Seleção de macrófitas aquáticas com potencial de fitorremediação

UNIVERSIDADE FEDERAL DE PELOTAS
CENTRO DE ENGENHARIAS
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL E SANITÁRIA
Trabalho de Conclusão de Curso
Seleção de macrófitas aquáticas com potencial de
fitorremediação no arroio Santa Bárbara, município de
Pelotas/RS
Carolina Faccio Demarco
Pelotas, 2016
CAROLINA FACCIO DEMARCO
Seleção de macrófitas aquáticas com potencial de
fitorremediação no arroio Santa Bárbara, município de
Pelotas/RS
Trabalho acadêmico apresentado
ao Curso de Engenharia Ambiental
e Sanitária, da Universidade
Federal de Pelotas, como requisito
parcial à obtenção do título de
Bacharel em Engenheiro Ambiental
e Sanitarista.
Orientador: Prof. Dr. Robson Andreazza
Pelotas, 2016
Banca examinadora:
Prof. Dr. Robson Andreazza - Centro de Engenharias/UFPel Orientador
Prof. Dr. Maurizio Silveira Quadro - Centro de Engenharias/UFPel
Prof. Msc. Bruno Müller Vieira - Centro de Engenharias/UFPel
AGRADECIMENTOS
Aos meus pais Claudio e Maria Inês, e às minhas irmãs, Fernanda e Claudia pelo
amor e por serem sempre o meu exemplo.
Ao professor Robson, pela orientação e por tornar este trabalho possível.
À professora Raquel Lüdtke, do Departamento de Botânica da UFPel, pela
identificação das espécies analisadas.
Ao Laboratório de Análise de Solos da UFRGS e Laboratório da Agência da
Lagoa Mirim pela ajuda na realização das análises.
A todos os professores que, de alguma forma contribuíram para a minha
formação acadêmica e pessoal, em especial os professores da Engenharia
Ambiental e Sanitária.
Ao Filipe, pelo amor, incentivo e companheirismo.
A todos os colegas e amigos que tive o prazer de conhecer durante a graduação
e que estiveram comigo ao longo desta caminhada, com lembrança especial
para Anita, Cassia, Daniela e Weslei. O apoio de vocês foi fundamental.
Muito obrigada!
RESUMO
DEMARCO, Carolina Faccio. Seleção de macrófitas aquáticas com potencial
de fitorremediação no arroio Santa Bárbara, município de Pelotas/RS. 2016.
52f. Trabalho de Conclusão de Curso (TCC). Graduação em Engenharia
Ambiental e Sanitária. Universidade Federal de Pelotas, Pelotas.
Diante da contaminação ambiental causada por atividades antrópicas, buscamse estratégias de recuperação para essas áreas degradadas. Entre elas
destaca-se a biorremediação, em especial a técnica de fitorremediação
(utilização de plantas como principal agente de descontaminação), pelo baixo
custo de investimento e operação, bem como sua aplicabilidade in situ. As
plantas macrófitas aquáticas têm sido estudadas como potenciais para serem
utilizadas na fitorremediação pois apresentam capacidade de remoção de
diferentes compostos, entre eles, metais pesados. Dentro desse contexto, este
estudo teve como objetivo identificar espécies de macrófitas aquáticas ocorrendo
naturalmente no arroio Santa Bárbara, município de Pelotas/RS, bem como
analisá-las em relação a concentração de metais pesados, visando selecionar
espécies com potencial para serem utilizadas em diferentes técnicas de
fitorremediação. Inicialmente, foi realizado um diagnóstico da água do arroio
Santa Bárbara com relação a concentração de metais pesados (zinco, chumbo,
cromo, manganês e níquel) e elementos nitrogênio e fósforo, caracterizando
desta forma o ambiente em questão. Foram detectadas concentrações acima do
permitido na Resolução CONAMA 357/2005 para o cromo, níquel, chumbo,
nitrogênio e fosforo, indicando a necessidade de intervenção para a recuperação
deste corpo hídrico. Seis espécies diferentes de macrófitas aquáticas foram
identificadas ocorrendo no arroio Santa Bárbara, sendo elas: Enydra anagallis
(Asteraceae), Hydrocotyle ranunculoides (Araliaceae), Hymenachne grumosa
(Poaceae), Lemna valdiviana (Araceae), Pistia stratiotes (Araceae) e Sagittaria
montevidensis (Alismataceae). A análise da concentração dos metais pesados
nessas plantas foi realizada pelo processo de secagem e digestão com ácido
nítrico e ácido perclórico, com posterior quantificação por Espectrômetro de
Emissão Indutiva de Plasma Acoplado. A partir da quantificação desses
elementos, foram calculados o fator de bioconcentração (BCF), referente a
relação entre os teores de metal nas raízes com o meio, e o fator de translocação
(TF), referente à relação dos teores de metal na parte aérea às raízes da planta.
A análise das concentrações dos elementos e dos fatores BCF e TF permitiram
destacar a espécie E. anagallis por apresentar as maiores concentrações de
zinco (juntamente com H. grumosa e S. montevidensis), chumbo, cromo e níquel
comparada às outras espécies. Outra macrófita em destaque foi H. grumosa,
devido às suas características de planta hiperacumuladora para o elemento
manganês e pela resistência às variações sazonais da região. Todas as espécies
analisadas apresentam potencial para uso em técnicas de fitorremediação, para
os metais pesados analisados, através de mecanismos de rizofiltração e
fitoestabilização, visto que apresentam capacidade de bioconcentrar esses
elementos e mantê-los em maiores concentrações em suas raízes.
Palavras-chave: áreas degradadas; metais pesados; biorremediação.
ABSTRACT
DEMARCO, Carolina Faccio.
Selection of aquatic macrophytes with
potential for phytoremediation in arroio Santa Bárbara, Pelotas/RS. 2016.
52f. Course Conclusion Paper (TCC). Graduation in Environmental and Sanitary
Engineering. Federal University of Pelotas, Pelotas.
Considering the environmental contamination caused by human activities,
recovery strategies for these degraded areas are searched. Among them stands
out the bioremediation, especially phytoremediation technique (use of plants as
the primary decontamination agent), because of the low cost of investment and
operation, as well as their applicability in situ. Macrophytes plants have been
studied as potential considering their ability of removing different compounds,
including heavy metals. In this context, this study aimed to identify species of
aquatic macrophytes naturally occurring in the arroio Santa Bárbara, in
Pelotas/RS, and analyze them in relation to the concentration of heavy metals in
order to select species with potential to be used in different phytoremediation
techniques. First, a diagnosis of the water regarding the concentration of heavy
metals (zinc, lead, chromium, manganese and nickel) and nitrogen and
phosphorus elements was made, characterizing in this way the selected
environment. Concentrations were detected with higher levels than permitted in
CONAMA Resolution 357/2005 for chromium, nickel, lead, nitrogen and
phosphorus, indicating the need of intervention for the recovery of this water
body. Six different species of aquatic macrophytes have been identified occurring
in arroio Santa Bárbara: Enydra anagallis (Asteraceae), Hydrocotyle
ranunculoides (Araliaceae), Hymenachne grumosa (Poaceae), Lemna valdiviana
(Araceae), Pistia stratiotes (Araceae) and Sagittaria montevidensis
(Alismataceae). The analysis of the concentration of heavy metals in these plants
was carried out by drying the collected material and digesting with nitric acid and
perchloric acid, with subsequent quantification by Inductively Coupled Plasma –
Optical Emission Spectrometry. These values were used to calculate the
bioconcentration factor (BCF), related with the relationship between the metal
content in the roots with the environment, and the translocation factor (TF),
related to the ratio of the metal content in the shoot to the plant roots. The analysis
of the heavy metals and BCF and TF values allowed to highlight E. anagallis
considering the higher values for zinc (along with H. grumosa e S. montevidensis)
lead, chromium and nickel. Another macrophyte highlighted was H. grumosa due
to its hyperaccumulator manganese ability and resistance to regional seasonal
variation. All species analyzed have potential for use in phytoremediation
techniques through rhizofiltration and phytostabilization mechanisms, as the
capacity to bioconcentrate these heavy metals and keep higher concentrations in
roots were detected.
Key-words: degraded areas; heavy metals; bioremediation.
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO ............................................................................................. 10
1.1 OBJETIVOS ............................................................................................ 13
1.1.1 Objetivo Geral ................................................................................... 13
1.1.2 Objetivos Específicos........................................................................ 13
2. REVISÃO DE LITERATURA ........................................................................ 14
2.1 Biorremediação ....................................................................................... 14
2.2 Fitorremediação ...................................................................................... 16
2.2.1. Mecanismos de fitorremediação ...................................................... 17
2.2.2 Índices de fitorremediação ................................................................ 20
2.2.3 Fitorremediação de metais pesados ................................................. 20
2.3 Macrófitas aquáticas ............................................................................... 23
2.3.1 Uso de macrófitas na fitorremediação .............................................. 25
3. MATERIAIS E MÉTODOS............................................................................ 27
3.1 Caracterização da Área de Estudo ......................................................... 27
3.2 Coleta das macrófitas ............................................................................. 28
3.3 Identificação das espécies ...................................................................... 29
3.4 Análise da concentração de metais pesados nas plantas ....................... 29
3.5 Análise da água ...................................................................................... 29
3.6 Cálculo dos índices de fitorremediação .................................................. 30
3.7 Análise estatística ................................................................................... 30
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO .................................................................... 31
4.1 Caracterização do arroio Santa Bárbara ................................................. 31
4.2 Espécies identificadas ............................................................................. 32
4.3 Concentrações dos metais pesados ....................................................... 34
4.3.1 Zinco (Zn) ......................................................................................... 34
4.3.2 Chumbo (Pb) .................................................................................... 35
4.3.3 Cromo (Cr) ........................................................................................ 36
4.3.4 Manganês (Mn) ................................................................................. 37
4.3.5 Níquel (Ni) ......................................................................................... 38
4.4 Fator de bioconcentração (BCF) ............................................................. 39
4.5 Fator de translocação (TF) ...................................................................... 41
5. CONCLUSÃO............................................................................................... 43
REFERÊNCIAS ................................................................................................ 44
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Possíveis destinos dos poluentes durante a fitorremediação. ......... 19
Figura 2- Principais grupos de macrófitas aquáticas. ....................................... 24
Figura 3 – Localização do arroio Santa Bárbara dentro do município de
Pelotas/RS. ...................................................................................................... 27
Figura 4 – Presença de macrófitas na área de estudo (a) canal paralelo e (b)
leito principal do arroio Santa Bárbara. ............................................................ 28
Figura 5 - Espécies coletadas: (a) E. anagallis, (b) H. ranunculoides, (c) H.
grumosa, (d) L. valdiviana, (e) P. stratiotes e (f) S. montevidensis...................33
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Métodos de biorremediação e seus respectivos princípios. ............ 15
Tabela 2– Valores máximos de concentrações dos parâmetros Pb, Cr, Zn, Mn e
Ni para águas doces (Classe II), segundo a resolução CONAMA 357/2005. .. 21
Tabela 3 – Espécies acumuladoras dos metais pesados Pb, Cr, Zn, Mn e Ni. 22
Tabela 4 - Parâmetros analisados da água do arroio Santa Bárbara e valores
de referência segundo Resolução CONAMA 357/2005, águas doces Classe II.
......................................................................................................................... 31
Tabela 5 - Parâmetros pH e sólidos totais do arroio Santa Bárbara. .............. 32
Tabela 6 - Espécies de macrófitas coletadas no leito principal e canal paralelo
do arroio Santa Bárbara. .................................................................................. 32
Tabela 7 – Concentrações de zinco na parte aérea, raiz e total das espécies de
plantas analisadas. ........................................................................................... 35
Tabela 8 – Concentrações de chumbo na parte aérea, raiz e total das espécies
de plantas analisadas. ...................................................................................... 36
Tabela 9 – Concentrações de cromo na parte aérea, raiz e total das espécies
de plantas analisadas. ...................................................................................... 37
Tabela 10 – Concentrações de manganês na parte aérea, raiz e total das
espécies de plantas analisadas........................................................................ 38
Tabela 11 – Concentrações de níquel na parte aérea, raiz e total das espécies
de plantas analisadas. ...................................................................................... 39
Tabela 12 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e
Ni na biomassa das plantas analisadas. .......................................................... 40
Tabela 13 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e
Ni na biomassa da espécie H. grumosa, presente nas duas coletas realizadas
(mês de novembro e mês de junho). ................................................................ 41
Tabela 14 – Fator de translocação (TF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na
biomassa das plantas analisadas..................................................................... 42
1. INTRODUÇÃO
Diante da contaminação ambiental causada por atividades antrópicas,
buscam-se
estratégias
de
recuperação
para
essas
áreas
afetadas
(VASCONCELLOS et al. 2012). Dependendo do tipo de contaminante presente
no ambiente e das características locais, uma determinada técnica pode ser
aplicada, tendo como principal objetivo fazer com que a área retorne o mais
próximo possível às condições anteriores. As soluções e tecnologias a serem
escolhidas buscam englobar aspectos como: eficiência na descontaminação,
simplicidade na execução, tempo de processo reduzido e menor custo. Nesse
contexto, cresce o interesse pela utilização da biorremediação, definida como
uma técnica de descontaminação do solo e água por meio da utilização de
organismos como microrganismos e plantas (PIRES et al., 2003).
É dentro da biorremediação que se insere a fitorremediação,
caracterizada pelo uso de plantas como principal agente de descontaminação.
O destaque que algumas plantas apresentam em acumularem metais, por
exemplo, é amplamente conhecido e já havia sido descrito por Moffat (1995), o
qual relatou a fitorremediação como uma estratégia mais eficiente e mais
rentável quando comparada aos métodos convencionais. Diferentes técnicas de
fitorremediação têm sido estudadas, com o intuito de avaliar o potencial que cada
espécie vegetal apresenta. As pesquisas nessa área procuram entender a
relação da planta com o contaminante (USEPA, 2000).
Segundo Andrade et al. (2007), a fitorremediação, assim como qualquer
outro processo de remediação, destina-se à redução dos teores de
contaminantes a níveis seguros e compatíveis com a proteção à saúde humana,
ou à redução da disseminação de substâncias nocivas ao ambiente. O autor
destaca a versatilidade da técnica, a qual pode ser utilizada para remediação de
meio aquoso, ar ou solo, com variantes que dependem dos objetivos a serem
atingidos.
Os poluentes que contaminam ambientes podem ser classificados como
orgânicos e inorgânicos (LAMEGO; VIDAL, 2007). Poluentes orgânicos são
aqueles produzidos pelo homem e causam danos aos organismos por serem
11
tóxicos e alguns carcinogênicos. Esse tipo de poluente pode ser liberado no
ambiente via derramamento de combustíveis e de solventes (tricloroetileno), ser
decorrente de atividades militares (explosivos e armas químicas), do uso de
inseticidas, fungicidas, herbicidas e fertilizantes na agricultura, ou proveniente de
resíduos industriais, como químicos e petroquímicos, por exemplo (PILONSMITS, 2005).
Já os poluentes inorgânicos ocorrem como elementos naturais na crosta
terrestre ou na atmosfera. Atividades como mineração, industrialização e
agricultura, por exemplo, promovem sua liberação no ambiente (NRIAGU, 1979).
Dentro desta categoria encontram-se os metais pesados, focos deste trabalho,
os quais não podem sofrer degradação, e assim permanecem no meio,
acumulando-se indefinidamente apesar da periculosidade depender das frações
de comportamento de ocorrência e mobilidade dos íons (ANDRADE et al., 2007).
Porto (1984) já no ano de sua pesquisa, relatou que há muito tempo são
conhecidas plantas que se desenvolvem em solos ricos em metais pesados e
podem indicar a presença desses elementos no substrato, apontando também
que estudos nessa área poderiam trazer uma carga de informações relacionadas
à recuperação desses locais.
Um dos grandes desafios é a determinação do nível crítico de toxidez
desses metais pesados, tanto no meio quanto na planta (ANDRADE et al., 2007).
Valores usuais e limites gerais de toxicidade já foram descritos por KabataPendias; Pendias (2001), porém as concentrações variam de local para local,
não sendo então adequado a adoção de valores universais. Considerando que
esses valores não são suficientes para a caracterização das espécies
adequadas na fitorremediação de metais pesados, outros cálculos de fatores que
indicam a proporção de metais bioacumulados serão utilizados nesse trabalho.
Existem diversas formas de fitorremediação e, entre elas, pode-se citar a
fitoextração. Segundo Garbisu e Alkorta (2001), a fitoextração se dá pelo uso de
plantas acumuladoras capazes de transportar e concentrar contaminantes do
meio para a parte aérea do vegetal, para posterior remoção desta. Quando as
plantas possuem capacidade de acumulação tanto na parte aérea quanto nas
raízes, o mecanismo é denominado fitoacumulação (USEPA, 2000).
12
Outra forma conhecida é a fitovolatilização, a qual tem como produto final
um poluente na forma volátil, como o Hg, por exemplo (GARBISU e ALKORTA,
2001). Há também a fitoestabilização, definida como um mecanismo que pode
ser usado para minimizar a migração de contaminantes nos solos, de acordo
com Susarla et al. (2002), já que há redução do transporte do contaminante
através da adsorção. Quando as plantas degradam os contaminantes a partir
de seus processos metabólicos, o processo é denominado fitodegradação
(USEPA, 2000).
Entre as plantas utilizadas na fitorremediação, as macrófitas aquáticas
(particularmente as livres, submersas enraizadas e emergentes) ganharam
importância por apresentarem grande eficiência para remover uma variedade de
poluentes (metais pesados, poluentes orgânicos e inorgânicos) de águas
poluídas, ainda que o potencial de remoção varie de espécie para espécie (DHIR
et al., 2009).
A importância das macrófitas aquáticas está amplamente discutida na
literatura, sendo sua utilização como bioindicadoras da qualidade da água em
ambientes lóticos e lênticos uma das mais relevantes. Porém, para seu uso fazse necessário ter conhecimento prévio das suas características, bem como das
condições que limitam sua ocorrência e crescimento; da proliferação e manejo
da espécie utilizada (THOMAZ; BINI, 2003). Dessa forma, o conhecimento das
espécies de macrófitas presentes naturalmente em uma determinada região,
bem como a análise da concentração dos metais pesados presentes nessa
planta são essenciais para direcionar futuros estudos no que tange a aplicação
de técnicas de fitorremediação.
13
1.1 OBJETIVOS
1.1.1 Objetivo Geral
O objetivo deste trabalho foi identificar plantas macrófitas aquáticas
encontradas no Arroio Santa Bárbara, município de Pelotas/RS, bem como
analisar a capacidade de bioconcentração de metais pesados que elas
apresentam, visando selecionar diferentes espécies com potencial para serem
utilizadas em técnicas de fitorremediação.
1.1.2 Objetivos Específicos
- Coletar e identificar espécies de macrófitas aquáticas tolerantes ou
adaptadas ao ambiente selecionado;
- Analisar a composição da raiz e parte aérea das macrófitas quanto à
presença dos metais pesados Cr, Mn, Ni, Pb e Zn;
- Avaliar a capacidade de remoção dos metais pesados pelas diferentes
espécies de macrófitas;
- Destacar as espécies com potencial para fitorremediação na região.
14
2. REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Biorremediação
A contaminação do ar, solos e águas subterrâneas e superficiais com
compostos químicos tóxicos fazem parte da problemática ambiental atual. A
necessidade de remediar esses locais tem conduzido ao desenvolvimento de
novas tecnologias que enfatizam a destruição desses poluentes ao invés da
abordagem convencional de disposição (BOOPATHY, 2000). A biorremediação
está entre essas novas tecnologias e pode ser definida como a combinação de
processos biotecnológicos avançados com a engenharia ambiental e é aplicada
para solucionar ou atenuar os problemas ocasionados pela contaminação do
ambiente (AQUINO, 2012).
Para a aplicação da técnica, podem ser utilizadas bactérias, fungos ou
plantas que ocorrem naturalmente para degradar ou reduzir as substâncias
perigosas para a saúde humana e/ou ambiente (VIDALI, 2001). O autor aponta
também que os microrganismos podem ser nativos de uma área contaminada
ou podem ser isolados a partir de outra parte e trazido para o local contaminado,
os quais irão transformar os contaminantes através de reações que ocorrem
como parte de seus processos metabólicos e, muitas vezes, a biodegradação de
um composto é o resultado das ações de vários organismos.
Mesmo que outras tecnologias que utilizam processos físicos ou químicos
sejam também indicadas para descontaminar ambientes poluídos, um processo
biológico como a biorremediação é uma alternativa ecologicamente mais
adequada e eficaz para o tratamento de ambientes contaminados com moléculas
orgânicas de difícil degradação ou metais tóxicos (GAYLARDE et al., 2005). Os
mecanismos de biorremediação podem ser in situ ou ex situ, dependendo do
local onde serão aplicadas. O tratamento in situ é feito no local da contaminação
e no ex situ ocorre a remoção do solo ou da água contaminada para o
subsequente tratamento (KAVAMURA; ESPOSITO, 2010).
Uma
ampla
variedade
de
técnicas
de
biorremediação
foram
desenvolvidas nos últimos anos (LYNCH et al., 2005) e algumas delas estão
descritas na tabela 1.
15
Tabela 1 - Métodos de biorremediação e seus respectivos princípios.
Método
Princípio
Exi Existência de organismos capazes de degradar os
Atenuação natural
contaminantes no local contaminado.
Inoculação
Bioaumentação
de
microrganismos
um
ambiente
pré-selecionados
contaminado
como
por
altamente
específicos para a mitigação do contaminante.
Adição de nutrientes que estimulam o crescimento e
Bioestimulação
desenvolvimento de microrganismos locais, aumentando a
atividade metabólica, elevando assim a degradação.
Microrganismos específicos como Thiobacillus ferrooxidans
Biolixiviação
e T. thiooxidans promovem a solubilização de metais.
Aeração do solo para remover os compostos voláteis
Bioventilação
fisicamente e estimular a atividade degradadora no
ambiente contaminado.
Decomposição aeróbia de contaminantes orgânicos pelo
Compostagem
uso de microrganismos termofílicos.
Uso de plantas para degradar, extrair, conter ou imobilizar
Fitorremediação
Landfarming
contaminantes da água e do solo.
Ocorre no solo não contaminado pela aplicação e
incorporação de um contaminante.
Fonte: Adaptado de Kavamura e Esposito, 2010.
16
2.2 Fitorremediação
A fitorremediação (fito: planta e remediar: corrigir) é uma tecnologia
emergente que utiliza plantas para degradar, extrair, conter ou imobilizar
contaminantes em solos e águas. Esta tecnologia tem sido considerada como
uma alternativa inovadora e de baixo custo à maioria das técnicas de tratamento
já estabelecidas para áreas contaminadas (USEPA, 2000). A fitorremediação
apresenta enorme aplicabilidade tal como tratamento de solos e lodos
contaminados, efluentes industriais e domésticos, drenagem ácida de minas,
percolado de aterros sanitários, escoamento superficial urbano, rural e industrial,
cobertura vegetal para áreas contaminadas, construção de barreiras hidráulicas,
remediação de águas subterrâneas, entre outros (BARRETO, 2011).
Segundo Pilon-Smits (2005), a fitorremediação pode ser empregada para
o controle dos mais variados poluentes, tais como hidrocarbonetos de petróleo,
compostos
organoclorados,
pesticidas
e
herbicidas,
metais
pesados,
radionuclídeos, nutrientes, patógenos, entre outros. O baixo custo de
investimento e de operação, sua aplicabilidade in situ, e geração mínima de
degradação e desestabilização da área a ser descontaminada são algumas das
vantagens da fitorremediação (CHAVES et al., 2010). Também pode-se destacar
como benefícios do uso dessa técnica: a contenção dos lixiviados, manutenção
e melhoria da estrutura física, da fertilidade e da biodiversidade do solo, e
absorção de metais do solo, cuja extração é dispendiosa quando se utiliza outra
tecnologia (KHAN et al., 2000).
A efetividade da fitorremediação, quando utilizada para remoção de
metais pesados, depende do grau de contaminação do metal, da capacidade das
plantas em acumularem esses elementos e da disponibilidade do metal para a
planta (CHAVES et al., 2010). Alguns outros fatores limitantes são o clima, o tipo
de solo, a estação do ano, a concentração e profundidade do contaminante e a
interferência do contaminante no crescimento da planta, o que muitas vezes leva
a um crescimento lento, aumentando o tempo necessário para o processo de
descontaminação (VASCONCELLOS et al., 2012).
De acordo com Susarla et al. (2002), alguns dos fatores que afetam a
captura e distribuição dos poluentes nas plantas são:
17
(1) propriedades químicas e físicas do composto (ex. solubilidade em
água, pressão de vapor, peso molecular, etc.);
(2) características ambientais (ex. temperatura, pH, teor de matéria
orgânica, potencial REDOX, salinidade e umidade do solo);
(3) características das plantas (ex. espécie de planta, tipo de sistema
radicular, tipos de enzimas envolvidos, mecanismos específicos e taxas de
transpiração).
2.2.1. Mecanismos de fitorremediação
Para a remoção dos compostos tóxicos, diversos processos ocorrem, os
quais, segundo Susarla et al. (2002), incluem: modificação de propriedades
físicas e químicas do meio contaminado; liberação de exsudatos radiculares,
aumentando as concentrações de carbono orgânico; aumento da aeração pela
liberação de oxigênio diretamente na zona de raízes, bem como aumento da
porosidade das camadas superiores dos solos; interceptação e retardo do
movimento dos poluentes; transformações enzimáticas co-metabólicas entre
plantas e microrganismos e redução da migração lateral e vertical de poluentes
para a água.
Entre os diversos mecanismos pelos quais as plantas podem remediar
compostos tóxicos, destacam-se: fitoextração, fitoacumulação, fitodegradação,
fitoestabilização, fitovolatilização e rizofiltração. Essa divisão em categorias
deve-se à habilidade da planta envolvida e ao processo que ela utiliza para a
remediação.
O primeiro deles, a fitoextração, ocorre quando a planta apresenta
capacidade de acumular os contaminantes em sua parte aérea sem, no entanto,
degradá-los (GARBISU; ALKORTA, 2001). Nesse processo, as espécies são
plantadas e posteriormente colhidas, com o intuito de deixar o local livre de
contaminantes. O destino desse material colhido, segundo Andrade et al. (2007)
dependerá da possibilidade ou não de seu aproveitamento. O autor aponta que
o material poderá ser incinerado e enviado para disposição final adequada em
aterros ou utilizado para produção de alguns materiais.
18
De maneira geral, a fitoextração é utilizada para remediação de metais,
através do uso de espécies hiperacumuladoras (ANDRADE et al. 2007), as quais
são definidas, de acordo com Yoon et al.(2006), como capazes de acumular mais
de 1000 mg.kg-1 de metal pesado em sua parte aérea. Um exemplo é a Brassica
juncea (mostarda Indiana), que pode hiperacumular Pb, Cr (VI), Cd, Ni, Zn, 90Sr,
B e Se (USEPA, 2000).
Segundo a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA,
2000), outra forma de fitorremediação, a fitoacumulação, ocorre quando as
plantas possuem capacidade de acumular contaminantes na biomassa (tanto na
parte aérea quanto nas raízes).
Já a fitovolatilização é baseada na utilização de plantas para volatilizar
poluentes, como por exemplo o mercúrio e o selênio (GARBISU; ALKORTA,
2001). Esse procedimento deve ser trabalhado com cuidado, devido ao risco
das plantas liberarem concentrações muito elevadas de contaminantes na
atmosfera (ANDRADE et al. 2007). Como exemplos de espécies, pode-se citar
a Brassica napus e Medicago sativa (USEPA, 2000).
A técnica utilizada para reduzir a biodisponibilidade de poluentes no
ambiente é a fitoestabilização (ZEITOUNI, 2003). Esse mecanismo minimiza a
migração de contaminantes nos solos, de acordo com Susarla et al. (2002), já
que há redução do transporte do contaminante através da adsorção. Algumas
espécies utilizadas na fitoestabilização de solos são: Haumaniastrum caeruleum
e Eragrostis barelieri (CARVALHO, 2011).
O processo de fitodegradação ocorre quando a planta e os seus
metabólitos degradam os compostos sem interferência de outros organismos
(USEPA, 2000). Diferentes espécies podem ser utilizadas nesse processo, como
por exemplo Salix chrysocoma, Populusnigra, Populus deltoides e Festuca
arundinacea (CARVALHO, 2011).
A rizofiltração baseia-se na concentração e absorção de metais nas raízes
das plantas e é aplicada na remediação de ambientes aquáticos. Segundo
Prasad; Freitas (2003), a maioria dos pesquisadores acredita que as plantas para
fitorremediação devem acumular metais apenas nas raízes. Para Dushenkov et
19
al. (1995), a translocação dos metais para as folhas diminuiria a eficiência da
rizofiltração. No entanto, alguns outros defendem que a eficiência do processo
pode ser aumentada com a translocação dos metais para a parte aérea das
plantas (ZHU et al., 1999).
Diferentes fitotecnologias fazem uso de diversas propriedades das plantas
e diferentes espécies são utilizadas para cada uma. Em geral, plantas favoráveis
a fitorremediação são aquelas de crescimento rápido, elevada produção de
biomassa, competitivas, resistentes e tolerantes à poluição. Além disso, altos
níveis de absorção pelas plantas, translocação, e acúmulo em tecidos cultiváveis
são propriedades importantes para a fitoextração de compostos inorgânicos.
Plantas favoráveis a fitodegradação possuem sistemas grandes e densos de
raízes e elevados níveis de enzimas degradadoras. Uma grande área de
superfície de raiz favorece a fitoestimulação, uma vez que promove o
crescimento microbiano (PILON-SMITS, 2005).
Os possíveis mecanismos de fitorremediação descritos anteriormente
estão ilustrados na figura 1.
Figura 1 - Possíveis destinos dos poluentes durante a
fitorremediação.
Fonte: PILON-SMITS, 2005.
20
2.2.2 Índices de fitorremediação
Os índices de fitorremediação servem para embasar e estudar as
diferentes formas em que as plantas estão remediando o ambiente em que se
encontram. Além disso, é uma maneira de qualificar e quantificar os dados
obtidos por estudos em fitorremediação.
Entre eles, destacam-se: o fator de translocação (TF), o qual representa
a habilidade de translocar os contaminantes das raízes para a parte área, e o
fator de bioconcentração (BCF), que é utilizado para estimar a habilidade de
determinada planta em bioacumular contaminantes do meio em suas raízes
(YOON et al., 2006).
Espécies de plantas com altos valores de BCF (superiores a 1) e baixos
valores de TF (inferiores a 1), apresentam potencial para o uso em técnicas de
fitoestabilização (YOON et al. 2006), visto que apresentam, dessa forma,
capacidade de acumular contaminantes e mantê-los principalmente nas raízes.
Para a recomendação de uma espécie potencial na técnica de
fitoextração, é necessário que ambos TF e BCF sejam valores superiores a 1
(FITZ; WENZEL 2002), considerando que é necessário a planta acumular
contaminantes do meio e ter a habilidade de translocar para a parte aérea,
visando a posterior remoção.
Deve-se ressaltar que a indicação de espécies para determinada técnica
necessita, além de índices de fitorremediação, uma caracterização mais
profunda acerca de parâmetros como o crescimento e a interferência do
contaminante na espécie em questão.
2.2.3 Fitorremediação de metais pesados
Andrade et al. (2007) descreve que diferentes teores de metais pesados
são encontrados em ambientes sem qualquer interferência antropogênica, em
concentrações que dependem, na maioria dos casos, do teor do elemento na
rocha de origem e do grau de intemperização que esse material sofreu.
Entretanto, também é argumentado pelo autor que o uso de metais pesados em
diferentes fases do processo produtivo (seja na área de indústria química,
21
metalúrgica, eletrônica ou outras) ou disposição final incorreta pode aumentar as
concentrações desses elementos no meio.
King (1996) comprova esta afirmação, visto que já na época de sua
pesquisa, afirmou que os metais pesados contaminam o ambiente pela
deposição de rejeitos industriais, extração e processamento de minérios, uso de
fertilizantes e pesticidas e disposição de lodos de estação de tratamento de
efluentes urbanos e industriais.
Entre os metais pesados mais estudados em técnicas de fitorremediação,
encontram-se elementos não essenciais para os vegetais, como o Pb, Cd, Cr e
Hg; e os micronutrientes Cu, Zn, Fe, Mn, Ni e Mo (ZEITOUNI, 2003). Entre eles
estão os cinco elementos selecionados para esta pesquisa (Pb, Cr, Mn, Ni e Zn),
A resolução CONAMA nº 357 de 2005 especifica valores de referência
para a concentração desses elementos em corpos hídricos e, considerando
padrões Classe II, estes estão descritos na tabela 2 abaixo.
Tabela 2– Valores máximos de concentrações dos parâmetros Pb, Cr, Zn, Mn e Ni para
águas doces (Classe II), segundo a resolução CONAMA 357/2005.
Parâmetro
Concentração
---------- mg L-1----------
Pb
0,01
Cr
0,05
Zn
0,18
Mn
0,1
Ni
0,025
Fonte: Resolução CONAMA nº 357 de 2005.
Bhargava et al. (2012) apresentou algumas espécies com potencial para
fitorremediação desses metais pesados, descritos anteriormente por outros
autores (Tabela 3).
22
Tabela 3 – Espécies acumuladoras dos metais pesados Pb, Cr, Zn, Mn e Ni.
Metal
Espécie
Sesbaniadrummondii
Família
Fabaceae
Referências
Sahi et al. (2002);
Sharma et al. (2004)
Pb
Hemidesmusindicus
Apocynaceae
ChandraSekhar et al. (2005)
Arabispaniculata
Brassicaceae
Tang et al. (2009)
Plantagoorbignyana
Plantaginaceae
Bech et al. (2011)
Salsolakali
Amaranthaceae
Gardea-Torresday
Cr
Zn
Mn
al.
(2005)
Leersiahexandra
Poaceae
Galeas et al. (2007)
Gynurapseudochina
Asteraceae
Mongkhonsin et al. (2011)
Thlaspicaerulescens
Brassicaceae
Kupper and Kochian (2010)
Arabisgemmifera
Brassicaceae
Sedum alfredii
Crassulaceae
Kubota and Takenaka
(2003); Tang et al. (2009)
Sun et al. (2005)
Arabidopsis halleri
Brassicaceae
Zhao et al. (2000)
Picrisdivaricata
Asteraceae
Du et al. (2011)
Austromyrtusbidwillii
Myrtaceae
Bidwell et al. (2002)
Phytolaccaamericana
Phytolaccaceae
Pollard et al. (2009)
Virotianeurophylla
Proteaceae
Fernando et al. (2006)
Gossiabidwillii
Myrtaceae
Fernando et al. (2007)
Maytenusfounieri
Celastraceae
Fernando et al. (2008)
Berkheyacoddii
Asteraceae
Robinson
et
al.
Moradi et al. (2010)
Alyssum
Ni
et
Brassicaceae
serpyllifolium
Becerra-Castro et al.
(2009);
Barzanti et al. (2011)
Jaffre et al. (1976);
Perrier (2004)
Sebertiaacuminata
Sapotaceae
Phidiasialindavii
Acanthaceae
Reeves et al. (1999)
Bornmuellerakiyakii
Brassicaceae
Reeves et al. (2009)
Fonte: adaptado de Bhargava et al. (2012)
(1997);
23
2.3 Macrófitas aquáticas
Plantas aquáticas são todas as plantas cujas partes fotossinteticamente
ativas estão permanentemente (ou por alguns meses do ano), submersas ou
flutuantes na água (COOK, 1996). As macrófitas aquáticas são vegetais que
durante sua evolução retornaram ao ambiente aquático, e apresentam grande
capacidade de adaptação e amplitude ecológica (JESUS et al. 2015).
Estes vegetais influenciam o metabolismo dos ecossistemas aquáticos
continentais de várias maneiras, como por exemplo, através da redução da
turbulência da água, que compreende a sedimentação de grande parte do
material de origem alóctone (fora da região). As macrófitas, assim como os
microrganismos associados e as respectivas enzimas, são aplicados, através de
técnicas, para degradar, reter, imobilizar ou reduzir a níveis não-tóxicos os
contaminantes ambientais a fim de recuperar a matriz do solo ou da água e
estabilizar o contaminante, o que define a fitorremediação (JESUS et al., 2015).
Em lagos, o enriquecimento com nutrientes provoca a eutrofização
artificial, o que consequentemente aumenta a quantidade de biomassa no
ecossistema. Especialmente em lagos rasos, o aumento da concentração de
nutrientes pode conduzir a fortes alterações na estrutura do ecossistema. Os
estados alternativos destes ecossistemas com relação direta ao aumento da
concentração de nutrientes são três: o primeiro dominado por vegetação
submersa, o segundo por fitoplâncton, e o terceiro por macrófitas flutuantes
(PALMA-SILVA et al. 2012).
O processo de eutrofização pode ser definido, segundo Braga (2005),
como o crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto
aderidas, a níveis tais que sejam considerados como causadores de
interferências com os usos desejáveis do corpo d’água. É causado
principalmente devido ao excesso de nutrientes nos corpos hídricos,
principalmente o nitrogênio e o fósforo. O incremento da matéria orgânica
acarreta uma maior demanda de oxigênio dissolvido em função de sua
degradação, e pode desencadear uma série de etapas com redução dos teores
de oxigênio, limitando assim a biodiversidade do sistema (BORGES, 2014).
24
Segundo Esteves (1988), as macrófitas aquáticas são preferencialmente
classificadas quanto ao seu biótipo devido a heterogeneidade filogenética e
taxonômica desses vegetais. Esta classificação reflete, em primeiro lugar, o grau
de adaptação das macrófitas ao meio aquático.
A partir dessa classificação pode-se observar, de um lado, os vegetais
anfíbios que são macrófitas aquáticas ora emersa, ora submersas e, de outro
lado, aqueles verdadeiramente aquáticos: as macrófitas aquáticas submersas
(ESTEVES,1988). Os principais grupos de macrófitas estão ilustrados na figura
2 e descritos logo após.
Figura 2- Principais grupos de macrófitas aquáticas.
Fonte: Esteves, 1988.
a) Macrófitas aquáticas emersas: plantas enraizadas no sedimento e com
folhas fora d’água. Ex.: Typha, Pontederia, Echínodorus, Eleocharis, etc.
b) Macrófitas aquáticas com folhas flutuantes: plantas enraizadas no
sedimento e com folhas flutuando na superfície da água. Ex.: Nymphaea, Vitoria
e Nymphoides.
25
c) Macrófitas aquáticas submersas enraizadas: plantas enraizadas no
sedimento, que crescem totalmente submersa na água. A maioria tem seus
órgãos reprodutivos flutuando na superfície ou aéreos. Ex.: Myriophyllum,
Elodea, Egeria, Hydrilla, Vallisneria, Mayacae a maioria das espécies do gênero
Potamogeton.
d) Macrófitas aquáticas submersas livres: são plantas que têm rizóides
pouco desenvolvidos e que permanecem flutuando submergidas na água em
locais de pouca turbulência. Geralmente ficam presas aos pecíolos e talos das
macrófitas aquáticas de folhas flutuantes e nos caules das macrófitas emersas.
Durante o período reprodutivo emitem flores emersas. Ex.: Utricularia e
Ceratophyllum.
e) Macrófitas aquáticas flutuantes: são aquelas que flutuam na superfície
da água. Geralmente seu desenvolvimento máximo ocorre em locais protegidos
pelo vento. Neste grupo, destacam-se: Eichhornia crassipes, Salvínia, Pistia,
Lemna e Azolla.
Esses grupos ecológicos podem estar distribuídos de maneira organizada
e paralela à margem, formando um gradiente de distribuição da margem para o
interior do lago. No entanto, na maioria dos casos, fatores ambientais como a
turbidez da água e o vento favorecem o crescimento heterogêneo dos diferentes
grupos ecológicos. Nestes casos, é frequente observar-se macrófitas submersas
e macrófitas com folhas flutuantes crescendo entre as emersas (ESTEVES,
1988).
2.3.1 Uso de macrófitas na fitorremediação
A possibilidade de se empregar macrófitas aquáticas como meio de
reduzir a concentração de compostos orgânicos, metais pesados, fosfato e
compostos nitrogenados já era muito discutida no período do estudo conduzido
por Esteves (1988). Ainda antes disso, considerada a pioneira nesta área, Seidel
(1966), após vários anos de pesquisa, demonstrou que Scirpuslacustris, uma
macrófita emersa, era capaz de absorver significativas quantidades de
compostos orgânicos, entre eles o pentaclorofenol. Este composto tem-se
evidenciado tóxico para bactérias, algas, fungos e insetos.
26
De acordo com Mangabeira et al. (2006), a concentração de metais em
plantas aquáticas pode ser mais de 100.000 vezes maior do que a região onde
ela está situada. A extensão da absorção e a maneira como os metais pesados
estão distribuídos nas plantas podem ter importantes efeitos sobre o tempo de
residência desses metais e o uso potencial das plantas em técnicas de
fitorremediação.
Existem dois métodos mais comuns para se conhecer quais espécies
seriam as melhores para remediar um determinado poluente ou grupo de
poluentes. O primeiro deles é baseado em testar várias espécies e suas
capacidades para remover um poluente. Em contrapartida, o segundo método
busca investigar as plantas que ocorrem naturalmente em ambientes poluídos
(BARRETO, 2011).
De acordo com Rai (2009), o segundo método é também conhecido como
prospecção da biodiversidade (ou investigações em campo) e oferece inúmeros
benefícios, sendo o principal deles a possibilidade de conservação de um amplo
número de ecossistemas. Isso é possível devido a descoberta de plantas
ocorrendo naturalmente em uma região e que poderiam ser usadas para
descontaminar ambientes poluídos. Pode-se então destacar algumas espécies
através da análise conjunta com os índices de fitorremediação.
O potencial de fitorremediação de macrófitas aquáticas em condições
naturais foi investigado por diferentes pesquisadores (RAI, 2009). Um estudo,
conduzido por Vardanyan; Ingole (2006), objetivou o entendimento da
importância das macrófitas aquáticas no que se refere ao acúmulo de metais
pesados. No referido estudo, foram coletadas 45 macrófitas, pertencentes a 8
famílias e estudadas para estimar concentrações de 14 metais diferentes. A
principal conclusão foi a constatação da importância das macrófitas aquáticas
para remover diferentes metais do ambiente e reduzir os efeitos causados pelas
altas concentrações desses elementos. Além disso, a proteção e recuperação
da comunidade de macrófitas foram citadas como ações prioritárias para manter
a qualidade ambiental da área estudada.
27
3. MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 Caracterização da Área de Estudo
O arroio Santa Bárbara (Figura 3) é um dos principais corpos hídricos do
município de Pelotas, Estado do Rio Grande do Sul. Encontra-se numa área com
altitude média de 7 metros em relação ao nível do mar e posição geográfica de
31°45’43” de latitude sul e 52°21’00” de longitude oeste, sendo o principal
responsável pelo escoamento hídrico da sub-bacia hidrográfica do arroio Santa
Bárbara, a qual aflui para o canal São Gonçalo e este até a lagoa dos Patos
(SIMON et al., 2007).
Figura 3 – Localização do arroio Santa Bárbara dentro do município de Pelotas/RS.
A sub-bacia do arroio Santa Bárbara apresenta grande importância para
o município de Pelotas e já foi submetida, segundo relatado no Plano Ambiental
de Pelotas (2013), a uma alteração do seu leito normal de escoamento,
implantação de uma barragem para abastecimento público e implantação de um
sistema de proteção contra cheias.
28
Simon et al. (2007) descreve a área do arroio, assim como a área do
município de Pelotas, como sendo caracterizada por um clima subtropical úmido
com invernos frios e verões brandos, com uma média anual de temperatura igual
a 17,6°C além de possuir uma precipitação pluviométrica (média anual) de 1.249
milímetros. A vegetação predominante no entorno do arroio, segundo o autor, é
composta por banhados, gramíneas (como a grama-forquilha e os juncos),
plantas aquáticas (aguapés por exemplo), entre outras como eucalipto, aroeira
e chorão.
3.2 Coleta das macrófitas
Foram realizadas duas coletas de macrófitas aquáticas. A primeira
ocorreu em novembro de 2015 e a segunda em junho de 2016. As plantas foram
escolhidas por observações visuais das diferentes espécies na área
selecionada. A figura 4 abaixo ilustra a presença das macrófitas no local, sendo
(a) canal paralelo e (b) leito principal do arroio Santa Bárbara. As fotos referemse à primeira coleta (novembro de 2015).
Figura 4 – Presença de macrófitas na área de estudo (a) canal paralelo e (b) leito principal do
arroio Santa Bárbara.
29
3.3 Identificação das espécies
O processo de identificação das espécies coletadas foi feito pelo
Departamento de Botânica do Instituto de Biologia da Universidade Federal de
Pelotas, através da análise de material fresco e de fotografias digitais. A
metodologia utilizada baseou-se na bibliografia de IRGANG; GASTAL (1996) e
POTT; POTT (2000).
3.4 Análise da concentração de metais pesados nas plantas
As plantas foram lavadas em água corrente e com água destilada, com o
intuito de remover os sedimentos associados. As raízes das plantas foram
separadas da parte aérea com um corte na haste principal e colocadas
separadas e identificadas na estufa a 60ºC por 48h para secagem até peso
constante. Após esse processo de secagem, as amostras foram trituradas
individualmente e foi realizada a etapa de digestão, de acordo com a metodologia
de Tedesco et al. (1995), para determinar as concentrações dos metais pesados
Pb, Cr, Mn, Ni e Zn. Após essa digestão em ácido nítrico-perclórico concentrado,
os metais foram quantificados por plasma indutivamente acoplado
-
espectrometria de emissão óptica (ICP), no Laboratório de Solos da UFRGS.
3.5 Análise da água
A concentração de metais pesados também foi analisada na água. O
processo se iniciou pela digestão em ácido nítrico-perclórico e os elementos
foram quantificados também por plasma indutivamente acoplado.
Outros parâmetros analisados foram os sólidos totais, pH e nitrogênio. Os
sólidos totais foram analisados a partir da pesagem em cápsulas mantidas em
estufa a 105º C até peso constante e o pH foi obtido através do pHmetro. O
nitrogênio (NTK) foi analisado de acordo com Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater 21th, APHA (2005), na Agência de
Desenvolvimento da Lagoa Mirim.
30
3.6 Cálculo dos índices de fitorremediação
O fator de translocação (TF) de Pb, Cr, Mn, Ni e Zn da raiz para a parte
aérea das plantas foi calculado de acordo com Yoon et al. (2006), utilizando a
seguinte equação:
Fator de translocação (FT) = [metal] parte aérea / [metal] raiz
Eq. 1
Onde, [metal] parte aérea é a concentração do metal na parte aérea da planta,
[metal] raiz é a concentração do metal nas raízes da planta.
O fator de bioconcentração (BCF) de Pb, Cr, Mn, Ni e Zn foi calculado
também de acordo com Yoon et al (2006), sendo [metal] água a concentração
desses metais na água, seguindo a equação:
Fator de bioconcentração (BCF) = [metal] raiz / [metal] água
Eq. 2
3.7 Análise estatística
O delineamento experimental neste estudo foi inteiramente casualizado e
os resultados foram tratados mediante o módulo de Análise de Variância
(ANOVA) do programa ASSISTAT 7.7, através do teste de diferença de médias
(Tukey).
31
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização da água do arroio Santa Bárbara
A partir da análise da água, constatou-se que o arroio Santa Bárbara
possui alguns parâmetros acima do permitido na legislação Brasileira (Tabela 4).
Considerando os valores de referência da resolução CONAMA nº 357/2005 para
águas doces (padrões de Classe II), verifica-se teores de chumbo, cromo, níquel,
fosforo e Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) com valores de 0,015 mg L-1, 0,37 mg
L-1, 0,15 mg L-1, 0,30 mg L-1 e 10,44 mg L-1, respectivamente; valores estes que
se encontram acima do permitido na legislação Brasileira.
Tabela 4 - Parâmetros analisados da água do arroio Santa Bárbara e valores de
referência segundo Resolução CONAMA 357/2005, águas doces Classe II.
Elemento
Arroio Santa
CONAMA
Bárbara
(Classe II)
---------- mg L-1 ----------Pb
0,015
0,01
Cr
0,37
0,05
Mn
0,05
0,1
Ni
0,15
0,025
Zn
0,14
0,18
PO4
0,30
0,050
NTK
10,44
2,18
O pH medido no arroio foi 6,88 (Tabela 5). A concentração de Sólidos
Totais analisados foi 347 mg L-1, estando este valor dentro do limite proposto na
Resolução CONAMA 357/2005, a qual informa um valor máximo de 500 mg L -1
para Sólidos Dissolvidos Totais. Destaca-se que o valor de Sólidos Dissolvidos
Totais está incluso no valor de Sólidos Totais.
32
Tabela 5 - Parâmetros pH e sólidos totais do arroio Santa Bárbara.
Arroio Santa Bárbara
pH
Sólidos Totais
---------1:1-------
------ mg L-1 -----
6,88
347
O crescente número de ocupações inadequadas às margens do arroio
Santa Bárbara, tanto na região do leito principal, quanto na região do canal
lateral, contribui para que a região seja impactada e possua vários problemas
ambientais
(SIMON, 2007). O autor afirma também que o lançamento de
efluentes domésticos e industriais sem tratamento afeta o arroio Santa Bárbara,
visto que esse material é lançado no canal paralelo, o qual tem a função de
receber também o excedente das águas pluviais, e ao longo do percurso existem
bombas que fazem a transferência até o leito principal.
4.2 Espécies identificadas
A primeira coleta permitiu a identificação de seis espécies distintas de
macrófitas aquáticas na área de estudo (Tabela 6). O leito principal do arroio
Santa Bárbara apresentou a ocorrência de quatro espécies, sendo elas E.
anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa e P. stratiotes. Já o canal paralelo
apresentou seis espécies: E. anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa, L.
valdiviana, P. stratiotes e S. montevidensis, sendo que quatro foram as mesmas
espécies encontradas em ambos os locais (Figura 5).
Tabela 6 - Espécies de macrófitas coletadas no leito principal e canal paralelo do arroio Santa
Bárbara.
Ocorrência
Nome popular
Família
Espécie
Leito
Canal
principal
paralelo
-
Asteraceae
Enydra anagallis
x
x
-
Araliaceae
Hydrocotyle ranunculoides
x
x
Canavião
Poaceae
Hymenachne grumosa
x
x
-
Araceae
Lemna valdiviana
Alface-d’água
Araceae
Pistia stratiotes
Flecha, Sagitária
Alismataceae
Sagittaria montevidensis
x
x
x
x
33
Figura 5 - Espécies coletadas: (a) E. anagallis, (b) H. ranunculoides, (c) H. grumosa, (d) L.
valdiviana, (e) P. stratiotes e (f) S. montevidensis.
A segunda coleta realizada no mês de junho (inverno), permitiu a
identificação de somente uma espécie: a H. grumosa. Apesar da redução
perceptível visualmente na quantidade de plantas, essa espécie ainda
apresentava quantidades significativas mais próximas as margens.
Visando o levantamento de macrófitas fitorremediadoras em canais de
drenagem pluvial, investigações à campo realizadas por Oliveira et al. (2011) no
Litoral Norte do Estado do Rio Grande do Sul demonstraram a ocorrência natural
de três espécies iguais às identificadas neste trabalho, sendo elas: H.
ranunculoides, P. stratiotes e S. montevidensis, em ambientes possivelmente
poluídos.
34
Trindade et al. (2010) caracterizou a comunidade de macrófitas aquáticas
presentes no campus Carreiros da Universidade Federal de Rio Grande (FURG),
Rio Grande do Sul, tendo como objetivo ilustrar a importância que elas
apresentam para o ecossistema onde se encontram, destacando o potencial
para serem utilizadas como bioindicadoras. Dentre as quarenta e três espécies
de macrófitas documentadas por ele, cinco foram iguais a este trabalho: E.
anagallis, H. ranunculoides, L. valdiviana, P. stratiotes e S. montevidensis. O
ambiente não foi caracterizado como contaminado, porém apresenta
perturbações antrópicas.
A espécie H. ranunculoides também teve ocorrência natural registrada no
Estado do Rio Grande do Sul em duas outras localidades. A primeira é o Parque
Nacional da Lagoa do Peixe, de acordo com Rolon et al. (2011). O segundo local
é o distrito de Povo Novo, no município de Rio Grande (KAFER, 2011). Ambas
as ocorrências foram em áreas consideradas sem contaminação.
4.3 Concentrações dos metais pesados
4.3.1 Zinco (Zn)
As concentrações de zinco nas plantas analisadas estão descritas na
tabela 7. Os valores totais referem-se a soma da parte aérea com a raiz. Esse
metal foi encontrado em altas concentrações principalmente na parte radicular
das plantas. Os teores desse elemento variaram de 189,68 mg kg-1 na espécie
L. valdiviana a 361,59 mg kg-1 na espécie H. grumosa, considerando valores
totais.
A espécie H. grumosa apresentou valores significativamente maiores de
zinco na parte aérea da planta (124,10 mg kg-1). Em relação a concentração nas
raízes e no total da planta, as espécies com os teores mais elevados foram S.
montevidensis, E. anagallis e H. grumosa.
Em um estudo conduzido por Del Río et al. (2002) a família Poaceae, da
espécie H. grumosa, foi encontrada ocorrendo em três dos quatro locais
selecionados para análise na região de Sevilla, ao sul da Espanha. Esse local
foi afetado no ano de 1998 por uma contaminação de metais pesados. Uma das
35
espécies da família Poaceae teve teores de zinco similares a esta pesquisa, com
valores de 365 mg kg-1.
O grupo Asteraceae (família da E. anagallis) foi relatado também por Del
Río et al. (2002), presente nos quatro locais analisados. Porém, os valores
detectados foram inferiores (261 mg kg-1) a espécie E. anagallis.
Tabela 7 – Concentrações de zinco na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas analisadas.
Espécie
Aérea
Raiz
Total
-------------------------mg kg-1 ---------------------H. grumosa
124,10 a**
237,49 ab*
361,59 a**
H. ranunculoides
79,12 bc**
162,53 b*
241,65 bc**
P. stratiotes
80,74 bc**
158,64 b*
239,39 bc**
E. anagallis
65,37 c**
291,07 a*
356,44 ab**
S. montevidensis
91,67 b**
239,88 ab*
331,56 ab**
-
-
189,68 c**
L. valdiviana

Médias seguidas da mesma letra dentro da coluna, para cada variável não diferem entre si
pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
4.3.2 Chumbo (Pb)
As concentrações do elemento chumbo (Tabela 8) foram superiores na
parte aérea da espécie P. stratiotes, com a concentração de 8,59 mg kg-1,
comparada às outras espécies. A espécie E. anagallis apresentou a maior
concentração de chumbo tanto nas raízes quanto no total da planta, com valores
de 33,77 mg kg-1 e 37,90 mg kg-1, respectivamente.
Vardanyan; Ingole (2006) detectaram concentração de chumbo similar a
este estudo para a espécie P. stratiotes (28,83 mg kg-1), coletada no lago
Carambolim, na Índia, local com grande influência antrópica.
O grupo Asteraceae (família da E. anagallis) foi relatado também por Del
Río et al. (2002) com concentrações similares a este estudo para o chumbo (37
mg kg-1), em área possivelmente contaminada, ao sul da Espanha. A família
Poaceae (a qual pertence a espécie H. grumosa), foi relatada também pelo autor
com concentração similar (26 mg kg-1).
36
Tabela 8 – Concentrações de chumbo na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas
analisadas.
Espécie
Aérea
Raiz
Total
-------------------------mg kg-1 -----------------------H. grumosa
6,23 b*
20,0 b*
26,23 b*
H. ranunculoides
7,14 b*
15,75 bc*
22,89 b*
P. stratiotes
8,59 a*
15,93 bc*
24,52 b*
E. anagallis
4,13 c*
33,77 a*
37,90 a*
S. montevidensis
4,64 c*
11,65 c*
16,29 c*
-
-
20,64 bc*
L. valdiviana

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
O metal pesado chumbo tem como característica a baixa mobilidade em
vegetais pois tende a se ligar fortemente aos tecidos radiculares (KABATAPENDIAS; PENDIAS, 2001), o que foi confirmado pela concentração mais
elevada nas raízes do que na parte aérea de todas as espécies.
4.3.3 Cromo (Cr)
O elemento cromo foi detectado em concentrações mais elevadas na
parte aérea das plantas H. grumosa, H. ranunculoides e P. stratiotes (Tabela 9),
com valores de 6,41 mg kg-1, 4,50 mg kg-1 e 4,87 mg kg-1, respectivamente.
Já a espécie que apresentou maior concentração de cromo nas raízes da
planta foi a E. anagallis, com concentração de 19,51 mg kg-1. Pode-se constatar
que a concentração de cromo foi mais elevada em todas as raízes do que na
parte aérea das plantas analisadas.
Em relação às concentrações totais, as plantas com maiores teores foram
H. grumosa e E. anagallis, com valores de 21,54 mg kg-1 e 23,51 mg kg-1.Avila
et al. (2007) detectou concentração de cromo similar no gênero Lemna sp. (10,6
mg kg-1) na região do Lago de Maracaibo na Venezuela, local afetado pelo
crescimento excessivo desse vegetal.
Vardanyan;Ingole (2006) observaram algumas espécies da família
Asteraceae (a qual pertence E. anagallis) e uma concentração foi similar a este
estudo (20,51 mg kg-1), no lago Sevan na Armênia. O intuito do estudo era
37
demonstrar a importância das macrófitas na remoção de metais pesados nessa
região. Também foi analisado por eles a concentração de cromo em P. stratiotes,
porém os valores detectados foram superiores (118,47 mg kg-1).
Odelu et al. (2014) pretendendo listar macrófitas aquáticas em lagos
eutrofizados, identificou diversas espécies da família Poaceae (a qual pertence
H. grumosa), Asteraceae (incluindo o gênero Enydra), Araceae (incluindo a
espécie P. stratiotes), e também o gênero Lemna sp.
Tabela 9 – Concentrações de cromo na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas
analisadas.
Espécie
Aérea
Raiz
Total
-------------------------mg kg-1-----------------------H. grumosa
6,41 a*
15,13 b**
21,54 ab**
H. ranunculoides
4,50 ab*
13,36 b**
17,85 b**
P. stratiotes
4,87 ab*
13,24 b**
18,12 b**
E. anagallis
4,00 b*
19,51 a**
23,51 a **
S. montevidensis
3,25 b*
7,98 c**
11,23 c**
-
-
10,87 c**
L. valdiviana

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
4.3.4 Manganês (Mn)
A espécie com concentração mais elevada de manganês em sua parte
aérea foi a H. grumosa, a qual foi detectada como hiperacumuladora deste
elemento por fitoextrair uma concentração acima de 1000 mg kg -1 na parte área
(Tabela 10). Vardanyan; Ingole, (2006) encontraram duas espécies da mesma
família de H. grumosa (Poaceae) hiperacumuladoras de manganês, no estudo
conduzido na Índia, local com intensa alteração antrópica.
As espécies H. ranunculoides e P. stratiotes foram as espécies com
maiores concentrações de manganês nas raízes (6072,67 mg kg-1 e 5309,47 mg
kg-1) e no total das plantas (6618,76 mg kg-1 e 6008,58 mg kg-1). Vardanyan;
Ingole, (2006) detectaram valores inferiores para a espécie P. stratiotes (1286,37
mg kg-1). O gênero Hydrocotyle (a qual pertence H. ranunculoides) foi descrito
38
por Lone et al. (2008) e Oliveira et al. (2011) como macrófita aquática
fitorremediadora
de
metais
pesados,
porém
não
foram
quantificadas
concentrações de manganês para este vegetal.
Constatou-se também que o manganês teve maiores concentrações nas
raízes de todas as plantas do que na parte aérea das mesmas.
Tabela 10 – Concentrações de manganês na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas
analisadas.
Espécie
Aérea
Raiz
Total
-------------------------mg kg-1-----------------------1091,62 a**
3256,14 b**
4347,76 b**
H. ranunculoides
546,09 b**
6072,67 a**
6618,76 a**
P. stratiotes
699,11 b**
5309,47 a**
6008,58 a**
E. anagallis
537,05 b**
2999,26 b**
3536,31 b**
53,76 c**
202,01 c**
255,77 c**
-
-
4113,13 b**
H. grumosa
S. montevidensis
L. valdiviana

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
Números em negrito destacam espécies hiperacumuladoras deste elemento.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
4.3.5 Níquel (Ni)
A espécie S. montevidensis apresentou concentração significativamente
maior de níquel na parte aérea da planta (Tabela 11), porém foi a espécie E.
anagallis que apresentou concentração mais elevada desse metal nas raízes e
no total das plantas, considerando todas as espécies. O níquel esteve presente
em teores significativamente maiores nas raízes do que na parte aérea de todas
as plantas.
As concentrações de níquel encontradas neste estudo foram similares ao
obtido por Barreto (2011), onde foram relatadas 33 espécies de macrófitas com
concentrações de níquel variando entre 2,2 mg kg-1 e 20,1 mg kg-1, em locais
possivelmente contaminados. Uma das espécies identificadas pelo autor foi S.
montevidensis, porém o teor encontrado foi superior ao obtido nesta pesquisa
(44,1 mg kg-1).
39
Vardanyan; Ingole (2006), a partir da análise de macrófitas no lago
Carambolim
(Índia)
com
intensa
alteração
antrópica,
obtiveram
uma
concentração de níquel em uma espécie do gênero Sagittaria (gênero de S.
montevidensis) similar (14,92 mg kg-1).
Apesar da existência da macrófita E. anagallis ser relatada por Rolon et
al. (2011); Trindade (2010) e Kafer (2011), não foram encontrados valores
referentes a concentração de níquel nesta espécie, nem neste gênero.
Entretanto, os autores Vardanyan; Ingole (2006) relataram duas espécies da
família de E. anagallis (Asteraceae) com concentrações inferiores (2,28 mg kg-1
e 0,62 mg kg-1).
Tabela 11 – Concentrações de níquel na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas
analisadas.
Espécie
Aérea
Raiz
Total
-------------------------mg kg-1-----------------------H. grumosa
3,37 c**
9,01 b**
12,38 bc**
H. ranunculoides
2,16 d**
6,40 b**
8,56 de**
P. stratiotes
1,77 e**
8,41 b**
10,18 cd**
E. anagallis
3,66 b**
16,85 a**
20,51 a**
S. montevidensis
4,13 a**
10,09 b**
14,22 b**
-
-
5,79 e**
L. valdiviana

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
4.4 Fator de bioconcentração (BCF)
A espécie E. anagallis apresentou índices de BCF mais elevados do que
as outras espécies para o chumbo, cromo e níquel, com valores de 2251,23,
53,46 e 112,32, respectivamente (Tabela 12). Esta espécie também teve os
maiores valores de BCF para o zinco, juntamente com S. montevidensis e H.
grumosa (2079,08, 1713,50 e 1696,37).
O fator BCF do elemento manganês obtido neste trabalho para todas as
espécies foi encontrado na mesma ordem de grandeza por Martins (2014) para
outra espécie de macrófita presente naturalmente no Rio Apodi/Mossoró (RN),
40
importante recurso hídrico afetado por altos índices de eutrofização em alguns
trechos.
A espécie P. stratiotes é uma das mais estudadas no Brasil devido ao
crescimento em quantidades excessivas segundo Thomaz; Bini (2003). Odjegba;
Fasidi (2004), analisaram o índice BCF para esta espécie após a exposição de
metais em condições hidropônicas e recomendou-se a utilização dessa planta
para fitorremediação de metais pesados. Os valores encontrados foram
superiores a este estudo, sendo cromo um BCF de 1607,57, níquel 675,80, zinco
2452,67 e chumbo 1515,87.
Cheraghi et al. (2011) investigando a fitoextração e fitoestabilização em
solos contaminados com metais pesados detectaram índices de BCF inferiores
a este trabalho para o zinco e manganês em diversas espécies da família
Asteraceae e Poaceae, as quais pertencem E. anagallis e H. grumosa,
respectivamente. Os valores detectados foram em sua maioria inferiores a 1,0 e
desse modo, percebe-se o destaque das espécies identificadas neste trabalho.
Tabela 12 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na biomassa
das plantas analisadas.
Espécie
BCF
Zn
Pb
Cr
Mn
Ni
1696,37 ab*
1333,18 b**
41,46 b**
72358,66 b**
60,08 b**
H. ranunculoides
1160,96 b*
1050,23 bc**
36,60 b**
134948,30 a**
42,66 b**
P. stratiotes
1133,19 b*
1061,96 bc**
36,28 b**
117988,40 a**
56,07 b**
E. anagallis
2079,08 a*
2251,23 a**
53,46 a**
66650,33 b**
112,32 a**
776,63 c**
21,87 c**
4489,15 c**
67,28 b**
-
-
-
-
H. grumosa
S. montevidensis
L. valdiviana
1713,50 ab*
-
Médias seguidas
da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
O fator BCF da espécie presente nas duas coletas (H. grumosa) também
foi comparado (Tabela 13) e observou-se o cromo e o níquel com índices
superiores na segunda amostragem (314,62 e 265,94) quando comparados à
primeira. Já os elementos zinco, chumbo e manganês foram detectados com
valores maiores de BCF na primeira coleta (valores de 1696,37, 1333,18 e
41
72358,66). Esta espécie, além de merecer destaque por ser a única resistente
às variações sazonais da região e ser hiperacumuladora do elemento manganês,
apresentou um aumento significativo na quantidade bioacumulada de dois
metais pesados (Cr e Ni) que estão presentes em concentrações acima do
permitido no local, segundo a Resolução CONAMA nº 357/2005.
Tabela 13 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na biomassa
da espécie H. grumosa, presente nas duas coletas realizadas (mês de novembro e mês de
junho).
BCF
Elemento
Coleta 1 (nov.)
Coleta 2 (jun.)
Zn
1696,37 a**
958,55 b**
1333,18 a*
1045,66 b*
41,46 b**
314,62 a*
72358,66 a*
6667,015 b*
60,08 b**
265,94 a**
Pb
Cr
Mn
Ni

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma linha, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
4.5 Fator de translocação (TF)
Os fatores de translocação (TF) foram inferiores ao valor 1,0 para todos
os metais em todas as espécies analisadas (Tabela 14), indicando que essas
plantas mantêm maiores concentrações em suas raízes. Cheraghi et al. (2011)
ao analisar o TF de diversas espécies em solos contaminados (incluindo as
famílias Asteraceae e Poaceae), detectou também valores inferiores a 1,0 para
a maioria das plantas estudadas.
42
Tabela 14 – Fator de translocação (TF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na biomassa das
plantas analisadas.
Espécie
TF
Zn
Pb
Cr
Mn
Ni
H. grumosa
0,52 a*
0,31 c**
0,42 a**
0,35 a*
0,37 a**
H. ranunculoides
0,50 ab*
0,45 ab**
0,33 ab**
0,09 b*
0,34 ab**
P. stratiotes
0,53 a*
0,54 a**
0,36 a**
0,13 ab*
0,21b **
E. anagallis
0,22 b*
0,12 d**
0,20 b**
0,18 ab*
0,21 b**
S. montevidensis
0,38 ab*
0,40 bc**
0,41 a**
0,27 ab*
0,41 a**
-
-
-
-
-
L. valdiviana

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre
si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro.
- Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.
Pode-se concluir que todas as espécies analisadas apresentam potencial
para uso em técnicas de fitorremediação pela rizofiltração e fitoestabilização
para todos os metais pesados, já que possuem altos valores de BCF e baixos
valores de TF, características estas propostas por Yoon et al. (2006), visto que
elas apresentam capacidade de bioconcentrar esses elementos e mantê-los em
maiores concentrações em suas raízes. Recomenda-se a análise de outros
fatores dessas espécies, como por exemplo, a quantidade de biomassa que cada
espécie apresenta, para verificação do tempo e eficiência de remoção.
43
5. CONCLUSÃO
A análise da água do Arroio Santa Bárbara permitiu a identificação de
teores acima do permitido na legislação para os metais chumbo, cromo e níquel
e também para os elementos fósforo e nitrogênio, demonstrando que há uma
grave contaminação ambiental da água, e indicando a necessidade de uma
profunda intervenção na recuperação deste corpo hídrico. Além disso, no mesmo
ambiente, foram identificadas seis espécies de macrófitas aquáticas, sendo elas
E. anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa, L. valdiviana, P. stratiotes e S.
montevidensis.
A macrófita E. anagallis destacou-se nesta pesquisa por apresentar as
maiores concentrações de zinco (juntamente com H. grumosa e S.
montevidensis), chumbo, cromo e níquel comparada às outras espécies, bem
como os maiores fatores BCF para estes metais.
O manganês foi o elemento bioconcentrado em maiores quantidades
pelas espécies E. anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa, P. stratiotes e S.
montevidensis, demonstrando o alto potencial destas em biorremediar áreas
contaminadas com esse metal pesado. A espécie H. grumosa apresentou
excelentes características de planta hiperacumuladora deste elemento, o qual é
encontrado em altas concentrações nos solos da região.
Além disso, a macrófita H. grumosa demonstrou resistência às variações
sazonais da região. A análise do fator de bioconcentração nas duas coletas desta
planta permitiram verificar que os índices foram maiores no mês de novembro
para o zinco, chumbo e manganês. Já o cromo e níquel foram detectados com
valores maiores no mês de junho.
Todas as espécies analisadas apresentam potencial para uso em técnicas
de fitorremediação dos metais pesados zinco, cromo, chumbo, níquel e
manganês através de mecanismos de rizofiltração e fitoestabilização, visto que
apresentam capacidade de bioconcentrar esses elementos e mantê-los em
maiores concentrações em suas raízes.
44
REFERÊNCIAS
APHA. American Public Health Association. Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater. 21 ed. Washington, 2005.
AQUINO, Alexandre de. Biorremediação: Uma técnica eficaz e barata para tratar
o meio ambiente. Revista TAE- especializada em Tratamento de Água e
efluentes. v.1. n.5, 2012.
ANDRADE, Júlio Cesar da Matta et al. Fitorremediação: o uso de plantas na
melhoria da qualidade ambiental, São Paulo, Oficina de Textos, 2007, 176 p.
AVILA, H., SOTO A., TORRES J., ARAUJO, M., GUTIÉRREZ, E., PÍRELA, R.
Metales Pesados en la Lenteja Acuática (Lemna Spp.) de la Zona Costera del
Lago de Maracaibo. Boletín del Centro de Investigaciones Biológicas. v.41,
n. 1, p. 114–122, 2007.
BARRETO, A. B. A seleção de macrófitas aquáticas com potencial para
remoção de metais-traço em fitorremediação. 2011. 99 p. Dissertação
(Mestrado em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos) - Escola de
Engenharia da Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, 2011.
BARZANTI, R.; COLZI, I.; ARNETOLI, M.; GALLO, A.; PIGNATTELLI, S.;
GABBRIELLI, R.; GONNELLI, C. Cadmium phytoextraction potential of different
Alyssum species. J. Hazard. Mater., v. 196, p. 66 - 72, 2011.
BECERRA-CASTRO, C., MONTERROSO, C., GARCIA-LESTON, M., PRIETOFERNANDEZ, A., ACEA, M.J., KIDD, P.S. Rhizosphere microbial densities and
trace metal tolerance of the nickel hyperaccumulator Alyssum serpyllifolium
subsp. lusitanicum. Int. J. Phytoremed., v. 11, p. 525 - 541, 2009.
BECH, J., DURAN, P.; ROCA, N.; POMA, W.; SÁNCHEZ, I.; BARCELÓ, J.;
BOLUDA, R.; ROCA- PÉREZ, L.; POSCHENRIEDER, C. Shoot accumulation of
several trace elements in native plant species from contaminated soils in the
Peruvian Andes. Journal of Geochemical Exploration, v. 113, p. 106- 111,
2011.
BHARGAVA, A., CARMONAB F. F., BHARGAVA, M., SRIVASTAVA, S.
45
Approaches for enhanced phytoextraction of heavy metals. Journal of
Environmental Management. v. 105. p. 103-120, 2012.
BIDWELL, S.D.; WOODROW, I.E.; BATIANOFF, G.N.; SOMMER-KNUDSEN, J.
Hyper- accumulation of manganese in the rainforest tree Austromyrtus bidwillii
(Myrtaceae) from Queensland, Australia. Funct. Plant Biol., v. 29, p. 899 - 905,
2002.
BOOPATHY, R. Factors limiting bioremediation Technologies. Bioresource
Technology. v. 74 p. 63- 67, 2000.
BORGES, Patrícia de Sena Piacsek. Índices e modelos biogeoquímicos para
definição do estado trófico, suscetibilidade à eutrofização e metabolismo
do estuário do rio Paraíba do Sul, RJ. 2014. 143p. Dissertação (Mestrado em
Geoquímica Ambiental) – Universidade Federal Fluminense, 2014.
BRAGA, Benedito; HESPANHOL, Ivanildo; CONEJO, João Lotufo. Introdução
à engenharia ambiental. 2 ed. São Paulo: Prentice Hall, 2005, 336p.
BRASIL, Resolução CONAMA 357, de 17 de março de 2005. Ministério do Meio
Ambiente. Classificação de águas, doces, salobras e salinas do Território
Nacional.
CHANDRASEKHAR, K.; KAMALA, C.T.; CHARY, N. S.; BALARAM, V.; GARCIA,
G. Potential of Hemidesmus indicus for phytoextraction of lead from industrially
contaminated soils. Chemosphere, v. 58, p. 507-514, 2005.
CHAVES, L.; MESQUITA, E. F.; ARAUJO, D. L.; FRANÇA, C. P. Acúmulo e
distribuição de cobre e zinco em mamoneira cultivar BRS Paraguaçu e
crescimento da planta.Engenharia Ambiental - Espírito Santo do Pinhal, v. 7,
n. 3, p. 263-277, 2010.
CHERAGHI, M., LORESTANI, B., KHORASANI., YOUSEFI, N., & KARAMI,
M.Findings on the phytoextraction and phytostabilization of soils contaminated
with heavy metals. Biological Trace Element Research, v.144, p. 1133 –1141,
2011.
COOK, C. D. K. Aquatic plant book. SBP Academic Publishing: The Hague,
1996, 228p.
46
DEL RÍO, M., FONT, R., ALMELA, C., VÉLEZ, D., MONTORO, R., BAILÓN, A.
H., Heavy metals and arsenic uptake by wild vegetation in the Guadiamar river
area after the toxic spill of the Aznalcóllar mine. Journal of Biotechnology, v.
98, n. 1, p. 125 – 137, 2002.
DHIR, B.; SHARMILA, P.; SARADHI, P. P. Potential of Aquatic Macrophytes for
Removing
Contaminants
from
the
Environment.
Critical
Reviews
in
Environmental Science and Technology, v.39, n.9, p. 754–781, 2009.
DU, R.J.; HE, E.K.; TANG, Y.T.; HU, P.J.; YING, R.R.; MOREL, J.L.; QIU, R.L.
How phytohormone IAA and chelator EDTA affect lead uptake by Zn/Cd hyperaccumulator Picris divaricata. Int. J. Phytoremed, v. 13, p.1024 – 1036, 2011.
DUSHENKOV, V; KUMAR, P. B. A.; MOTTO, H.; RASKIN, I. Rhizofiltration: the
use of plants to remove heavy metals from aqueous streams. Environmental
Science and Technology, v. 29, p. 1239-1245, 1995.
ESTEVES, Francisco de Assis. Fundamentos de Limnologia. 2 ed. Rio de
Janeiro: Interciência. 1998, 226p.
FERNANDO,
D.R.;
BAKKAUS,
E.J.;
PERRIER,
N.;
BAKER,
A.J.M.;
WOODROW, I.E.; BATIANOFF, G.N.; COLLINS, R.N. Manganese accumulation
in the leaf mesophyll of four tree species: a PIXE/EDAX localization study. New
Phytol. v. 171, p. 751 - 758, 2006.
FERNANDO, D.R.; WOODROW, I.E.; BAKKAUS, E.J.; COLLINS, R.N.; BAKER,
A.J.M.; BATAINOFF, G.N. Variability of Mn hyperaccumulation in the Australian
rainforest tree Gossia bidwillii (Myrtaceae). Plant Soil, v. 293, p. 145 - 152, 2007.
FERNANDO,
D.R.;
WOODROW,
I.E.;
JAFFRE,
T.;
DUMONTET,
V.;
MARSHALL, A.T.; BAKER, A.J.M. Foliar manganese accumulation by Maytenus
founieri (Celastraceae) in its native New Caledonian habitats: populational
variation and localization by X-ray microanalysis. New Phytol., v. 177, p. 178 185, 2008.
FITZ, W. J.; WENZEL, W. W. Arsenic transformations in the soil-rhizosphereplant system: Fundamentals and potential application to phytoremediation.
Journal of Biotechnology, v. 99, n.3, p. 259–278, 2002.
47
GALEAS, M.L.; ZHANG, L.H.; FREEMAN, J.L.; WEGNER, M.; PILON-SMITS,
E.A.H. Seasonal fluctuations of selenium and sulfur accumulation in selenium
hyper- accumulators and related nonaccumulators. New Phytol, v. 173, p. 517525, 2007.
GARBISU, C.; ALKORTA, I. Phytoextraction: A cost-effective plant-based
technology for the removal of metals from the environment. Bioresource
Technology, v. 77, n.3, p. 229–236, 2001.
GARDEA-TORRESDAY, J.L.; DE LA ROSA, G.; PERALTA-VIDEA, J.R.;
MONTES, M.; CRUZ-JIMENEZ, G.; CANO-AGUILERA, I. Differential uptake and
transport of trivalent and hexavalent chromium by tumble wed (Salsola kali).
Arch. Environ. Contam. Toxicol., v. 48, p. 225 - 232, 2005.
GAYLARDE, C. C.; BELLINASO, M. D. L.; MANFIO, G. P. Biorremediação:
Aspéctos Biológicos
e Técnicos da Biorremediação
de Xenobióticos.
Biotecnologia Ciência e Desenvolvimento, n. 34. p. 36 – 43, 2005.
IRGANG, B. E.; GASTAL JR., C. V. S. Macrófitas Aquáticas da Planície
Costeira do Rio Grande do Sul. UFRGS, Porto Alegre. Ed. Dos Autores, 1996.
290p.
JAFFRE, T.; BROOKS, R.R.; LEE, J.; REEVES, R.D. Sebertia acuminata: a
hyperaccumulator of nickel from New Caledonia. Science, v. 193, p. 579 – 580,
1976
JESUS, T. B.; SOUZA, S. S., SANTOS, L. T. S. O.; AGUIAR, W. M. Avaliação
da Potencialidade de Utilização de Espécies de Macrófitas como Acumuladoras
de Metais Pesados. Revista Virtual de Química, v. 7. n. 4, p. 1102–1118, 2015
KABATA-PENDIAS, Alina.; PENDIAS, Henryk. Trace elements in soils and
plants. 3 ed. Boca Raton, CRC Press, 2001. 413p.
KAFER, D.S.; COLARES, I.G.; HEFLER, S.M.Composição florística e
fitossociologia de macrófitas aquáticas em um banhado continental em Rio
Grande, RS, Brasil. Rodriguésia, v.62, n. 4, 835–846, 2011.
KAVAMURA, V. N.; ESPOSITO, E.Biotechnological strategies applied to the
decontamination of soils polluted with heavy metals. Biotechnology Advances,
48
v. 28, n. 1, 61–69, 2010.
KHAN, A. G.; KUEK, C.; CHAUDHRY, T. M.; KHOO, C. S.; HAYES, W. J. Role
of plants, mycorrhizae and phytochelators in heavy metal contaminated land
remediation. Chemosphere, v. 41, p. 197–207, 2000.
KING, L. D. Soil Heavy metals. In: Proceedings of the Fortieth Annual Meeting
of the Soil Science Society of North Carolina, v. XL, p. 84- 96, 1996.
KUBOTA, H.; TAKENAKA, C. Arabis gemmifera is a hyperaccumulator of Cd and
Zn. Int. J. Phytoremed, v. 5, p. 197 - 201, 2003.
KUPPER, H.; KOCHIAN, L.V. Transcriptional regulation of metal transport genes
and mineral nutrition during acclimatization to cadmium and zinc in the Cd/Zn
hyperaccumulator, Thlaspi caerulescens (Ganges population). New Phytol. v.
185, p. 114 - 129, 2010.
LAMEGO, F. P.; VIDAL, R. A. Fitorremediação: Plantas como agentes de
despoluição? Pesticidas: r. ecotoxicol. e meio ambiente, Curitiba, v. 17, p. 918, 2007.
LYNCH J. M.; MOFFAT, A. J. Bioremediation- prospects for the future application
of innovative applied biological research. Anais Applied Biology 2005, p. 146217, 2005.
LONE, M. I., HE, Z., STOFFELLA, P. J., YANG, X. Phytoremediation of heavy
metal polluted soils and water: progresses and perspectives. Journal of
Zhejiang University Science B, v. 9, n.3, p. 210–220, 2008.
MANGABEIRA P.A.; MIELKE M.S., ARANTES I.; DUTRUCH L.; SILVA, C.;
BARBIER, F.; ALMEIDA, A.; OLIVEIRA, A.H.; SEVERO M.I.G.; LABEJOF, L.
ROCHA, D. C.; ROSA, T. S.; SANTANA, K.B.; GAVRILOV, K.L.; GALLE, P.;
LEVI-SETTI, R.; GRENIER-LOUSTALOT, M. F. Bioaccumulation of chromium in
aquatic macrophyte Borreria scabiosoides Cham. & Schltdl. Applied Surface
Science, v.252, n. 19, p. 6816–6819, 2006.
MARTINS,
Daniel
Freitas
Freire.
Estudo
integrado
do
potencial
fitorremediador da Eichhornia crassipes em ambientes naturais e sua
utilização para obtenção de extratos proteicos. 2014. 162 p. Tese (Doutorado
49
em Química) – Universidade Federal do Rio Grande do Norte.Centro de Ciências
Exatas e da Terra. Instituto de Química, Natal, 2014.
MOFFAT, A. S. Plants proving their worth in toxic metal cleanup. Science. v. 269,
p.302- 303, 1995.
MONGKHONSIN,
B.;
NAKBANPOTE,
W.;
NAKAI,
I.;
HOKURA,
A.;
JEARANAIKOON, N. Distribution and speciation of chromium accumulated in
Gynura pseudochina (L.) DC. Environ. Exp. Bot., v. 74, p. 56 – 64, 2011.
MORADI, A.B.; SWOBODA, S.; ROBINSON, B.; PROHASKA, T.; KAESTNER,
A.; OSWALD, S.E.; WENZEL,W.W.; SCHULIN, R. Mapping of nickel in root
cross-sections of the hyperaccumulator plant Berkheya coddii using laser
ablation ICP-MS. Environ. Exp. Bot., v. 69, 24 - 31, 2010.
NRIAGU, J. O.Global inventory of natural and anthropogenic emissions of trace
metals to the atmosphere. Nature, v.279, p. 409-411, 1979.
ODELU, G., KUMAR, N. M., SIDDULU, N., RAGHU, K. Enumeration of
Macrophytes of Eutrophicated and Non- Eutrophicated Lakes of two Tahasils of
Karim Nagar District. Biolife, v. 2, n. 4, p. 1170–1180, 2014.
ODJEGBA, V. J.; FASIDI, I. O. Accumulation of trace elements by Pistia
stratiotes: Implications for phytoremediation. Ecotoxicology, v. 13, p. 637–646,
2004.
OLIVEIRA, Lukiel dos Santos. Levantamento de macrófitas fitorremediadoras
situadas em canais de drenagem pluvial. In: Mostra Integrada de Iniciação
Científica FACOS/CNEC, 2, 2011, Osório. Anais da II Mostra Integrada de
Iniciação Científica – FACOS/CNEC Osório, v. 2, n. 2, p. 35, 2011.
PERRIER, N. Nickel speciation in Sebertia acuminata, a plant growing on a
lateritic soil of New Caledonia. Geoscience, v. 336, p. 567 - 577, 2004.
PILON-SMITS, E. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology,v. 56, p.
15–39, 2005.
PIRES, PIRES, F.R.; SOUZA, C.M.; SILVA, A.A.; PROCÓPIO, S.O.; FERREIRA,
L.R.Fitorremediação de solos contaminados com herbicidas.Planta Daninha,
Viçosa-MG, v.21, n.2, p.335-341, 2003.
50
PLANO AMBIENTAL DE PELOTAS. Secretaria de Qualidade Ambiental- SQA,
2013.
POLLARD,
A.J.,
STEWART,
H.L.,
ROBERSON,
C.B.
Manganese
hyperaccumulation in Phytolacca americana L. from the southeastern united
states. Northeastern Natur., v. 16, p. 155 – 162, 2009.
PORTO, Maria Luiza. Vegetação metalófila e o desenvolvimento do setor
mineral. In: 1º Simpósio do Trópico Úmido, 2, Brasília, 1986. Anais1º Simpósio
do Trópico Úmido, v. 2, Brasília, 1986.
POTT, V.J.; POTT, A. Plantas aquáticas do Pantanal.1.ed. Corumbá,
EMBRAPA, 2000. 404p.
PRASAD, M. N. V; FREITAS, H. M. O. Metal hyperaccumulation in plants.
Biodiversity prospecting for phytoremediation technology. Electronic Journal of
Biotechnology,
v.
6,
n.
3,
2003.
Disponível
em<http://www.ejbiotechnology.info/index.php/ejbiotechnology/article/viewFile/v
6n3-6/618>. Acesso em 30 de outubro de 2016.
RAI, P. K. Heavy Metal Phytoremediation from Aquatic Ecosystems with Special
Reference to Macrophytes. Critical Reviews in Environmental Science and
Technology, v. 39, p. 697-753, 2009.
REEVES, R.D.; BAKER, A.J.M.; BORHIDI, A.; BERAZAIN, R. Nickel
hyperaccumulation in the serpentine flora of Cuba. Ann. Bot, v. 83, p. 29 - 38,
1999.
REEVES, R.D.; ADIGUZEL, N.; BAKER, A.J.M. Nickel hyperaccumulation in
Bornmuellera kiyakii and associated plants of the Brassicaceae from Kızıldaäÿ
Derebucak (Konya), Turkey. Turk. J. Bot., v. 33, p. 33 – 40, 2009.
ROBINSON, B.H., BROOKS, R.R., HOWES, A.W., KIRKMAN, J.H., GREGG,
P.E.H. The potential of the high-biomass nickel hyperaccumulator Berkheya
coddii for phytoremediation and phytomining. J. Geochem. Explor., v. 60, p. 115
- 126, 1997.
ROLON, A. S.; ROCHA, O.; MALTCHIK, L. Diversidade de macrófitas aquáticas
do Parque Nacional da Lagoa do Peixe. Neotropical Biology and
51
Conservation, v. 6, n. 1, p. 5–12, 2011.
SAHI, S.V., BRYANT, N.L., SHARMA, N.C., SINGH, S.R., 2002. Characterization
of a lead hyperaccumulator shrub, Sesbania drummondii. Environ. Sci.
Technol., v.36, p. 4676 - 4680, 2002.
SHARMA, N.C.; GARDEA-TORRESDAY, J.L.; PARSON SAHI, S.V. Chemical
speciation of lead in Sesbania drummondii. Environ. Toxicol. Chem., v. 23, p.
2068 – 2073, 2004.
SIMON, A. L. H.; GONÇALVES, A. M. B. A.; HILSINGER, R.; NOAL, R. E.
Impactos Ambientais e estado de degradação ambiental do Canal do Santa
Bárbara, Município de Pelotas, R.S. In: Simpósio Brasileiro de Geografia Física
Aplicada,
10,
11
p.,
2007.
Anais
eletrônicos.
Disponível
em
<http://www.cibergeo.org/XSBGFA/eixo3/3.3/202/202.htm>. Acesso em: 28 de
janeiro de 2016.
SUN, Q.; YE, Z.H.; WANG, X.R.; WONG, M.H. Increase of glutathione in mine
population of Sedum alfredii: a Zn hyperaccumulator and Pb accumulator.
Phytochemistry, v. 66, p. 2549 - 2556, 2005.
SUSARLA, S.; MEDINA, V. F.; MCCUTCHEON, S. C. Phytoremediation: An
ecological solution to organic chemical contamination. Ecological Engineering,
v. 18, p. 647–658, 2002
TANG, Y.-T.; QIU, R.-L.; ZENG, X.-W.; YING, R.-R.; YU, F.-M.; ZHOU, X.-Y.
Lead, zinc cadmium accumulation and growth simulation in Arabis paniculata
Franch. Env. Exp. Bot, v. 66, p. 126 - 134, 2009.
THOMAZ, Sidinei Magela; BINI, Luis Mauricio. Ecologia e Manejo de
Macrófitas Aquáticas. Maringá: EDUEM, 2003. 341 p.
TRINDADE, C. R; PEREIRA, S. A.; ALBERTONI, E. F.; PALMA-SILVA,
C.Caracterização e importância das Macrófitas Aquáticas com ênfase nos
Ambientes Límnicos do Campus Carreiros - Furg, Rio Grande, RS. Cadernos
de Ecologia Aquática, v. 5, n. 2, p. 1–22, 2010.
MORADI, A.B.; SWOBODA, S.; ROBINSON, B.; PROHASKA, T.; KAESTNER,
A.; OSWALD, S.E.; WENZEL,W.W.; SCHULIN, R. Mapping of nickel in root
52
cross-sections of the hyperaccumulator plant Berkheya coddii using laser
ablation ICP-MS. Environ. Exp. Bot., v. 69, 24 - 31, 2010.
TEDESCO, M. J; GIANELLO, C.; BISSANI. C. A.; BOHNEN, H.; VOLKWEISS,
S. J. Análises de solo, plantas e outros materiais. Porto Alegre: Universidade
Federal do Rio Grande do Sul, Faculdade de Agronomia 1995, 174p.
USEPA.
U.S.
Environmental
Protection
Agency.
Introduction
to
Phytoremediation. Cincinnati: 2000. 72p.
VARDANYAN, L. G.; INGOLE, B. S. Studies on heavy metal accumulation in
aquatic macrophytes from Sevan (Armenia) and Carambolim (India) lake
systems. Environment International, v. 32, p. 208-218, 2006.
VASCONCELLOS M. C.; PAGLIUSO, D.; SOTOMAIOR, V. S. Fitorremediação:
Uma proposta de descontaminação do solo. Estud. Biol., Ambiente Divers. v.
34, n.83, p. 261-267, 2012.
VIDALI, M. Bioremediation, an overview.Pure and Applied Chemistry,v. 73, n.
7, p. 1163–1172, 2001.
YOON, J.; CAO, X.; ZHOU, Q.; MA, L.Q. Accumulation of Pb, Cu, and Zn in native
plants growing on a contaminated Florida site. Science of the Total
Environment, v. 368, p. 456-464, 2006.
ZEITOUNI, Carolina Freitas. Eficiência de espécies vegetais como
fitoextratoras de cádmio, chumbo, cobre, níquel e zinco de um Latossolo
Vermelho Amarelo Distrófico.2003, 91p. Dissertação (Mestrado em Agricultura
Tropical e Subtropical- Área de Concentração em Gestão de Recursos
Agroambientais), Campinas, 2003.
ZHAO, F.J.; LOMBI, E.; BREEDON, T.; MCGRATH, S.P. Zinc hyperaccumulation
and cellular distribution in Arabidopsis halleri. Plant Cell Environ., v. 23, p. 507
- 514, 2000.
ZHU, Y. L.; ZAYED, A. M.; QIAN, J-H., SOUZA, M.; TERRY, N.
Phytoaccumulation of trace elements by wetland plants: II. Water hyacinth.
Journal of Environmental Quality, v. 28, p. 339-344, 1999.