plant. Res. 118: 355-359.
M.K., Hazen, T.C., Schwartz, E.