PROGRAMA EQ-ANP Fitorremediação de solo - TPQB

PROGRAMA EQ-ANP
Processamento, Gestão e Meio Ambiente na Indústria de
Petróleo e Gás Natural
Fitorremediação de solo oriundo de área
industrial multicontaminado com metais pesados
e hidrocarbonetos do petróleo por girassol
(Helianthus annuus)
Cristiane Darco Cruz Martins
Orientadores
Eliana Flávia Camporese Sérvulo, D.Sc.
Fernando Jorge Santos de Oliveira, D.Sc.
2015
i
Martins, Cristiane Darco Cruz M..
Fitorremediação de solo oriundo de área industrial
multicontaminado com metais pesados e hidrocarbonetos do
petróleo por girassol (Helianthus annuus) / Cristiane Darco
Cruz Martins. – 2015.
187 f.: il.
Tese (Doutorado em Tecnologia de Processos Químicos e
Bioquímicos) Universidade Federal do Rio de Janeiro, Escola
de Química, Rio de Janeiro, 2015.
Orientador: Eliana Flávia Camporese Sérvulo e Fernando
Jorge Santos Oliveira
1. Fitorremediação. 2. Girassol. 3. Solo Multicontaminado.
4. Hidrocarbonetos. 5. Metais Pesados – Teses.
I. Sérvulo, Eliana Flávia Camporese; Oliveira, Fernado Jorge
Santos (Orient.). II. Universidade Federal do Rio de Janeiro.
Escola de Química. III. Título.
AGRADECIMENTOS
Primeiramente, gostaria de agradecer a Deus que esteve ao meu lado,
iluminou os dias de escuridão e me estendeu a mão quando tudo parecia
acabado.
Aos meus orientadores, Eliana Flávia Camporese Sérvulo e Fernando
Jorge Santos Oliveira, aos quais sou eternamente grata.
À minha família, pois sem ela nada disso seria possível.
À equipe do laboratório E-107 da Escola de Química (UFRJ) pela ajuda
e companhia durante a execução dos ensaios.
E, finalmente, agradeço ao Programa de Recursos Humanos (PRH-13)
da Agência Nacional do Petróleo (ANP), à Agência Financiadora de Projetos
(FINEP) e à PETROBRAS pelo apoio financeiro.
iii
RESUMO
MARTINS, Cristiane Darco Cruz. Fitorremediação de solo oriundo de área
industrial multicontaminado com metais pesados e hidrocarbonetos do petróleo
por girassol (Helianthus annuus). Rio de Janeiro, 2015. Tese (Doutorado em
Tecnologia de Processos Químicos e Bioquímicos) – Escola de Química,
Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2015
A importância da fitorremediação como técnica remediadora para áreas
contaminadas justifica a realização de estudos com espécies vegetais
adaptadas às condições climáticas brasileiras. O presente trabalho é inovador
e objetivou avaliar a fitorremediação como alternativa para o tratamento de um
solo, oriundo de um sistema Landfarming de área industrial, multicontaminado
com hidrocarbonetos de petróleo (hidrocarbonetos totais do petróleo - HTPs e
hidrocarbonetos policíclicos aromáticos - HPAs) e metais pesados, em ensaios
conduzidos em casa de vegetação e em campo. Girassol (Helianthus annuus)
foi empregado como agente fitorremediador por suas características como
melhorador do solo e tolerância a variações climáticas e do solo, além da
possibilidade do seu uso, após tratamento, na produção de biodiesel. A
literatura aponta o uso de girassol na fitorremediação de metais, mas o seu uso
para remoção de poluentes orgânicos, separadamente ou em associação a
metais pesados ainda não foi relatado. Foram conduzidos experimentos em
três etapas distintas: (I) seleção de um entre quatro cultivares de girassol (M, P,
H2 e H3) em vasos, por 40 dias; (II) efeito do número de indivíduos e da adição
de fertilizante (NPK: 10-10-10), em vasos, por 80 dias; e (III) comportamento do
cultivar selecionado em função da variação do número de indivíduos e da
adição de fertilizante, em campo, por 90 dias. A semeadura dos quatro
cultivares diretamente no solo resultou em rápida germinação e semelhante
desenvolvimento, embora o cultivar H3 tenha sobrepujado pela robustez e
capacidade de remoção dos contaminantes: Pb, 61%; HTPs,15%; e
benzo(a)pireno (B(a)P), 52%. Para o cultivar selecionado (H3), o número de
indivíduos e fertilização do solo teve efeito diferenciado na fitorremediação,
conforme o contaminante. Genericamente, os maiores percentuais de remoção
foram alcançados no tratamento com 5 indivíduos/fertilização: HTP (34%),
criseno (93%), benzo(a)antraceno (75%), B(a)P (67%) e Hg (48%). Nos
ensaios em campo, a remoção de metais foi, de maneira geral, maior nos
iv
ensaios sem fertilizante, enquanto a remoção de HTPs foi estatisticamente
igual para todos os tratamentos realizados (aproximadamente 80%). Porém,
não foi possível detectar os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) no
solo, ao final dos ensaios, embora, a presença de alguns HPAs tenha sido
detectada nos tecidos vegetais, sobretudo nos ensaios sem fertilizante. Os
resultados obtidos indicam que a fitoremediação empregando girassol é uma
alternativa promissora para o tratamento de solos multicontaminados por
metais pesados e hidrocarbonetos do petróleo.
Palavras-chave:
Fitorremediação.
Girassol.
Hidrocarbonetos. Metais pesados.
v
Solo
multicontaminado.
ABSTRACT
MARTINS, Cristiane Darco Cruz. Fitorremediação de solo oriundo de área
industrial multicontaminado com metais pesados e hidrocarbonetos do petróleo
por girassol (Helianthus annuus). Rio de Janeiro, 2015. Tese (Doutorado em
Tecnologia de Processos Químicos e Bioquímicos) – Escola de Química,
Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2015
Phytoremediation importance as remediation technique for contaminated
areas justifies the studies of plants species adapted to Brazilian climatic
conditions. This work is innovative and aimed to evaluate the phytoremediation
as an alternative for the soil treatment, arising from an industrial area
Landfarming system, multi-contaminated with petroleum hydrocarbons (total
petroleum hydrocarbon – TPH and polyciclic aromatic hydrocarbon – PAH) and
heavy metals, in assays conducted in greenhouse and field conditions.
Sunflower (Helianthus annuus) was employed as phytoremediation agent
because its characteristics as a soil improver and tolerance to climatic and soil
variations, and the possibility of its use after treatment for biodiesel production.
The literature suggests the use of sunflower in phytoremediation of metals, but
its use for removing organic pollutants, separately or in combination with heavy
metals has not yet been reported. Experiments were conducted in three distinct
stages: (I) selection of one among four sunflower cultivars (M, P, H2 and H3) in
the in pots, for 40 days; (II) Effect of number of individuals and fertilizer
addiction (NPK 10-10-10) for 80 days; and (iii) cultivating the selected behavior
as a function of the variation in the number of individuals and the fertilizer in the
field, for 90 days. The four cultivars sowing directly into the soil resulted in rapid
germination and similar development, although the cultivar H3 was the most
stout and contaminants removal capacity: Pb, 61%; TPH, 15%; and
benzo(a)pyrene (B(a)P), 52%. For each contaminant studied, the selected
cultivar (H3), shows different removed profile that changed according to the
number of individuals and soil fertilization. Generally, higher removal
percentages were obtained in treatment with 5 individuals / fertilization: HTP
(34%), chrysene (93%), benzo(a)anthracene (75%), B(a)P (67%) and Hg
(48%). In field assays, the metal removal was generally higher in the tests
without fertilizer while TPH removal was statistically the same for all the
treatments (about 80%). However, it was not possible to detect polycyclic
vi
aromatic hydrocarbons (PAHs) in soil at the treatment ends, though, the
presence of some PAHs have been detected in plant tissues, especially in
without fertilizer assays. The results indicate that phytoremediation employing
sunflower is a promising alternative for the treatment of multi-contaminated soils
by heavy metals and petroleum hydrocarbons.
Keywords:
Phytoremediation.
Hydrocarbons. Heavy metals.
Sunflower.
vii
Multi-contaminated
soil.
SUMÁRIO
CAPÍTULO 1: INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
1.1 INTRODUÇÃO
1.2 OBJETIVOS
1.2.1 Objetivo Específicos
CAPÍTULO 2: REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 RESÍDUOS SÓLIDOS: CONCEITO
2.1.1 Resíduos Sólidos na Indústria do Petróleo
2.1.1.1 Borras Oleosas
2.1.1.1.1 Aspectos Gerais a Respeito das Borras Oleosas
2.1.1.1.2 Alternativas Convencionais para o Tratamento de Borras
Oleosas
2.2 O SOLO
2.2.1 Conceito e Propriedades
2.2.2 Fontes de Poluição do Solo
2.2.3 Contaminação do Solo por Resíduos Oleosos
2.2.4 Contaminação do Solo por Metais
2.3 FITORREMEDIAÇÃO
2.3.1 Aspectos Gerais
2.3.2 Mecanismos Envolvidos na Fitorremediação
2.3.2.1 Fitovolatilização
2.3.2.2 Fitodegradação
2.3.2.3 Fitoextração
2.3.2.4 Rizofiltração
2.3.2.5 Rizodegradação
2.3.2.6 Fitoestimulação
2.3.2.7 Fitoestabilização
2.3.3 Parâmetros Relevantes para a Fitorremediação de Solos
Contaminados
2.3.3.1 Tipo dos Contaminantes
2.3.3.1.1 Fitorremediação de ambientes poluídos com compostos
inorgânicos
2.3.3.1.2 Fitorremediação de ambientes contaminados com
compostos orgânicos
2.3.3.2 Condições Climáticas do Sítio Contaminado
2.3.3.3 Fertilidade do solo
2.3.4 Relação Custo X Benefício Da Utilização Da Fitorremediação
2.3.5 Vantagens e Desvantagens da Aplicação da Fitorremediação
2.3.6 Seleção da(s) Espécie(s) Vegetal(is)
2.4 O GIRASSOL
2.4.1 Aspectos Gerais do Cultivo de Girassol
2.4.2 Uso do Girassol na Fitorremediação
CAPÍTULO 3: MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 SOLO
3.1.1 Amostragem e Caracterização do Solo
3.2 VEGETAIS
3.3 DESCRIÇÃO DO LOCAL DE ENSAIOS
3.3.1 Casa de vegetação
3.3.2 Em Campo
viii
1
1
7
7
8
8
10
12
12
15
16
16
22
25
27
29
29
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39
39
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41
42
43
45
46
49
53
53
55
58
58
59
61
61
61
62
3.4 ETAPAS EXPERIMENTAIS
3.4.1 Seleção de Cultivar de Helianthus annuus
3.4.2 Efeito da Suplementação com Fertilizante e Densidade
Populacional na Fitorremediação do Solo
3.4.3. Testes de fitorremediação em escala de campo
3.5 ANÁLISE ESTATÍSTICA DOS DADOS
3.6 MÉTODOS ANALÍTICOS
3.6.1 Caracterização do Solo
3.6.1.1 Composição Granulométrica
3.6.1.2 Matéria Orgânica
3.6.1.3 Capacidade de Campo
3.6.1.4 Fósforo
3.6.1.5 Nitrogênio
3.6.1.6 Ph
3.6.1.7 Umidade
3.6.1.8 Hidrocarbonetos Totais do Petróleo (HTP’s)
3.6.1.9 Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPA’s)
3.6.1.10 Elementos Pesados (V, Ni, Cu, Cd e Pb)
3.6.1.11 Bactérias Aeróbias Totais
3.6.1.12 Bactérias Degradadoras de Hidrocarbonetos
3.6.1.13 Fungos Totais
3.6.2 Caracterização dos Tecidos Vegetais
3.6.2.1 Análises Químicas nos Tecidos Vegetais
3.6.2.2 Determinação Mássica das Plantas
CAPÍTULO 4: RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização do Solo
4.2 Seleção de Cultivar de Helianthus annuus
4.3 Efeito da Suplementação com Fertilizante e da Densidade
Populacional na Fitorremediação do Solo
4.4 Testes de Fitorremediação em Escala de Campo
CAPÍTULO 5: CONCLUSÕES
CAPÍTULO 6: SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUTROS
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
DIVULGAÇÃO DA PESQUISA
ix
62
63
65
67
70
71
71
71
71
72
73
74
75
75
75
76
78
78
79
80
81
81
82
83
83
98
114
128
147
150
151
186
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
1
CAPÍTULO 1
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
1.1 INTRODUÇÃO
O incremento da oferta de bens de consumo, aliado ao intenso
desenvolvimento tecnológico, figuram entre os fatores de maior influência no
padrão de consumo da sociedade contemporânea. A variedade de bens atende
a vontade dos mais diferentes compradores, desde aqueles menos exigentes e
de menor poder aquisitivo até os mais exigentes e ricos. Este cenário
possibilita que milhões de produtos sejam comprados por milhares de pessoas
todos os dias, em qualquer cidade do Brasil e do mundo (BARBOSA, 2008).
Basicamente, a melhoria do padrão de vida da coletividade se enquadra
em um modelo de desenvolvimento não sustentável, uma vez que para atender
ao elevado consumo de produtos, faz-se necessário, cada vez mais, retirar da
natureza matérias-primas, a maioria, não renovável. Isto causa a destruição
dos mais diferentes ambientes (florestas, rios, etc.), enquanto as atividades
industriais e a disposição inadequada de produtos levam à poluição do ar, das
águas e do solo (BARBOSA, 2008).
Diante desse panorama, nos últimos anos, a sociedade e os governos
passaram a dar mais atenção para as questões ambientais. Isso pode ser
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
2
percebido nas alterações que foram feitas nas legislações, que se tornaram
mais restritivas, e também na maior conscientização da opinião pública em
relação à conservação do meio ambiente. Outra prova da maior preocupação
com a degradação do meio ambiente é a estimativa dos gastos mundiais, de 25
a 50 bilhões de dólares ao ano, com operações para a despoluição ambiental
(TSAO, 2003; JACQUES et al., 2007). Este mercado, estável nos Estados
Unidos (US$ 6 – 8 bilhões/ano), tende a crescer no Brasil, uma vez que os
investimentos para tratamento dos rejeitos humanos, agrícolas e industriais
crescem à medida que aumentam as exigências da sociedade e leis mais
rígidas são aplicadas.
Dentre as principais fontes de contaminação ambiental, a indústria do
petróleo e gás se destaca, visto que todas as operações relacionadas extração, transporte, refino, e distribuição - concorrem para a poluição do ar, da
água ou do solo (POTIN et al., 2004). De acordo com o site AMBIENTE
BRASIL (site 1), aproximadamente 40 milhões de litros de óleo cru e derivados
foram acidentalmente lançados no ambiente entre 1975 e 2004, impactando
solos, rios, manguezais e praias, do Brasil.
Na busca por estratégias eficazes de gestão ambiental, algumas
empresas estão adequando suas atividades ao conceito de desenvolvimento
sustentável, de modo a garantir competitividade em curto ou médio prazo
(LAFFERTY; MEADOWCROFT, 2001; KRAEMER, 2005). O relatório elaborado
pela Comissão Brundtland1, publicado em 1987, aponta a incompatibilidade
entre desenvolvimento sustentável e os padrões de produção e consumo
vigentes já naquela época, e ainda ressalta os riscos do uso excessivo dos
recursos naturais, quando não se considera a capacidade de suporte dos
ecossistemas (CMMAD, 1991). O relatório define desenvolvimento sustentável
como:
(...) desenvolvimento que encontra as necessidades atuais sem
comprometer a habilidade das futuras gerações de atender suas próprias
necessidades. (BARBOSA, 2008)
1
Como foi denominada a Comissão Mundial sobre Meio Ambiente e Desenvolvimento criada
pela Organização das Nações Unidas (ONU) em 1983 e presidida pela, na época, primeira
ministra norueguesa, Gro Harlem Brundtland (BARBOSA, 2008).
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
3
A adequação ao conceito de ambientalmente sustentável implica na
inversão de recursos por parte das empresas, o que depende de sua realidade
financeira, identificação de vantagens competitivas, oportunidades econômicas,
demandas legais e da sociedade, planejamento das suas atividades,
eliminação ou minimização dos impactos ao meio ambiente, por meio de ações
preventivas, medidas mitigadoras ou de remediação das áreas contaminadas
(LAFFERTY; MEADOWCROFT, 2001).
Dentre os recursos que podem ser impactados pelos processos
industriais, destaca-se o solo devido ao seu elevado grau de exposição. O solo
é um recurso dinâmico essencial à vida, que contempla diferentes funções:
sustentação da vida e do “habitat” para pessoas, animais, plantas e outros
organismos; manutenção do ciclo da água e dos nutrientes; proteção da água
subterrânea;
manutenção
do
patrimônio
histórico,
natural
e
cultural;
conservação das reservas minerais e de matérias-primas; produção de
alimentos; e meio para manutenção da atividade socioeconômica (FERREIRA;
DIAS, 2001).
A introdução de contaminantes no solo pode resultar na perda de
algumas, ou várias, de suas funções e, ainda, provocar a contaminação da
água subterrânea. A ocorrência de contaminantes no solo acima de certos
níveis provoca múltiplas consequências negativas para a cadeia alimentar,
para a saúde pública e para os diversos ecossistemas e recursos naturais
(RODRIGUES; DUARTE, 2003).
Em 1994, de acordo com German Advisory Council on Global Change,
havia a estimativa de que 22 milhões de hectares de solos estivessem
contaminados em todo o mundo. Estudo realizado pela Agência Europeia do
Ambiente - Commission of the European Communities – avaliou que os
tratamentos para a limpeza dos sítios contaminados na Europa poderiam
alcançar custos totais de 109 bilhões de euros (CONESA et al., 2012).
As fontes de contaminação podem ser das mais diversas, entretanto,
uma vez contaminado, o solo necessita ser recuperado, o que pode se dar por
diferentes alternativas tecnológicas de tratamento. A decisão pela adoção de
uma determinada medida deve levar em consideração a urgência de ações
corretivas e o nível de remediação desejado, bem como as tecnologias
aplicáveis (CETESB, 2001). Dentre os principais procedimentos relacionados
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
4
ao gerenciamento de solos contaminados devem ser considerados: análise de
risco; legislação vigente; e técnica(s) possíveis de ser(em) aplicada(s)
(remediação, contenção, ou
remoção).
Portanto, a
escolha
de uma
determinada tecnologia deve ser baseada na natureza e concentração de
contaminante, extensão da área afetada, e a disponibilidade de recursos. A
busca por uma alternativa que apresente a melhor relação custo-benefício deve
considerar: eficiência na descontaminação, simplicidade na execução, tempo
demandado pelo processo e menor custo (BRASIL, 1983).
Nesse contexto, cresce o interesse pela utilização da biorremediação,
definida como uma técnica que objetiva reabilitar solo e/ou água por meio da
utilização de organismos vivos (PIRES et al., 2003). Dentre as técnicas de
biorremediação destaca-se a fitorremediação, que, segundo Accioly e Siqueira
(2000), é uma tecnologia que envolve o emprego de plantas, que em
associação com a microbiota do solo pode remover, imobilizar ou transformar
os contaminantes em substâncias menos agressivas ao ecossistema.
Em geral, a fitorremediação apresenta baixo custo, visto que depende
essencialmente da luz solar como fonte de energia, com amplitude para a
remediação in situ de grandes áreas contaminadas (CHANEY et al., 2000;
ROBINSON et al., 2003; CONESA et al., 2012). A ideia de "reciclagem do solo"
ao invés do seu uso para a disposição de resíduos foi incluída em
regulamentos oficiais, tais como a Diretriz 2008/1/CE (comunidade europeia),
relativa à prevenção e controle integrados da poluição (CONESA et al., 2012).
A fitorrremediação, além de remediar águas, solos ou subsolos
contaminados, permitindo atender os regulamentos ambientais quando
aplicada individualmente ou combinada com outra tecnologia de remediação,
ao mesmo tempo, embeleza o ambiente (ROBINSON et al., 2003; GELLER.;
ROCK; TSAO, 2009). E, por ser considerada uma tecnologia “verde”, é de
grande aceitação pública.
No caso do solo, esta tecnologia pode auxiliar na manutenção da
fertilidade (KHAN, 2000; ROBINSON et al., 2003; USEPA 2004). Outra
vantagem para o uso de plantas na descontaminação de sítios é que pode
somar créditos de carbono, contribuindo indiretamente, para minimizar os
danos do efeito estufa e do aquecimento global e, diretamente, permitindo a
viabilidade financeira do tratamento (LEWANDOWSKI et al., 2006).
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
5
Outro benefício da fitorremediação é a possibilidade de impedir a
percolação dos compostos tóxicos até os lençóis d’água. Desta forma, evita-se
a contaminação de aquíferos e, consequentemente, da água potável, cada vez
mais escassa no mundo atual (EPA, 2000).
No que concerne à biomassa vegetal produzida, existe a possibilidade
de reciclagem, com geração de energia (queima direta ou produção de biogás),
madeira, fabricação de papel, extração de proteínas para uso em rações,
extração de substâncias quimicamente ativas de suas raízes para uso como
estimulante do crescimento de plantas (DINARDI et al., 2003). Outra
possibilidade para aumentar a receita de solos não produtivos devidos à carga
de contaminação poderia ser a produção de biomassa para aproveitamento
como biocombustível. Em contraste com a produção de biocombustíveis, a
produção de biocarvão poderia dar uma nova perspectiva sobre a produção de
biomassa em terras contaminadas. O biocarvão é carvão criado a partir da
pirólise de biomassa. A adição de biocarvão ao solo tem sido sugerida para o
sequestro de carbono, reduzindo assim os efeitos da mudança climática
induzida pelo homem, causados pelas emissões de CO2 (LEHMANN, 2007).
A fitorremediação já vem sendo estudada e aplicada em escala
comercial (CONESA et al., 2012). Neste campo, existem empresas americanas
e européias em atuação, embora difiram quanto a gestão comercial das
fitotecnologias. Os Estados Unidos tem maior investimento privado em
fitotecnologias, e isso resultou em um número maior de empresas privadas
lucrativas. Em contraste, a Europa está mais focada em resolver as questões
fundamentais e em descrever os mecanismos biológicos.
Os focos atuais do emprego de fitorremediação em escala comercial
são: evitar a lixiviação de contaminantes nas águas subterrâneas (americana
Ecolotree) e tratamento de efluentes (alemã Bioplanta). No caso da Bioplanta
Inc., de modo a aumentar os lucros, estão realizando investimentos em outras
fontes de renda paralelas, a saber, a produção de metano em biorreatores e a
extração de compostos ativos de plantas.
Outras empresas, como as multinacionais Union Carbide, Monsanto e
Rhône-Poulenc, já empregaram fitorremediação para descontaminação das
suas áreas contaminadas (GLASS, 1998). No Brasil, ainda são raras as
empresas que exploram a capacidade remediadora de plantas, entretanto nota-
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
6
se um aumento do número de pesquisas nessa área. É importante ressaltar
que existe a necessidade de se desenvolver tecnologias para o cultivo de
plantas capazes de crescer e absorver simultaneamente contaminantes de
diferentes naturezas, como, por exemplo, hidrocarbonetos de petróleo e metais
pesados, em solos típicos do nosso território e nas condições climáticas dos
trópicos,
ou
seja,
tecnologias
genuinamente
nacionais
(COUTINHO;
BARBOSA, 2007).
As condições climáticas brasileiras, se comparadas às de outros países
localizados fora dos trópicos, apresentam qualidades mais favoráveis ao
desenvolvimento da prática de fitorremediação. Dentre as vantagens do clima
do Brasil podem-se citar os períodos prolongados das estações quentes do
ano, as elevadas temperatura e umidade, a luminosidade constante durante
todo o ano. A partir dessas prerrogativas, soma-se a alta taxa de transpiração
que influencia favoravelmente os mecanismos de extração e volatilização de
componentes tóxicos; a possibilidade de cultivo durante quase todo o ano; a
elevada produção de biomassa vegetal beneficia a entrada de substrato
(material orgânico proveniente da queda das folhas, raízes mortas, insetos, etc)
no solo que, aliado à temperatura e umidade elevadas, favorece o
desenvolvimento de microrganismos e aumenta a eficiência do processo de
degradação da matéria orgânica, no caso, dos contaminantes de natureza
orgânica (MERKEL; SCHULTZE-KRAFT;INFANTE, 2004a e b; ROMEIRO et
al., 2007).
Este trabalho visa contribuir para a avaliação técnica do emprego da
fitorremediação para o reaproveitamento de área multicontaminada com
hidrocarbonetos de petróleo e metais pesados de elevada toxicidade, por conta
da disposição frequente no solo, por vários anos, de borra oleosa. Note-se que,
geralmente, as publicações tratam de solos artificialmente contaminados e
contempla apenas um tipo de contaminação.
Foi dada ênfase ao girassol (Helianthus annuus), reconhecidamente
uma planta fitorremediadora com potencial para remoção de elementos
inorgânicos, tais como, urânio, selênio, plutônio, cádmio, cromo, cobre, césio,
níquel, manganês, chumbo e zinco de áreas poluídas (LIPHADZI et al., 2003;
SHARMA;STARNES; SAHI, 2006; SISTANI; NOVAK, 2006; RODRIGUEZ et
al., 2006). Contudo, foi encontrado apenas um trabalho demonstrando a
MARTINS, C.D.C.
INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
7
capacidade do girassol em fitorremediar solo contaminado com poluentes
orgânicos (TEJEDA-AGREDANO et al., 2012). E, até o presente momento, não
foram encontrados dados quanto ao seu emprego em solo multicontaminado
com substâncias orgânicas e inorgânicas, embora muitos processos gerem,
simultaneamente, ambos os compostos.
Esta espécie foi escolhida pela sua elevada capacidade de adaptação,
ciclo de vida curto e grande desenvolvimento de biomassa (PRASAD, 2007). E,
principalmente, por ser uma oleaginosa, o que permitiria dar um destino de
relevância a um vegetal que não terá aplicação comestível. Neste caso, a
produção de biodiesel, somaria créditos para custeio do próprio tratamento.
1.2 OBJETIVOS
Avaliar o girassol (Helianthus annuus) como agente fitorremediador para
a
recuperação
área
multicontaminada
com
metais
pesados
e
com
hidrocarbonetos do petróleo, inclusive poliaromáticos, oriundos de operações
de refino de petróleo.
1.2.1 Objetivos Específicos

Selecionar por ensaios conduzidos em casa de vegetação dentre
quatro diferentes cultivares de girassol, comercialmente disponíveis
no mercado nacional, aquele mais indicado para a remoção
simultânea de HPA e metais pesados;

Avaliar a influência das variáveis: número de indivíduos e adição de
fertilizante N:P:K (10:10:10) no solo;

Determinar a concentração de elementos químicos e hidrocarbonetos
de petróleo presentes nas amostras de tecido vegetal e residuais no
solo;

Comparar os resultados em casa de vegetação e em campo obtidos
nos experimentos com diferentes números de indivíduos com e sem
adição de fertilizante.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
8
CAPÍTULO 2
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 RESÍDUOS SÓLIDOS: CONCEITO
Por definição, são considerados resíduos sólidos:
Todos os materiais decorrentes de atividades humanas, gerados
como sobra de processos ou atividades, que não possam ser
utilizados com a finalidade para as quais foram originalmente
produzidos. (CHEREMISINOFF, 1995)
Entretanto, a definição da Associação Brasileira de Normas Técnicas é
mais ampla, incluindo aos materiais inservíveis em estado sólido, aqueles que
se apresentam em estado semissólido ou líquido, como segue:
Resíduos sólidos são os resíduos nos estados sólido e semissólido,
que resultam de atividades de origem industrial, doméstica,
hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição. Ficam
incluídos nesta definição os lodos provenientes de sistemas de
tratamento de água, aqueles gerados em equipamentos e instalações
de controle de poluição, bem como determinados líquidos cujas
particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de
esgotos ou corpos de água, ou exijam para isso soluções técnicas e
economicamente inviáveis em face à melhor tecnologia disponível.
(ABNT – NBR 10004, 2004)
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
9
Mais recentemente, no Brasil, foi adotada uma definição híbrida, envolvendo
aspectos técnicos, assim como outros aspectos abrangentes:
Material, substância, objeto ou bem descartado resultante de
atividades humanas em sociedade, a cuja destinação final se
procede, se propõe proceder ou se está obrigado a proceder, nos
estados sólido ou semissólido, bem como gases contidos em
recipientes e líquidos cujas particularidades tornem inviável o seu
lançamento na rede pública de esgotos ou em corpos d’água, ou
exijam para isso soluções técnica ou economicamente inviáveis em
face da melhor tecnologia disponível. (Lei Federal 12305, BRASIL,
2010)
Os resíduos, dependendo da fonte geradora, e do modo que forem
processados, podem conter substâncias químicas de potencial risco à saúde
pública e ao meio ambiente (MBULIGWE; KASEVA, 2006; COSKERAN;
SMITH; PHILLIPS, 2007). De acordo com a norma técnica NBR 10004 (ABNT
2004), são considerados resíduos perigosos, aqueles constituídos de
substâncias com propriedades físicas, químicas ou microbiológicas que lhes
conferem
características
de
inflamabilidade,
corrosividade,
reatividade,
toxicidade e/ou patogenicidade. A periculosidade também está relacionada a
fatores tais como concentração, mobilidade, persistência e bioacumulação das
substâncias presentes nos resíduos (KELLER, 2000; HOLOUBEK et al., 2000).
Isto impõe que haja um gerenciamento ambientalmente adequado desses
resíduos por parte das fontes geradoras, mormente as indústrias, com políticas
de minimização, reciclagem, reutilização, tratamento e disposição final
adequada (MACHADO et al., 2012).
Nos países preocupados com a problemática ambiental, existem órgãos
para normatizar e fiscalizar de modo a garantir que a produção de resíduos
esteja em consonância com a preservação da natureza. Estes países adotam
ações aplicadas à gestão de resíduos, como medidas prioritárias. Assim,
quando a disposição dos resíduos sólidos é a opção, ela deve ser
cuidadosamente planejada, considerando as normas aplicáveis, estudos
técnicos, e, sobretudo, as alternativas para o tratamento desses resíduos de
modo a atender as legislações vigentes.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 10
Dentre as fontes geradoras de resíduos sólidos, destacam-se aquelas
atreladas aos processos de exploração, produção, refino e transporte de
petróleo, ainda a principal fonte de energia no cenário mundial (MELO;
CORIOLANO; ARAUJO, 2013; JAEGER; MACHRY, 2014). Por isso, os
resíduos gerados nas indústrias do petróleo e petroquímicas são apontados
como os principais problemas ambientais do mundo contemporâneo, sendo
seu destino final um grande desafio mesmo para países tecnologicamente
avançados (PEDROZO et al., 2002).
2.1.1 Resíduos Sólidos na Indústria do Petróleo
O petróleo é constituído de uma variada e complexa mistura de
hidrocarbonetos alifáticos e aromáticos, compostos sulfurados, nitrogenados e
oxigenados, metais pesados (ex.: chumbo e mercúrio) e metaloides (ex.:
arsênio) (VARSHA; NAGA DEEPTHI; CHENNA, 2011). Logo, apesar da
importância do petróleo para a sociedade moderna, a quantidade e a
diversidade de resíduos que são gerados em todas as fases do processo
produtivo, tornam as atividades petrolíferas - desde a sua exploração à
comercialização dos derivados - importantes do ponto de vista ambiental.
Nas atividades petrolíferas, a maior quantidade de resíduos é gerada
durante as etapas de refino, que envolvem o fracionamento do petróleo bruto
em produtos derivados: (i) combustíveis, tais como a gasolina, o diesel e o
querosene; (ii) insumos petroquímicos (principalmente a nafta) e; (iii) outros
(óleos lubrificantes e asfalto) (CARDOSO, 2006). Em geral, as refinarias
apresentam diferenciadas configurações e números de unidades de processo,
além da eficiência de cada instalação do refino ser distinta. Em consequência,
as características dos resíduos oleosos gerados nas refinarias diferem, caso a
caso (ARAÚJO; NICOLAIEWSKY; FREIRE, 2006).
De acordo com a NBR 10004 (ABNT 2004), os processos de refino
geram efluentes líquidos, sólidos emulsionados, lodos, sedimentos, resíduos,
borras e catalisadores gastos, que se classificam em resíduos perigosos e não
perigosos. Ambos devem ser geridos adequadamente, embora, por causa da
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 11
toxicidade e recalcitrância, os resíduos perigosos são os que requerem atenção
quanto à estratégia de tratamento a ser adotada.
Diariamente, a indústria do petróleo e gás produz grandes quantidades
de resíduos perigosos e não perigosos
(SOUZA; HOLANDA, 2003;
GUIMARÃES, 2007). Entende-se que um resíduo sólido é perigoso quando
apresentam riscos à saúde pública quando manuseados de forma inadequada,
em função de suas características intrínsecas de inflamabilidade, corrosividade,
reatividade, toxicidade ou patogenicidade. Os resíduos sólidos perigosos
gerados nas refinarias podem ser agrupados em duas categorias como oleosos
e não oleosos. Dentre os resíduos sólidos perigosos não oleosos destacam-se
os catalisadores exauridos, enquanto as borras oleosas e os lodos biológicos
gerados nas Estações de Tratamento de Efluentes são os resíduos perigosos
oleosos de maior significância, devido à elevada quantidade gerada e à
composição química variada (URURAHY et al., 1998; SANTOS; SOUZA;
HOLANDA, 2002).
Os materiais sólidos oleosos depositados em fundos de tanques ou em
separadores água-óleo da indústria de petróleo são chamados tradicionalmente
de borra oleosa (MELO; CORIOLANO; ARAUJO, 2013). Segundo a Norma N2622 (PETROBRAS, 1998), borra oleosa é constituída pela mistura de óleo,
sólidos e água, que devido aos seus constituintes pertence à Classe I (resíduos
tóxicos e inflamáveis). Porém, de acordo com os órgãos ambientais, se esse
resíduo for submetido a processos de inertização ou encapsulamento, pode ser
reclassificado como resíduo Classe IIA (resíduo não perigoso, não inerte), o
que permitiria sua disposição em aterros industriais (SILVA et al., 2006). No
entanto, a legislação atual em vigor no Brasil não permite essa operação, pois
os aterros devem ser destinados exclusivamente a rejeitos (BRASIL, 2010). A
Lei Federal 12305, de 02/08/2010 define rejeitos como sendo resíduos sólidos
que, depois de esgotadas todas as possibilidades de tratamento e recuperação
por processos tecnológicos disponíveis e economicamente viáveis, não
apresentem outra possibilidade que não a disposição final ambientalmente
adequada.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 12
2.1.1.1 Borras Oleosas
2.1.1.1.1 Aspectos Gerais a Respeito das Borras Oleosas
Borra oleosa é o resíduo mais abundante gerado pela indústria do
petróleo, podendo ocorrer nas quatro principais atividades da indústria
petrolífera, a saber: extração de óleo cru, transporte do óleo para a refinaria,
processo de refino, e armazenagem de petróleo e produtos (SANTOS; SOUZA;
HOLANDA, 2002; MELO; CORIOLANO; ARAUJO, 2013). Por conta disso, as
borras oleosas podem ser encontradas em diversas operações: sistemas de
dessalinização de petróleo, separadores água-óleo, unidades de craqueamento
catalítico, flotadores, trocadores de calor, torres de refrigeração, fundo dos
tanques de armazenamento de petróleo e produtos derivados (combustíveis e
insumos), (ARAÚJO; NICOLAIEWSKY; FREIRE, 2006; ALFUTAISI et al., 2007;
COSTA, 2010). Inclui-se, também, o efluente da estação de tratamento da
própria refinaria (WANG et al., 2010).
Em virtude de vários diferentes sistemas poderem contemplar a
formação de borras oleosas, a quantidade gerada, composição e grau de
toxicidade são bastante variáveis. A geração de borras oleosas pode variar de
0,1% (para óleos leves) até 1,5% (para óleos pesados) da carga processada
(AIRES, 2002). Em geral, as borras oleosas são constituídas de 5-60% de óleo,
30-90% de água e 5-40% de partículas minerais, como nitrogênio, fósforo, e
espécies metálicas (FRANCIS; STEHMEIER, 1991). Mais de 90% do óleo
corresponde a uma mistura de hidrocarbonetos parafínicos, aromáticos, resinas
e asfaltenos, sendo elevada a concentração de hidrocarbonetos aromáticos,
que variam de 1 a mais de 40 anéis (USEPA, 1997; DIALLO et al., 2000;
UBANI; ATAGANA; THANTSHA, 2013). Também podem ser encontrados
microrganismos (bactérias e fungos) (SHIE et al., 2004).
Na borra oleosa, ocorre a repulsão entre os hidrocarbonetos devido a
sua característica polar, o que impede a formação de fase homogênea.
Adicionalmente, a capacidade do óleo de adsorver partículas, pode resultar em
uma massa de resíduo final de 10 a 20 vezes maior que a massa inicial
(SANTOS; SOUZA; HOLANDA, 2002). Contudo, a adsorção do óleo às
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 13
partículas sólidas confere ao resíduo grande estabilidade, tornando-o
extremamente persistente (URURAHY et al., 1998; GAYLARDE, 1998).
Portanto, pode-se inferir que a borra oleosa é um sistema multifásico,
altamente poluente, e de difícil tratamento (MELO; CORIOLANO; ARAUJO,
2013; UBANI; ATAGANA; THANTSHA, 2013).
Estudos têm sido realizados buscando alternativas de tratamento
capazes de minimizar o volume e a toxicidade de resíduos perigosos, seja pelo
aprimoramento de tecnologias existentes ou desenvolvimento de novas
tecnologias. Dentre as alternativas existentes para tratamento de resíduos
sólidos, algumas possuem limitações que inviabilizam sua aplicação para o
tratamento de borra oleosa, seja pelo alto custo, seja pela persistência de
alguns compostos ou risco de contaminação do solo e aquíferos subterrâneos
(VASUDEVAN; RAJARAN, 2001). Por isso, o tratamento ou a disposição da
borra oleosa tem sido um desafio para as indústrias de petróleo que buscam
uma gestão sustentável de exploração e aproveitamento dos recursos minerais
(COSTA, 2010).
Dentre as tecnologias convencionais para tratamento de solos
contaminados com borras oleosas, os tratamentos biológicos e a incineração
têm sido os mais aplicados (MELO; CORIOLANO; ARAUJO, 2013). No caso
dos tratamentos biológicos, destaca-se o processo Landfarming. Segundo a
Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos
(United States
Environmental Protection Agency – USEPA), este método consiste em dispor o
resíduo na superfície de um solo, em local previamente preparado, de modo a
permitir a degradação dos contaminantes orgânicos por ação da microbiota
autóctone, mediante operações adequadas de manejo de solo (PAULA;
SOARES; SIQUEIRA, 2006; PAUDYN et al., 2007). No entanto, na maioria das
vezes, esta tecnologia não permite auferir que as concentrações dos
compostos tóxicos de elevada periculosidade sejam reduzidas aos limites
estabelecidos como seguros ou aceitáveis pela legislação.
Em vista do caráter extremamente poluente da borra oleosa, se o
processo de Landfarming não for capaz de reduzir os poluentes até níveis
satisfatórios, haverá um sério comprometimento do ecossistema. Este cenário
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 14
é cada vez mais preocupante, considerando-se a escassez de terra e os efeitos
em longo prazo da poluição nos ecossistemas terrestres.
Existe, ainda, outro tipo de borra oleosa abundante em refinarias de
petróleo que são os lodos de ETDI (estação de tratamento de despejos
industriais) e lodos de ETE (estações de tratamento de efluentes). Toda
refinaria de petróleo gera efluentes, que devem ser tratados para descarte.
Quando o tratamento adota tecnologia biológica, há geração de um resíduo
denominado lodo oleoso, que varia muito na sua composição e toxicidade, em
função do processo produtivo. Os lodos oleosos de ETDI são compostos por
material orgânico oriundo da atividade microbiana durante as operações de
tratamento biológico dos efluentes, metais aderidos, compostos orgânicos, etc
(ARAÚJO; NICOLAIEWSKY; FREIRE, 2006). De tempos em tempos, esse lodo
pode ser despejado no sistema Lanfarming, para o tratamento, ou
encaminhado, após a secagem, para aterros industriais.
É importante salientar a presença de diversos metais nas borras
oleosas. Esses metais são incorporados às borras através de diversos
procesos, como por exemplo: aqueles contidos na água de produção, aqueles
provenientes da erosão das partes metálicas das tubulações e equipamentos,
da corrosão dos tanques de armazenamento, ou ainda aqueles associados aos
produtos químicos utilizados no processo de refino, principalmente os
catalizadores empregados nas unidades de craquelamento. Todos esses
metais vão se acumulando nas borras tornando seu tratamento ainda mais
difícil, uma vez que o uso de microrganismos não é capaz de remediar esse
tipo de poluente (MAIT; MARCIA; ALEKSANDER, 2008; KRIIPSALU;
MARQUES; MAASTIK, 2008).
Portanto, a incorporação de borras em Landfarming gera solos
multicontaminados com metais e hidrocarbonetos. Assim, o tratamento de
solos multicontaminados compõe um desafio para as empresas do ramo,
incrementando a problemática para remedição das áreas impactadas e
também os custos associados. Neste contexto, alternativas de fitorremediação
podem figurar como eficazes, promissoras e custo-efetivas para o tratamento
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 15
de solos contaminados por compostos orgânicos e metais oriundos de
operações de refino de petróleo, justificando esta pesquisa.
2.1.1.1.2 Alternativas Convencionais para o Tratamento de Borras Oleosas
No Brasil, o modelo mais utilizado para disposição de borras oleosas
pelas empresas do setor de petróleo e gás natural é o Coprocessamento em
fornos de clinquerização. Essa rota de abatimento de resíduos está
fundamentada no aproveitamento do potencial calorífico dos resíduos oleosos
na economia de combustíveis usados para calcinação dos sólidos que irão
compor o clinquer, um dos principais constituintes do cimento Portland
(SANTOS, 2003). Assim, as borras oleosas são usadas como combustíveis
alternativos em fornos de cimenteiras, sendo, portanto, uma rota para
aproveitamento de resíduos. Entretanto, existem algumas limitações para o uso
desse tipo de resíduo como combustível, particularmente no que diz respeito
ao impacto atmosférico. Isso se deve a existência de uma diversidade de
compostos tóxicos presentes nesse tipo de resíduo, como por exemplo, metais
(sobretudo os mais voláteis) e hidrocarbonetos clorados. Além disso, esses
resíduos apresentam baixo poder calorífico em comparação com os
combustíveis convencionais.
Outra tecnologia usada para o abatimento de borras oleosas é o sistema
Landfarming (Figura 2.1), embora essa rota seja muito menos usada que o coprocessamento em fornos de clinquerização. Nessa tecnologia, o resíduo
oleoso é incorporado ao solo, sob condições controladas, para promover a
degradação e imobilização dos contaminantes perigosos nele presentes.
Tipicamente o resíduo é aplicado à superfície de uma área e misturado com o
solo por meio de equipamentos convencionais, como tratores equipados com
arados e/ou grades (JORGENSEN; PUUSTINEN; SUORTTI, 2000). Entretanto,
essa técnica tem sucesso relativo, já que não possibilita a remoção total dos
compostos, especialmente os mais recalcitrantes e tóxicos (HUANG et al.,
2004), o que decorre principalmente se os procedimentos não forem
corretamente desenvolvidos e os parâmetros bem controlados. Além disso, o
uso de microrganismos não é eficiente na remoção dos metais pesados
presentes nas borras oleosas que são dispostas nesses sistemas. Diante
MARTINS, C.D.C.
dessas
dificuldades,
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 16
novas
técnicas
de
tratamento
e
a
destinação
ambientalmente correta vêm sendo empregadas em substituição à técnica de
Landfarming (FURTADO, 2003).
Figura 2.1: Esquema do sistema Landfarming. Adaptado de FTRT (site 1)
Existe ainda a rota da incineração (oxidação térmica em temperaturas
acima de 800oC, de acordo com a NBR 11175 (ABNT, 1990) assim como a rota
do plasma térmico também são aplicáveis, e não foram abordadas nessa Tese
devido ao fato de apresentarem elevado custo, quando comparado ao coprocessamento em fornos de clinquerização e aos Landfarmings (SILVA et al.,
2012).
2.2 O SOLO
2.2.1 Conceito e Propriedades
O solo é um corpo natural, complexo e heterogêneo, constituído de
materiais
orgânicos
e
minerais,
resultante
de
alterações
na
organização do material original (rocha, sedimento ou outro solo), por
ação de diferentes fatores externos (material de origem, organismos, clima,
relevo e tempo) e internos (adições, perdas, translocações e transformações)
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 17
(ANDRADE, 2001; OLIVEIRA, 2008). A Associação Brasileira de Normas
Técnicas define solo como:
Material proveniente da decomposição das rochas pela ação de
agentes físicos ou químicos, podendo ou não ter matéria orgânica.
(ABNT - NBR 6502, 1995)
Já o Manual Técnico de Pedologia do Instituto Brasileiro de Geografia
e Estatística cita como melhor definição os levantamentos pedológicos de
USDA (1984), a saber:
Solo é a coletividade de indivíduos naturais, na superfície da terra,
eventualmente modificado, ou mesmo, construído pelo homem,
contendo matéria orgânica viva e servindo ou sendo capaz de servir à
sustentação de plantas ao ar livre. Em sua parte superior, limita-se
com o ar atmosférico ou águas rasas. Lateralmente, limita-se
gradualmente com rocha consolidada ou parcialmente desintegrada,
água profunda ou gelo. O limite inferior é talvez o mais difícil de
definir. Mas, o que é reconhecido como solo deve excluir o material
que mostre pouco efeito das interações de clima, organismos,
material originário e relevo, através do tempo. (IBGE, 2007)
O solo compõe um sistema trifásico (líquido, sólido e gasoso) e contem
quantidades variáveis de minerais, matéria orgânica, água da zona não
saturada e saturada, ar e organismos vivos, incluindo plantas, bactérias,
fungos, protozoários, invertebrados e outros animais (Figura 2.2) (OLIVEIRA,
2008). Os microrganismos tem papel fundamental na gênese do solo. No início
da formação do solo, devido ao déficit de carbono e nitrogênio, espécies
fotossintéticas e fixadoras de nitrogênio como, por exemplo, as cianobactérias,
são importantes colonizadores primários de rochas matrizes1. A seguir têm-se
o desenvolvimento de microrganismos heterotróficos (fungos e bactérias),
1
A rocha matriz, ou rocha-mãe, representa a matéria-prima para a formação dos solos. A
transformação da rocha matriz em solo irá ocorrer através dos processos de decomposição e
desintegração dos elementos minerais presentes na rocha matriz. Os minerais formadores da
rocha matriz irão determinar as características químicas e físicas, além da qualidade do solo
formado (VIEIRA, 1975).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 18
capazes de solubilizar os elementos minerais do solo, como fósforo, cálcio e
ferro, essenciais para o desenvolvimento da flora. Por conseguinte, desde que
haja a disponibilidade de água, as plantas começam a crescer. Por sua vez, as
plantas poderão a posteriori servir de alimento para outros seres vivos
(RESENDE et al., 2014).
Figura 2.2: Composição volumétrica média de um solo (Adaptado de
RESENDE et al., 2014).
Os fenômenos de adições, perdas, transformações e translocações
ocorrem com intensidades distintas através do regolito2, dando origem aos
horizontes. Os horizontes são camadas diferenciadas que se sucedem em
profundidade, e cujo arranjo em vertical constitui-se no perfil do solo
(ANDRADE, 2001). Em geral, um solo com o seu processo de formação
concluído apresenta, ao menos, cinco diferentes horizontes (O, A, B, C e R). As
camadas (horizontes) se apresentam paralelas à superfície, com a separação
entre elas ocorrendo de forma gradativa. Por isso, as camadas se apresentam
relativamente homogêneas, embora tenham regiões intermediárias, com
características tanto da camada superior quanto da inferior. (DE LA ROSA;
SOBRAL, 2008). As diferenças na distribuição dos horizontes permite
2
Camada de material intemperizado que recobre a superfície do planeta, também conhecido
como Manto de alteração. É o termo usado pelos geólogos como sinônimo de solo em seu
sentido amplo (BUTT; ZEEGERS, 1992).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 19
determinar as culturas que melhor se adaptam àquele tipo de solo (RESENDE
et al., 2014).
Os horizontes distinguem-se pelas diferentes características de cor,
textura, estrutura, pH, porosidade e permeabilidade, definidos como:
 Textura - representa a distribuição quantitativa das partículas minerais
do solo quanto ao tamanho;
 Estrutura - consiste na forma como as partículas estão agregadas no
solo;
 Porosidade - espaço que existe entre as partículas e que pode ser
preenchido por ar ou água;
 Permeabilidade - consiste na capacidade que o solo tem de percolar
água;

pH - relaciona-se com a composição química do solo e reações
químicas e bioquímicas que neles ocorrem.
Dentre as propriedades físicas do solo, a característica textural é a que
apresenta maior estabilidade, o que leva a ser considerada de grande
importância na descrição, identificação e classificação do solo. As três frações
texturais encontradas no solo - areia, silte e argila – se diferenciam quanto ao
tamanho das partículas (Figura 2.3) e às proporções, o que permite a
classificação do solo com base no Triângulo de Grupamento Textural (Figura
2.4). Na Tabela 2.1 está representado, o diagrama de textura adotado pela
Sociedade Brasileira de Ciência do Solo, baseado no sistema de classificação
do Departamento de Agricultura dos Estados Unidos (USDA).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 20
Figura 2.3: Diâmetro das partículas do solo. (Adaptado de RESENDE et al.,
2014).
Figura 2.4: Triângulo de Grupamento Textural (Fonte: RESENDE et al., 2014).
Tabela 2.1: Diagrama de Textura adotado pela Sociedade Brasileira de Ciência
do Solo (%)
ARGILA
SILTE
< 0,002
0,002 – 0,05
Muito Grossa
0,05 – 0,1
Grossa
0,1 – 0,25
AREIA
Média
0,25 – 0,5
Fina
0,5 – 1,0
Muito Fina
1,0 – 2,0
CASCALHO
> 2,0
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 21
No solo, as frações silte (0,002 – 0,05 mm) e areia (0,05 – 2,0 mm), sob
a ação do intemperismo3 transformam-se em argila, enquanto os minerais
resistentes permanecem sob a forma de areia. De uma maneira geral, os solos
mais novos são os que apresentam maior teor de silte (> 50%) e os mais
velhos, comuns às paisagens brasileiras, tais como os Latossolos, apresentam
um teor menor (< 20%) (ANDRADE, 2001). A fração silte pode ser um indicador
do grau de intemperização de um solo ou do potencial dele de conter minerais
primários facilmente intemperizáveis, ou seja, daqueles que tem condições de
fornecer nutrientes (RESENDE et al., 2014).
As propriedades das argilas são muitas e muito variadas; entre as
principais se encontram as associadas com reações de adsorção, troca iônica,
propriedades
eletrocinéticas
e
eletroquímicas.
As
argilas
apresentam
importância nos solos por apresentarem cargas negativas e, em menor
proporção positivas, que podem reter tanto cátions como ânions, dentre os
quais se apresentam elementos nutrientes (Ca2+, Mg2+, K+, NH4+, PO43-, SO42-,
etc). Ademais, devido as suas características de expansão e contração, as
argilas influem nas características físicas do solo, como a porosidade (macro e
micro), infiltração, permeabilidade, difusibilidade térmica, densidade, etc. Sendo
assim, quanto maior o teor de argila no solo, maior a sua área específica e
maior a intensidade de fenômenos como retenção de água, capacidade de
troca, resistência à erosão e fixação de fósforo (ANDRADE, 2001). A fração
argila é formada praticamente de argilominerais que são silicatos hidratados de
alumínio (Al4[Si4O10](OH)8). Os argilominerais são formados basicamente por
sílica (SiO2) e hidróxido de alumínio (Al2(OH)3) e apresentam estrutura lamelar.
Os argilominerais mais comumente encontrados são: caulinita, esmectitas e
ilita.
3
Dá-se o nome de intemperismo (também chamado de meteorização) ao conjunto de
alterações físicas (desagregação) e químicas (decomposição) que as rochas sofrem quando
ficam expostas na superfície da Terra. É um processo importante porque é o início de um
processo maior que continua com a erosão e a deposição do material por ele formado, com a
posterior diagênese, que leva à formação das rochas sedimentares. É a partir do intemperismo
também que se forma o regolito, conjunto do material alterado, e, num estágio mais avançado,
o solo, material superficial em avançado estado de alteração e lixiviação, associado à matéria
orgânica, fundamental à prática agrícola e, portanto, à sobrevivência do ser humano
(GUERINO, 2010).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 22
A textura do solo é o principal fator de influência na percolação de água,
sendo que a água percola melhor em solos arenosos do que em solos
argilosos (RAO; MANNA, 2005). A textura afeta a permeabilidade e, portanto, a
aeração e o armazenamento e circulação de água no solo (RAO; MANNA,
2005). Por exemplo, a retenção de água é maior em solos argilosos em
comparação com os solos arenosos, especialmente se a argila está
compactada. Adicionalmente, quando os solos se apresentam encharcados,
são reduzidas as disponibilidades de oxigênio e nutrientes nos espaços vazios
(poros) entre as partículas do solo, resultando em redução da atividade da
microbiota autóctone e mortandade das plantas, pelo déficit de nutrientes e,
sobretudo, pelo apodrecimento das raízes.
2.2.2 Fontes de Poluição do Solo
O tema poluição do solo tem despertado interesse de especialistas e
autoridades. São importantes, não apenas, os aspectos ambientais e de saúde
pública, como também e, principalmente, a ocorrência de episódios críticos de
poluição de âmbito mundial, tais como a questão das áreas contaminadas
(GÜNTHER, 2005).
Segundo BRASIL (1981), o termo poluição é definido como toda
alteração das propriedades físicas, químicas e biológicas que possa constituir
prejuízo à saúde, à segurança e ao bem-estar das populações e, ainda, possa
comprometer a biota e a utilização dos recursos para fins comerciais,
industriais e recreativos. Desta forma, a poluição do solo significa a presença
significativa de algum elemento ou substância que podem afetar componentes
bióticos
do
ecossistema,
comprometendo
sua
funcionalidade
e
sustentabilidade. Assim, a poluição do solo está ligada à concentração, ou
quantidade de resíduos, incorporados acidentalmente ou intencionalmente
(OLIVEIRA et al., 2006).
De acordo com a legislação ambiental, para o controle dessa poluição,
certos padrões e indicadores de qualidade do solo (taxa de erosão etc.) devem
ser
respeitados
num
determinado
ambiente
(BRAGA
et
al.,
2002).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 23
Conseqüentemente, a introdução de contaminantes no solo pode resultar na
perda de algumas, ou várias, de suas funções e ainda provocar contaminação
de água subterrânea. A ocorrência de contaminantes no solo, originados por
várias fontes, acima de certos níveis, provoca múltiplas conseqüências
negativas para a cadeia alimentar, para a saúde pública e para os diversos
ecossistemas e recursos naturais (RODRIGUES; DUARTE, 2003).
Embora a poluição do solo, geralmente, não seja tão visível ou
imediatamente perceptível, seus efeitos podem ser muito nocivos, uma vez que
o solo é um compartimento ambiental que não se renova rapidamente, ao
contrário do ar e da água (DIAS, 2000). As complexas reações químicas que
acontecem no solo são realizadas pela presença de milhares de espécies de
microrganismos, como bactérias, fungos e algas, entre outros. A grande
maioria destes organismos vive no primeiro horizonte do solo, até uma
profundidade de cerca de 40 cm. É dessa estreita camada que os vegetais
retiram nutrientes necessários ao seu desenvolvimento, garantindo alimento
para os animais que habitam sobre ela. Entretanto, esta é a primeira a ser
atingida pelos compostos tóxicos. Desta forma, quando estas substâncias são
descartadas, os organismos morrem, comprometendo diretamente todo o
sistema de respiração do solo (DIAS, 2000).
As fontes de poluição do solo podem ter origem natural ou artificial
(antrópica). Como fontes de origem natural podem se destacar as atividades
vulcânicas, as erosões e os desastres naturais, como terremotos e maremotos.
Já as fontes de poluição artificial ou antrópica estão relacionadas ao
lançamento
de
efluentes
líquidos
e
resíduos
sólidos,
às
atividades
agropecuárias, de mineração e também ao processo de urbanização
acelerada, ocasionando a ocupação inadequada do solo e provocando sua
contaminação (ABIKO; MORAES, 2009).
Na
Figura
2.5
estão
representadas
as
contaminação do solo que podem ocorrer no ambiente.
principais
formas
de
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 24
Figura 2.5: Esquema das principais formas de contaminação do solo (Fonte:
CETESB, 2006).
Um relatório emitido pelo Órgão Ambiental de São Paulo, CETESB,
apontou as principais atividades responsáveis pela contaminação do solo
nesse Estado (Figura 2.6). Depois dos postos de combustível, a atividade
industrial, que inclui o parque de refino, é a maior fonte de poluição dos solos
em São Paulo, sendo responsável por 279 dos 1821 sítios contaminados
catalogados pela CETESB (2006). Dessa forma, fica clara a relevância dos
eventos de contaminação por resíduos oleosos.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 25
Figura 2.6: Principais fontes de contaminação da zona urbana do Estado de
São Paulo. Fonte: CETESB (2006).
2.2.3 Contaminação do Solo por Resíduos Oleosos
O
solo,
por
ser
um
sistema
complexo,
multi-fásico
propicia
comportamentos distintos dos resíduos oleosos ao longo do seu perfil. Um solo
contaminado com resíduos oleosos apresenta um perfil que pode ser dividido
em três zonas distintas, em função da saturação de água (Figura 2.7),
conforme descrito por Baptista (2007):

Zona Vadosa ou Insaturada - camada mais próxima da superfície do
solo;

Zona Saturada – camada que se encontra a uma profundidade onde
todos os vazios no solo e nas rochas estão preenchidos com água;

Zona Capilar ou Franja Capilar - camada de transição entre a zona
insaturada e a zona saturada.
À medida que os constituintes dos resíduos oleosos percorrem o perfil
do solo, parte deste é volatilizado, formando uma fase vapor, ficando os
hidrocarbonetos voláteis confinados nos poros e/ou nos interstícios do solo. A
perda de frações leves de hidrocarbonetos por volatilização altera a
viscosidade e a densidade do óleo residual, o que pode levar a interações dos
hidrocarbonetos com a matriz do solo, impedindo a mobilidade do transporte do
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 26
óleo pelo meio poroso (FINE; GRABER; YARON, 1997). A outra parte do óleo
pode ficar dissolvida na solução do solo.
Figura 2.7: Representação esquemática de três zonas de saturação e do
comportamento do óleo no solo em caso de acidente durante o transporte de
petróleo ou derivados [LNAPL- fase de hidrocarbonetos menos densa que a
água; DNPL- fase de hidrocarbonetos mais densa que a água]. (Fonte:
Adaptado de Baptista (2007)).
O grau e a taxa de sorção dos compostos orgânicos no solo está
relacionado ao teor de matéria orgânica (ORTEGA-CALVO; LAHLOU; SAIZJIMENEZ, 1997) e a hidrofobicidade dos componentes dos resíduos oleosos
(FINE; GRABER; YARON, 1997). Na zona insaturada, o óleo presente na
solução do solo é transportado, seguindo geralmente duas direções: para cima
(pela evaporação na interface solo-atmosfera e pela transpiração devido à
liberação de vapor d’água pela vegetação) e para baixo (pela infiltração e
percolação a partir da zona de raízes das plantas) (BAPTISTA, 2007).
A fração oleosa livre no solo pode continuar a sua trajetória, mas
devido a sua baixa solubilidade forma uma fase líquida não aquosa (NAPL) que
atua como fonte contínua de contaminação. O aumento do teor de umidade no
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 27
solo pode diminuir tanto o transporte da fase vapor como a retenção da fração
de óleo residual (confinado nos poros ou sorvido nas partículas do solo),
resultando no aumento do transporte da NAPL (FINE; GRABER; YARON,
1997). Segundo Dragun (1998), a NAPL pode formar temporariamente
“piscinas” na superfície do solo quando este apresenta elevado teor de argila e
baixa permeabilidade. Em contrapartida, em solos arenosos a infiltração da
NAPL pode ser mais rápida.
A NAPL pode ser dividida em: uma fase mais densa que a água
(Dense Non-Aqueous Phase Liquid, DNAPL), tendendo a se depositar no fundo
da mesa d’água, e uma fase menos densa (Light Non-Aqueous Phase Liquid (
LNAPL) que se mantém sobre o nível d’água (Figura 2.7). Portanto, a
remediação de ambientes contaminados com DNAPL é geralmente mais difícil
do que a de locais contaminados com LNAPL.
Na zona saturada, a entrada de DNAPL nos poros preenchidos com
água requer a superação de uma pressão de entrada resultante da tensão
interfacial entre a DNAPL e a água. A pressão de entrada requerida aumenta
com a diminuição do tamanho da partícula do solo. A descida do fluxo de
DNAPL pode ser interrompida toda vez que uma camada com partículas mais
finas é encontrada, tendendo a fluir lateralmente, e acumulando-se até que
haja uma camada espessa de DNAPL que possa vencer a pressão de entrada.
Sendo assim, variações na granulometria do solo podem produzir significante
alteração no comportamento de uma pluma de DNAPL (BAPTISTA, 2007).
2.2.4 Contaminação do Solo por Metais
O termo “metal pesado” nunca foi definido pela IUPAC. Quimicamente, o
termo “pesado” implica elevada densidade e o termo “metal” se refere a um
elemento puro ou uma liga de elementos metálicos. De acordo com a literatura,
a definição mais antiga classifica como sendo “pesado” todo metal com
densidade superior a 7 g cm-3. Ao longo dos anos, as classificações de um
elemento como sendo metal pesado com base na massa específica têm
variado entre os diversos autores, e valores entre 3,5 e 6 g cm -3 têm sido
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 28
propostos como valor acima do qual um metal pode ser considerado como
metal pesado (VAREJÃO, 2008).
De acordo com Hassan, Hijri e St-Arnaud (2013) as atividades de
mineração e a prática de agricultura extensiva são as principais fontes de
poluição ambiental por metais. A poluição do solo por metais é um dos
problemas ambientais mais importantes no mundo. De fato, os metais possuem
uma alta toxicidade para humanos, animais, microrganismos e plantas
(DOUMETT, et al., 2008). Adicionalmente, os metais possuem baixa
solubilidade e muitos deles são classificados como carcinogênicos e
mutagênicos (TURGUT; PEPE; CUTRIGHT, 2004).
Além disso, diferentemente dos contaminantes orgânicos, os metais não
são biodegradáveis e tendem a se acumular nos ecossistemas, chegando ao
topo da cadeia alimentar e consequentemente aos humanos (BHARTI;
BANERJEE, 2012). Por exemplo, o cromo e o cádmio, se presentes nos
alimentos podem causar disfunção renal, alterações crônicas no sistema
nervoso e ainda alterações gástricas (LOFTY; MOSTAFA, 2014).
Entretanto, a poluição por metais depende da quantidade e do tipo de
metal. O cobre, ferro, manganês, zinco e níquel são microelementos e por isso
essenciais, entretanto em uma dose alta podem ser considerados tóxicos.
Outros elementos como, cádmio, cromo, chumbo, urânio e tório são
transportados para o interior dos tecidos vegetais, mas não possuem função
conhecida (KÖTSCHAU et al., 2014). Outros metais considerados nãoessenciais são o mercúrio, antimônio e arsênio (GOSH; SINGH, 2005).
É importante lembrar que além da quantidade, outros fatores influenciam
a toxicidade dos metais nos ambientes, entre eles, a solubilidade é de grande
importância, pois altera a disponibilidade dos metais. Ademais, a solubilidade
dos metais no solo e na água subterrânea é predominantemente controlada
pelo pH, quantidade de metais, capacidade de troca catiônica, concentração de
matéria orgânica, estado de oxidação dos minérios e pelo potencial redox do
ambiente (HENRY, 2000; BAKER; WALKER, 1990; McNEIL; WARING, 1992;
ELLIOT; LIBERALI; HUANG, 1986; CONNELL; MILLER, 1984; MARTINEZ;
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 29
MOTTO, 2000). Os metais pesados estão presentes no solo sob diversas
formas (ou espécimes) geoquímicas. Dessa forma, os metais podem estar:
solúveis, trocáveis, precipitados, adsorvidos especificamente, retidos em
material orgânico insolúvel ou oclusos em óxidos (VELASCO-MOLINA, 2004).
Sendo assim, a distribuição dos metais pesados no solo nas suas
diferentes formas tem uma grande importância, já que a disponibilidade e a
toxicidade desses elementos dependem das formas em que são encontrados
no solo (VELASCO-MOLINA, 2004).
Dentre as tecnologias disponíveis para o tratamento de solos
contaminados por metais destacam-se: a separação electrocinética, a lavagem
do solo, a solidificação/estabilização, a extração química (ácida), a separação
(física e magnética), a incineração e a fitorremediação (TAVARES, 2013).
2.3 A FITORREMEDIAÇÃO
2.3.1 Aspectos Gerais
A teoria mais aceita atualmente, em relação à história dos vegetais
superiores na Terra, relata que a evolução desses seres iniciou-se na era
Paleozóica, há mais de 400 milhões de anos, quando os organismos
unicelulares se organizaram em colônias e evoluíram para organismos
pluricelulares com tecidos diferenciados e funções especializadas (ANDRADE;
TAVARES; MAHLER, 2007).
Os vegetais vêm desde então colonizando os mais diversos ambientes e
se adaptando às mais diversas condições de vida na Terra. Essa capacidade
de adaptação é tão eficiente que poucos lugares do planeta são
completamente desprovidos de sua presença. Durante sua adaptação ao novo
ambiente, cada população, espécie e indivíduo incorporaram uma compleição
fenogenotípica própria, denominada forma adaptativa, que é o conjunto
formado pelas estruturas adaptativas e pela sua estabilidade genética
(O’BRIEN; O’BRIEN, 1995).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 30
O potencial genotípico, aliado às interações simbióticas com diversos
tipos de organismos, permite que determinadas plantas colonizem solos cujas
características químicas restringem a presença de outras espécies. Isso ocorre
em solos salinos, ácidos, calcáreos, pobres em nutrientes, ou excessivamente
ricos em elementos como metais tóxicos e diversas outras substâncias
químicas presentes na matéria orgânica em decomposição (ANDRADE;
TAVARES; MAHLER, 2007).
A colonização vegetal de solos poluídos pode auxiliar na melhoria de
suas características físicas e químicas. Essa melhoria na qualidade ambiental
não acontece única e exclusivamente pela presença do vegetal, mas também é
devida a várias interações bióticas e abióticas presentes no local, que ocorrem
através de diversos mecanismos. No entanto, o processo de descontaminação
só é denominado fitorremediação nos casos em que as plantas representam o
principal mecanismo da biorremediação ou quando são essenciais para
desencadear o processo (ANDRADE; TAVARES; MAHLER, 2007).
A real origem e aplicação da fitorremediação ainda são controversas,
uma vez que a prática se desenvolveu em períodos diferenciados em
diferentes partes do mundo. Existem relatos do uso de plantas no tratamento
de esgoto na Alemanha, há mais de 300 anos (HARTMAN, 1975). Entretanto, o
primeiro relato completo sobre a capacidade das plantas terrestres de acumular
metais data de meados de século XIX, quando foi publicada a obra de Bary et
al. (1866) intitulada Handbuch der Physiologischen Botanik. Essa obra inclui
dados analíticos sobre o conteúdo de Zn em Thalis alpestre var. calaminare,
Viola calaminaria, Armenia vulgaris e Silene inflata, retiradas de um sítio rico
em calamina (silicato básico de zinco), próximo a Aachen, na Alemanha.
Contudo, o uso do termo phytoremediation é muito mais recente, tendo sido
cunhado no ano de 1991, para definir o uso de vegetais, e dos microrganismos
a eles associados, como instrumento para contenção, isolamento, remoção ou
redução das concentrações de poluentes em meio sólido líquido ou gasoso
(EPA, 2000). E, embora não seja nova a ideia de que vegetais podem atuar
remediando ambientes, somente a partir da década de 80 essa área de estudo
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 31
passou a tomar força em inúmeras instituições públicas e privadas (BARROS,
2007).
A fitorremediação tem sido estudada e seu uso difundido principalmente
nos Estados Unidos e em vários países da Europa. De acordo com Accioly e
Siqueira (2000), as projeções anuais são de que nos Estados Unidos os gastos
com fitorremediação, até 2005, seriam de 100-200 milhões de dólares. 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, que empregam fitorremediação em seus
próprios sítios contaminados (GLASS, 1998).
Diferente de algumas outras tecnologias consideradas convencionais, a
fitorremediação apresenta grande versatilidade, podendo ser aplicada para
tratar meio aquoso, ar ou solo (ANDRADE; TAVARES; MAHLER, 2007).
A fitorremediação pode ser classificada de acordo com a técnica a ser
empregada, o que está intimamente relacionado ao mecanismo envolvido que
varia de acordo com a matriz a ser descontaminada, com o tipo de
contaminante e também com as características fisiológicas do vegetal
escolhido (CUNNINGHAM et al., 1996).
2.3.2 Mecanismos Envolvidos na Fitorremediação
Os vegetais podem biorremediar os sítios contaminados através de
mecanismos diretos ou indiretos. Vários autores descrevem esses processos
de forma semelhante, porém com detalhamentos um pouco diferentes. Para
tanto, a classificação é feita usando critérios como: tipo de contaminante;
matriz a ser tratada e; peculiaridades de cada sistema vegetal (CUNNINGHAN
et al., 1996; SUSARLA; MEDINA; MCCUTCHEON, 2002; DINARDI et al., 2003;
MERCKEL; SCHULTZE-KRAFT; INFANTE, 2006). De acordo com Reddi e
Inyang (2000), entre os mecanismos diretos destacam-se a fitoextração,
fitodegradação, rizodegradação e fitovolatilização. Já os mecanismos indiretos
incluem a fitoestabilização, fitoestimulação e rizofiltração (Tabela 2.2).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 32
Tabela 2.2: Mecanismos envolvidos na fitorremediação
Atmosfera
Natureza do Contaminante
Orgânica
Inorgânica
1. Fitovolatilização
1. Fitovolatilização
Parte aérea dos vegetais
2. Fitodegradação
3. Fitoextração
Destino final dos
contaminantes
3. Fitoextração
4. Rizofiltração
Rizosfera
4. Rizofiltração
5. Rizodegradação
6. Fitoestimulação
7. Fitoestabilização
Fonte: adaptado de Reddi e Inyang (2000).
2.3.2.1 Fitovolatilização
Na fitovolatilização, alguns íons de elementos dos subgrupos II, V e VI
da Tabela periódica, mais especificamente, mercúrio, selênio e arsênio, são
absorvidos pelas raízes, convertidos em formas não tóxicas e depois liberados
na atmosfera. Este mecanismo é empregado também para compostos
orgânicos (BROOKS, 1998). A Figura 2.8 representa esquematicamente a
fitovolatilização.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 33
Figura 2.8: Esquema da fitovolatilização de poluentes (adaptado de
Brooks, 1998). TCE: tricloroetileno; PCE: policloroetileno.
2.3.2.2 Fitodegradação
Na fitodegradação, também conhecida como fitotransformação, os
contaminantes orgânicos são degradados ou mineralizados dentro das células
vegetais por enzimas específicas. Entre essas enzimas destacam-se as
nitroredutases (degradação de nitroaromáticos), desalogenases (degradação
de solventes clorados e pesticidas) e lacases (degradação de anilinas).
Populus sp. e Myriophyllium spicatum são exemplos de plantas que possuem
tais sistemas enzimáticos (CUNNINGHAM et al., 1996). A Figura 2.9
representa a fitodegradação de um composto nitroaromático.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 34
Figura 2.9: Fitodegradação de composto nitroaromático.
2.3.2.3 Fitoextração
A fitoextração é o processo de fitorremediação que envolve a absorção
dos contaminantes pelas raízes, os quais são nelas armazenados ou são
transportados e acumulados nas partes aéreas (REDDI; INYANG, 2000). A
Figura 2.10 representa a fitoextração de metais que são acumulados na parte
aérea do vegetal que por sua vez é utilizada para recuperação desses metais.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 35
Figura 2.10: Mecanismo de fitoextração de metais (adaptado de Reddi e
Inyang, 2000).
2.3.2.4 Rizofiltração
É a técnica que emprega plantas terrestres para absorver, concentrar
e/ou precipitar os contaminantes de um meio aquoso, particularmente metais
pesados ou elementos radiativos, através do seu sistema radicular. As plantas
são mantidas em um reator com sistema de hidroponia, através do qual os
efluentes passam e são absorvidos pelas raízes, que concentram os
contaminantes. Plantas com grande biomassa radicular (hiperacumuladores
aquáticos) são as mais satisfatórias, como Helianthus annuus e Brassica
juncea, as quais provaram ter potencial para esta tecnologia (GLASS, 1998). A
Figura 2.11 apresenta um sistema de rizofiltração que utiliza macrófitas
submersas.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 36
Figura 2.11: Sistema de rizofiltração baseado em macrófitas submersas (fonte:
GLASS, 2000).
2.3.2.5 Rizodegradação
A rizodegradação é um processo semelhante a fitodegradação
ocorrendo porém, na rizosfera. Na parte externa das raízes, compostos
orgânicos são decompostos por microrganismos que são estimulados pela
liberação de exsudatos (matéria orgânica solúvel e nutrientes) e enzimas das
células das raízes (REDDI; INYANG, 2000; SUSARLA, 2002). A Figura 2.12
esquematiza o mecanismo de rizodegradação.
Figura 2.12: Esquema do mecanismo de rizodegradação.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 37
2.3.2.6 Fitoestimulação
Na fitoestimulação, as raízes em crescimento (extremidades e
ramificações
laterais)
promovem
a
proliferação
de
microrganismos
degradativos na rizosfera, que usam os metabólitos exudados da planta como
fonte de carbono e energia. A aplicação da fitoestimulação limita-se aos
contaminantes
orgânicos.
A
comunidade
microbiana
na
rizosfera
é
heterogênea devido à distribuição espacial variável dos nutrientes nesta zona,
porém
as
bactérias
do
gênero
Pseudomonas
são
os
organismos
predominantes associados às raízes (BROOKS, 1998). A Figura 2.13
apresenta o mecanismo de fitoestimulção. Diferentemente da rizodegradação,
na fitoestimulção não há participação de enzimas vegetais.
Figura 2.13: Mecanismo de fitoestimulção de compostos orgânicos que
acontece na rizosfera.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 38
2.3.2.7 Fitoestabilização
Na fitoestabilização os contaminantes orgânicos ou inorgânicos são
incorporados à lignina da parede vegetal ou ao húmus do solo, precipitando os
metais sob formas insolúveis, sendo posteriormente aprisionados na matriz do
solo. Tem o propósito de evitar a mobilização do contaminante e limitar sua
difusão no solo, através de uma cobertura vegetal (CUNNINGHAM et al.,
1996). Exemplos de plantas cultivadas com este fim são as espécies de
Haumaniastrum, Eragrostis, Ascolepis, Gladiolus e Alyssum (DINARDI et al.,
2003). A Figura 2.14 apresenta o mecanismo de fitoestabilização de arsênio.
Figura 2.14: Mecanismo de fitoesbilização de arsênio (adaptado de DINARDI et
al., 2003).
MARTINS, C.D.C.
2.3.3
Parâmetros
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 39
Relevantes
para
a
Fitorremediação
de
Solos
Contaminados
Antes da implantação de qualquer técnica de remediação é importante
que se estabeleça o objetivo da técnica, que varia de acordo com o tipo de
atividade realizada na área contaminada, os riscos atribuídos à exposição para
seres humanos e os riscos ao meio ambiente (EPA, 2000). Segundo Providenti,
Lee e Trevors (1993), uma vez estabelecidos os objetivos da técnica, é
fundamental que se conheçam as características climáticas do local
contaminado, as características do solo, assim como a natureza e distribuição
dos contaminantes.
2.3.3.1 Tipo dos Contaminantes
Nas últimas décadas, a fitorremediação foi investigada como um meio
para remoção de poluentes orgânicos e inorgânicos perigosos, onde estão
inclusos: metais pesados (MORIKAWA; ERKIN, 2003; KAUTSKY; GREGER,
2005; ROMEIRO, 2005; PEREIRA, 2005; LOFTY; MOSTAFA, 2014) solventes
clorados
(WALTON;
ANDERSON,
1990;
HABY;
CROWLEY,
1996;
BRAECKEVELT et al., 2011), pesticidas (HOAGLAND; ZABLOTOWICZ;
LOCKE, 1997), hidrocarbonetos policíclicos aromáticos representados pela
sigla HPAs (APRIL; SIMS, 1990; REILLEY; BANKS; SCHWAB, 1996,
RIBEIRO, 2009; SUN et al., 2011; LIU et al., 2014; WANG et al., 2014),
bifenilas policloradas (BRAZIL et al., 1995; FLETCHER, DONNELY; HEDGE,
1995), munição e explosivos (SCHNOOR et al., 1995; AKEN, 2008) e
radionuclídeos (ENTRY et al., 1997). Entretanto, muitos sítios apresentam
contaminação por mais de um tipo de substância, o que exige das plantas
maior versatilidade, devido à interação entre os espécimes. Alguns poucos
ensaios vêm sendo desenvolvidos em matrizes contaminadas simultaneamente
por poluentes orgânicos e inorgânicos (SUN et al., 2011; HUANG et al., 2011).
Por exemplo, o trabalho de Zhang e Liu (2011) no qual Mendicago sativa
engenheirada geneticamente foi utilizada para testes de fitorremediação de
solo co-contaminado artificialmente por tricloroetileno e cádmio. Trabalho
publicado por Sun et al. (2011) destaca o uso de Tagetes patula, uma planta
ornamental, na fitorremediação de solo co-contaminado por benzo(a)pireno e
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 40
os seguintes metais: cádmio, cobre e chumbo. Um detalhamento de processos
de fitorremediação para alguns contaminantes será apresentado adiante.
2.3.3.1.1
Fitorremediação
de
ambientes
poluídos
com compostos
inorgânicos
Os poluentes inorgânicos que podem ser eliminados ou reduzidos
através de fitorremediação incluem: ânions, como nitratos e fosfatos
(macronutrientes vegetais); e cátions como Cr, Cu, Fe, Mn, Mo e Zn
(micronutrientes vegetais), As, Cd, Co, F, Hg, Se, Pb, V e W (elementos não
essenciais à vida); isótopos radioativos como
238
U,
137
Cs e
90
Sr (PILON-SMITS
et al., 1999). De acordo com esses autores, a fitorremediação pode também
ocasionar a redução da salinidade do solo.
Segundo Marschner (1995), a absorção de elementos químicos pelas
raízes das plantas é governada, principalmente, por meio do transporte de íons
pela membrana plasmática e, também, pela retenção na parede celular das
células do córtex. Por sua vez, o transporte de íons e de outros solutos, através
da membrana, é maior quanto menor forem o raio hidratado e a valência do
íon. Esses fenômenos auxiliam o entendimento das características das
absorções seletivas, acumulativa e genotípica. Ainda segundo o autor, o
processo de absorção é influenciado por vários fatores, como o valor do pH, a
concentração dos íons e a competição entre íons com propriedades físicoquímicas semelhantes. Da mesma forma, a translocação de cátions nos vasos
do xilema4 é afetada pela concentração e valência do cátion, assim como pela
presença de outros íons e de agentes complexantes.
A distribuição diferenciada dos metais pesados no tecido vegetal
contempla alguns dos principais mecanismos de tolerância, mas, ainda assim,
é dependente de características do meio e da forma do metal. Entretanto, a
absorção normalmente decresce na ordem: Cd > Zn > Cu > Pb; sendo Cd o
4
Tecido das plantas vasculares por onde circula a água com sais minerais dissolvidos - a seiva
bruta - desde a raiz até às folhas (OLVEIRA, 2003).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 41
metal que, geralmente, se apresenta mais biodisponível e se transloca mais
facilmente na planta (RIBEIRO-FILHO et al., 1999).
Compostos orgânicos liberados pelas raízes, principalmente aqueles
provenientes da descamação das células (CARDOSO; FREITAS, 1992), são
fonte de energia para muitos microrganismos que podem influenciar na
solubilização dos metais. A liberação de exudatos também pode aumentar a
solubilidade de várias formas de metais, pois esses podem conter ácidos como
acético, cítrico, fumárico e succínico (BERTON, 2000). Por outro lado, as raízes
podem liberar os chamados fitossideróforos, que complexam fortemente com
metais como Fe, Cd, Cu e Zn (MENCH; MARTIN, 1991). Somado a tudo isso,
existem ainda os microrganismos presentes no solo (nativos ou introduzidos)
que não estão na rizosfera, mas podem influenciar as demais interações
ambientais (ERNEST, 1996).
2.3.3.1.2 Fitorremediação de ambientes contaminados com compostos
orgânicos
De uma forma geral, é mais difícil trabalhar com contaminantes
orgânicos, em razão da diversidade molecular, da complexidade de análise e
das constantes transformações a que estão sujeitos.
Os metais pesados são mais facilmente quantificados e raramente
formam metabólitos intermediários no solo, como ocorre na biodegradação dos
contaminantes orgânicos (CUNNINGHAM et al., 1996). Assim, pesquisas com
compostos orgânicos contaminantes de solo exigem técnicas especializadas e
de custo elevado, envolvendo o uso de elementos marcados e sofisticada
instrumentação analítica.
Todavia, vários trabalhos têm comprovado a fitorremediação de diversos
compostos orgânicos, sendo os mais comuns: hidrocarbonetos derivados de
petróleo (atrazina, bentazona, compostos organoclorados e nitroaromáticos),
explosivos (TNT, DNT), solventes clorados (TCE, PCE) e resíduos orgânicos
industriais (PCPs, HPAs), entre outros (CUNNINGHAM et al., 1996; RIBEIRO,
2009).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 42
A utilização da fitorremediação é baseada na seletividade, natural ou
desenvolvida, que algumas espécies exibem a determinados tipos de
compostos ou mecanismos de ação. Esse fato é de ocorrência comum em
espécies agrícolas e daninhas, tolerantes a certos herbicidas. A seletividade
deve-se ao fato de que os compostos orgânicos podem ser translocados para
outros tecidos da planta e subseqüentemente volatilizados; podem ainda sofrer
parcial ou completa degradação ou serem transformados em compostos menos
tóxicos, especialmente menos fitotóxicos, combinados e/ou ligados a tecidos
das plantas (ACCIOLY; SIQUEIRA, 2000; SCRAMIN; SKORUPA; MELO, 2001).
E ainda, a maioria dos compostos orgânicos parece sofrer algum grau de
transformação nas células das plantas antes de serem isolados em vacúolos
ou ligarem-se a moléculas insolúveis, como a lignina (SALT et al., 1995).
2.3.3.2 Condições Climáticas do Sítio Contaminado
Os efeitos do clima na eficiência dos sistemas de fitorremediação não
podem ser mensurados com segurança, uma vez que são altamente interrelacionados e de difícil controle. Devido ao fato da luminosidade, intensidade
de chuvas, temperatura, entre outros, serem fatores inerentes ao clima e
influenciarem sobremaneira o desenvolvimento vegetal, os fatores climáticos
afetam diretamente a fitorremediação. Portanto, antes da implantação da
técnica de fitorremediação é importante levar em consideração esses fatores,
principalmente, durante as etapas de elaboração do projeto (MONTEIRO,
2008).
No Brasil, pode-se considerar que os fatores climáticos atuam a favor
dos mecanismos envolvidos na fitorremediação. A extração, a volatilização e a
degradação estão intrinsicamente relacionadas, entre outros fatores, ao teor de
umidade do solo, à temperatura e à luminosidade. A disponibilidade de água no
solo
associada
à
temperatura
elevada
ocasionam
o
aumento
da
evapotranspiração5 e, com isso, uma maior quantidade de contaminante pode
ser extraída do solo pela absorção de água seguindo o fluxo transpiracional. Da
5
Perda de água do solo por evaporação e a perda de água da planta por transpiração
(OLVEIRA, 2003).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 43
mesma maneira, a maior absorção de água permite a entrada de elementos
essenciais à nutrição vegetal, responsável pelo bom desenvolvimento da
planta. Isso, além de facilitar o crescimento da planta, propicia uma maior
produção de biomassa através do processo da fotossíntese que, por sua vez,
sofre a influência direta da luminosidade, que é maior nos trópicos
(MONTEITH, 1972). O mecanismo de degradação é, então, favorecido pelo
aporte de substrato orgânico proveniente da biomassa produzida, como
também pela temperatura mais elevada na zona tropical. Abaixo são descritos
os fatores climáticos relevantes à adoção da técnica de fitorremediação com
seus respectivos efeitos no crescimento vegetal (EPA, 2000):

Precipitação - a quantidade de chuva determina o tempo de preparação
do solo, tempo de plantio e necessidade de irrigação, visando atender a
demanda hídrica da espécie;

Temperatura – a média extrema e flutuações da temperatura afetam o
crescimento das plantas;

Luminosidade – a quantidade de luz solar afeta diretamente o
crescimento das plantas, a temperatura do ar e a evapotranspiração;

Sombreamento – a extensão sombreada da área pode afetar o
crescimento das plantas;

Comprimento da estação de crescimento – os processos de
fitorremediação são mais ativos durante as estações de crescimento e
estas devem ser consideradas na predição do período de remediação;

Ventos – afetam a evapotranspiração, causam danos às plantas e
dispersão de voláteis e fragmentos;

Localização – padrões de tempo local e regional afetam os fatores
descritos acima.
2.3.3.3 Fertilidade do Solo
Outro importante fator que deve ser observado é a presença de
nutrientes, ou fertilidade do solo. A fertilidade do solo pode ser definida como o
estudo da capacidade dos solos em suprir nutrientes às plantas. Os nutrientes
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 44
presentes no solo podem ser classificados segundo sua necessidade essencial
para os microrganismos e as plantas em (MANAHAN, 1994):

Macronutrientes: são os nutrientes requeridos em grande quantidade
(carbono, oxigênio, hidrogênio, nitrogênio, potássio, cálcio, magnésio,
fósforo e enxofre);

Micronutrientes: são aqueles requeridos em menor quantidade e que
quando empregados em alto teor são freqüentemente tóxicos (ferro,
manganês, zinco, cobre, molibdênio, cloro e boro).
Muitos autores investigaram a importância da fertilização em ensaios de
fitorremediação, tanto em solos contaminados por poluentes orgânicos
(MURATOVA et al., 2012; KOBAYASHI et al., 2009) quanto por metais (LIN et
al., 2009; CHANG et al., 2013; GUPTA et al., 2014). Entretanto, os estudos
referentes ao papel da fertilização na fitorremediação de metais são mais
abundantes. Segundo Tu et al. (1997) a interação entre metais pesados e
nutrientes nas plantas é complexa e pode levar a efeitos sinérgicos ou
antagônicos. A adição de fertilizante orgânico pode reduzir, significativamente,
a mobilidade de metais (MADEJON, et al., 2003), mas aumentar a quantidade
dos mesmos acumulada nos tecidos vegetais devido a sua maior produção de
biomassa (YANG et al., 2006).
O efeito da adição de fosfato em ensaios de fitorremediação de metais
foi amplamente descrita, conforme revisão de Gupta et al. (2014). Em ensaios
de fitorremediação pela planta Pteris vittata L., Caoa, Ma e Shiralipourb (2003)
observaram que a remoção de As, com a adição de fosfato, aumentou 265%
em relação aos ensaios sem fertilização. Huang et al. (2012; 2013) avaliaram a
fitorremediação de Zn e Cd por Sedum alfredii e observaram importantes
incrementos no acúmulo de Zn nas folhas e também na produção de biomassa,
nos ensaios em que foi feita a fertilização por fosfato.
A adição de fertilizante nitrogenado aumentou a remoção de Cd entre 6
e 14% em estudo realizado com plantas de tabaco (WANGSTRAND, 2005). O
efeito da fertilização nitrogenada na fitorremediação de Cd também foi
estudado por Chang et al. (2013). Os autores testaram diferentes quantidades
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 45
de N (0, 8, 16, 24 e 32 mM) e observaram que após 30 dias de ensaio, as
plantas da espécie Panteas lanceolata cultivadas nos vasos contendo a maior
concentração de N, também apresentaram a maior concentração de Cd em
suas biomassas (622,9 mg/kg planta).
Em relação ao uso de fertilizante para a remoção de contaminantes
orgânicos, pode-se destacar o trabalho de Muratova et al. (2012). Nele, os
autores observaram o efeito da fertilização nitrogenada na fitorremediação de
solo contaminado por óleo diesel com o emprego de diferentes plantas. Após
70 dias, os autores observaram que nos ensaios sem fertilizante, a remoção de
hidrocarbonetos variou entre 32 e 55%, enquanto os ensaios com adição de
fertilizante, os percentuais variaram entre 75 e 94%.
Já o trabalho de Kobayashi et al. (2009) avaliou a fitorremediação de
pireno em solo enriquecido com diferentes combinações de fertilizante
inorgânico (NPK) e orgânico (compostagem) por dois cultivares da planta da
espécie Cucurbita pepo (ssp. pepo cv. Raven e ssp. texana cv. Sunray). Após
90 dias de ensaio, a concentração de pireno diminuiu entre 46 e 65%, nos
diferentes experimentos, entretanto não houve diferença estatística entre os
ensaios
realizados
com
as
diferentes
combinações
dos
fertilizantes
empregadas.
2.3.4 Relação Custo X Benefício da Utilização da Fitorremediação
A viabilidade econômica da fitorremediação já foi confirmada em vários
estudos (SCHNOOR, 1995; GELLER, 1999; FIORENZA; OUBRE; WARD,
2000; LEWANDOWSKI et al., 2006). A comparação entre as técnicas
existentes comprova que mesmo havendo custos com monitoramento e
práticas agrícolas necessárias à implantação, a fitorremediação é uma
metodologia barata. Embora o custo esteja relacionado à natureza e
concentração do contaminante e tipo de matriz contaminada, a fitorremediação
possivelmente permite maiores estratégias de manejo, podendo minimizar os
custos e promovendo maiores benefícios. As tecnologias in situ em geral são
mais baratas por não haver a necessidade de remoção da matriz contaminada,
diminuindo os custos com a própria remoção e transporte (MONTEIRO, 2008).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 46
Cunninghan et al. (1995) compararam custos entre a biorremediação
microbiana in situ e a fitorremediação de hidrocarbonetos de petróleo,
considerando 15 cm de profundidade por hectare. Os gastos estimados
variaram de US$ 7.500,00 a US$ 20.000,00 e de US$ 2.500,00 a US$
15.000,00 para a biorremediação e fitorremediação, respectivamente. Um
estudo sobre os custos do tratamento de uma área de 12 acres contaminada
com Pb, indicou que gastos de US$ 12 milhões usando escavação e
disposição, US$ 6,3 milhões usando lavagem do solo, US$ 600 mil usando
capeamento do solo e US$ 200 mil usando fitorremediação (CUNNINGHAN et
al., 1996). De acordo com a empresa Phytotech (New Jersey/USA), os custos
para fitorremediar 1 m3 de solo contaminado com radioisótopos variam em
torno de US$ 80,00 contra cerca de US$ 250,00 quando se utiliza lavagem do
solo (BLACK, 1995). De acordo com Plummer (1997), o custo do tratamento
convencional de 10 acres contaminados com Pb supera os US$ 12 milhões,
enquanto o da fitorremediação é um pouco menor que US$ 500 mil.
Pode-se observar que dentre os estudos citados, independentemente da
natureza do contaminante, a fitorremediação destaca-se como a tecnologia
mais viável, do ponto de vista econômico. Entretanto, é importante ressaltar
que a eficácia da fitorremediação é influenciada por muitos fatores, o que a
torna uma tecnologia extremamente complexa, na qual todos os parâmetros
devem ser considerados. Dentro desse contexto, a análise econômica não
deve ser a única variável levada em consideração na escolha do método para
descontaminação da área de interesse. Portanto, qualquer tecnologia que se
selecione vai apresentar tanto benefícios quanto inconveniências que são
inerentes a qualquer processo de remediação (MONTEIRO, 2008).
2.3.5 Vantagens e Desvantagens da Aplicação da Fitorremediação
A aplicação de qualquer técnica de remediação apresenta vantagens e
desvantagens que devem ser ponderadas (MONTEIRO, 2008). Em relação à
fitorremediação, essa relação não é diferente, uma vez que a técnica apresenta
elevado potencial de utilização, todavia, algumas dificuldades devem ser
consideradas (RIBEIRO, 2009). A Tabela 2.3 resume as principais vantagens e
desvantagens dessa tecnologia.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
48
Tabela 2.3: Vantagens e desvantagens da fitorremediação
Vantagens
Menor custo em relação às técnicas tradicionalmente utilizadas que envolvem a
remoção do solo para tratamento ex situ;
Na maioria dos casos, os equipamentos e suprimentos são os mesmos usados na
agricultura, portanto, quando aplicada em aéreas rurais, o custo é ainda menor;
Possibilidade da recuperação de metais de alto valor agregado.
Os compostos orgânicos podem ser degradados a CO2 e H2O, removendo toda a
fonte de contaminação, não havendo, nesses casos, a necessidade de retirada das
plantas fitorremediadoras da área contaminada, não se aplicando para metais
pesados;
Plantas são mais fáceis de monitorar do que microrganismos;
As propriedades biológicas e físicas dos solos são mantidas, e muitas vezes,
melhoradas;
Há incorporação de matéria orgânica ao solo, principalmente quando as plantas
não são retiradas da área contaminada;
Há fixação de nitrogênio atmosférico, no caso de legumionosas;
Plantas ajudam no controle da erosão;
Dispensa escavações e transporte de material contaminado, evitando o risco de
contaminações secundárias (acidentais) e assegurando a saúde do manipulador;
Soma créditos de carbono;
O sistema radicular reduz o carreamento dos contaminantes para o lençol freático
e, por conseguinte para lagos e rios;
Plantas são, esteticamente, mais favoráveis do que qualquer outra técnica e sua
implementação minimiza distúrbios ambientais;
Utiliza energia solar;
Apresenta ampla aceitação pública pela melhoria da paisagem;
Fontes: Vose, et al. (2000), Macek (2000); Ribiero (2009).
Desvantagens
Os contaminantes devem estar dentro da zona
de alcance do sistema radicular;
No caso dos contaminantes orgânicos, alguns
vegetais podem transformá-los em metabólitos
ainda mais tóxicos que os compostos originais;
Necessidade de melhoria nas condições do
solo, incluindo a quelação do contaminante,
para facilitar sua absorção pelas plantas;
Dificuldades de introdução em áreas com
elevadas concentrações de contaminante;
O clima e as condições edafíticas podem
restringir o crescimento dos vegetais;
Possibilidade da introdução do contaminante na
cadeia trófica;
Nos casos em que ocorre a acumulação de
compostos tóxicos não metabolizáveis, há
necessidade de disposição da biomassa vegetal
produzida;
Os estudos se encontram em uma fase muito
prematura e ainda existe uma grande
dificuldade na seleção de espécies;
Longo tempo de tratamento;
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 49
2.3.6 Seleção da(s) Espécie(s) Vegetal(is)
Depois de avaliadas todas as características climáticas e edafíticas do
local e as peculiaridades do(s) próprio(s) contaminante(s) como, por exemplo,
tipos, concentração, distribuição espacial, é importante identificar possíveis
fatores que possam intervir negativamente no processo de remediação, a fim
de que sejam controlados e minimizados (OLIVEIRA et al., 2006). A partir de
então, devem ser estabelecidos os objetivos da recuperação, que dependerão
do uso pretendido para a área, da disponibilidade da tecnologia de
descontaminação e dos custos envolvidos. Uma vez estabelecidas todas essas
condições, é determinada a espécie vegetal mais adequada àquelas
circunstâncias (ANDRADE; TAVARES; MAHLER, 2007).
A seleção das plantas indicadas para o uso da fitorremediação deve
considerar
espécies
que
se
mostram
efetivas
na
remediação
do(s)
contaminante(s) diagnosticado(s). Caso não se tenha um elenco vegetal
predeterminado para o projeto, devem-se observar as particularidades do sítio
contaminado o que inclui não somente o solo, o clima e a distribuição do
poluente,
mas
também
a
identificação
botânica
das
espécies
e/ou
famílias/gênero vegetal que estão colonizando e se desenvolvendo na área
contaminada. O objetivo é a indicação natural das plantas passíveis de serem
utilizadas na sucessão vegetal da área. Se o sítio contaminado não apresenta
recolonização vegetal natural ou possui uma contaminação muito recente,
deve-se então dar preferência às espécies locais, aclimatadas a região. A
observação das espécies vegetais mais sensíveis à contaminação e/ou que
sofreram maiores danos morfológicos deve também ser feita pelo projetista, já
que esse comportamento (contaminação versus vegetação local) também
infere importantes informações para a escolha de plantas capazes de suportar
a adequada colonização do local (ANDRADE; TAVARES; MAHLER, 2007).
Os aspectos fisiológicos inerente ao(s) vegetal(is) escolhidos devem ser
pré-analisados. Entre tais aspectos fisiológicos, é possível mencionar a
profundidade alcançada pelas raízes, a taxa de crescimento do vegetal, a
relação raiz/parte área, a arquitetura radicular e o hábito de crescimento
vegetal.
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 50
De acordo com Andrade, Tavares e Mahler (2007), a taxa de
crescimento da planta deve estar adequada aos objetivos da remediação.
Dessa forma, para a rizodegradação, rizofiltração e fitoestabilização, por
exemplo, é desejável que haja crescimento rápido em termos de profundidade
das raízes, densidade, volume, área de superfície e extensão lateral. No caso
da fitoextração, um crescimento maior da massa verde é desejável. As plantas
hiperacumuladoras são aptas a concentrar altas taxas de metais, no entanto,
geralmente apresentam crescimento mais lento, o que implica em maior
lentidão na remoção desses poluentes. Choupos (Populus), por outro lado, têm
sido bastante utilizado em fitorremediação de águas subterrâneas em razão da
sua alta taxa de crescimento, podendo crescer de 2,7 a 4,6 m por ano.
A necessidade do contato do contaminante com a zona de raízes é a
primeira limitação da aplicabilidade da fitorremediação. Esse contato pode
ocorrer com plantas aptas a estender suas raízes até os contaminantes, ou
com estes movendo-se até a faixa de influência do sistema radicular do
vegetal. Tal movimento pode ser facilitado por práticas que utilizam
equipamentos agrícolas tradicionais, como aração, visando trazer o solo mais
profundo para a superfície, ou por meio de irrigação com água contaminada.
Como essas ações podem gerar emissões de compostos orgânicos voláteis, ou
aumentar a contaminação no perfil do solo pela maior mobilização do
contaminante, os riscos potenciais devem ser avaliados. Outro fator importante
é a taxa de transpiração dos vegetais em técnicas de fitorremediação que
envolvam sorção de contaminantes e controle hidráulico. A taxa de
transpiração depende da espécie, idade, massa, tamanho, área superficial das
folhas, estágio de crescimento e fatores climáticos, além de variação sazonal.
Embora dependente de todos esses fatores, pode ser feita uma estimativa de
transpiração para cada espécie; nesse caso, deve-se fornecer uma ordem de
magnitude. Para espécies de Populus, a transpiração é estimada em 98 L por
dia para uma árvore de cinco anos. Árvores salgueiro (Salix nigra e Salix
alaxensis) podem transpirar até 19 mil L, o que é comparável à alfafa
(Mendicago sativa). Árvores de algodão (Populus deltóides) transpiram de 190
a 1325 L ao dia (GATLIFF, 1994; GORDON, 1997).
MARTINS, C.D.C.
Testes
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 51
de
fitotoxicidade
das
espécies
aos
contaminantes
são
importantes antes da implantação do processo de fitoremediação. Para tanto,
geralmente são considerados testes de germinação e o desenvolvimento
vegetativo (RIBEIRO, 2009).
A seleção da(s) espécie(s) vegetais deve se fundamentar em
(CUNNINGHAN, 1996; ROGERS et al., 1996; BAÑUELOS et al., 1997 e 2000;
FRICK; FARREL; GERMIDA, 1999; VOSE et al., 2000):

Capacidade de absorção, concentração e/ou metabolização e
tolerância ao contaminante;

Retenção do contaminante nas raízes, no caso da fitoestabilização;

Sistema radicular denso e profundo;

Alta taxa de crescimento e produção de biomassa;

Capacidade transpiratória elevada, especialmente para vegetais
perenes;

Fácil colheita (para os casos de remoção da planta do sítio
contaminado);

Elevada taxa de exsudação radicular;

Resistência a pragas e doenças;

Fácil aquisição ou multiplicação dos propágulos;

Fácil controle ou erradicação (no caso delas se tornarem “daninhas”);

Capacidade de desenvolver-se bem em ambientes diversos.
Naturalmente, torna-se difícil reunir todas essas características numa só
planta, porém aquela que for selecionada deve reunir o maior número delas.
Outro aspecto a ser observado é que, embora a maioria dos testes avalie
plantas isoladas, várias espécies podem ser usadas em um mesmo local, ou ao
mesmo tempo ou subseqüentemente, para remover mais de um contaminante
(MILLER, 1996).
Diversas espécies de plantas são promissoras como agentes para
fitorremediação. Essas plantas incluem: gramíneas, leguminosas, hortaliças,
árvores e diversas outras monocotiledôneas e dicotiledôneas (PARRISH et al.,
2006; WHITE, et al., 2006; MERKL;SCHULTZE-KRAFT; ARIAS , 2006).
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 52
Na Tabela 2.4 estão enumeradas diferentes espécies vegetais usadas
para fitorremediação de diferentes ecossistemas, contaminados com os mais
diversos tipos de poluentes.
Tabela 2.4: Variedade de vegetais utilizados na fitorremediação de diferentes
tipos de contaminantes
Vegetal
Tipo de
Contaminante
Plantas aquáticas, caniços e TCE
juncos resistentes ao inverno
Spartina alterniflora
Petróleo
Salix exigua, Populus sp., HPAs
Tripsacum
dactyloides,
Sagitaria latifolia, Panicum
virgatum e Carex stricta.
Aegiceras corniculatum
HPAs
Tipo de Matriz /Escala
Águas
subterrâneas/campo
laboratório
Solo/laboratório
Sedimento/campo
laboratório
Sedimento/laboratório
Referência
Amon et al.,
e 2007
Viana et al.,
2008
e Euliss et al.,
2008
Tam e Wong,
2008
Lolium perene
HPAs
Solo/laboratório
Rezek et al.,
2008
Zostera marina
Bifenilas
Sedimento/campo
Huesemann;
policloradas e
Hausmann e
HPAs
Fortman,
2009
Solanum nigrum L.
Cádmio
Solo/campo
Ji et al., 2011
Avicennia schsueriana
HTP
Sedimento/laboratório
Moreira
et
al., 2012
Tricale, Helianthus annuus e Al, Ni, Zn, Co, Solo/
campo
e Willscher et
Brassica juncea
U e La
laboratório
al., 2013
Tomate, girassol, soja, alfafa
DDT
Solo/ laboratório
Mitton et al.,
2014
G.
pseudochina,
C. Cd
Solo/ campo
Khakaew e
crepidioides, C. odorata, C.
Landrot,
sumatrensis e N. tabacum
2014
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 53
2.4 O GIRASSOL
2.4.1 Aspectos Gerais do Girassol
O girassol (Helianthus annuus L.) teve inicialmente o Peru definido como
seu centro de origem, porém, pesquisas arqueológicas revelaram o uso do
girassol por índios norte-americanos, com pelo menos uma referência
indicando o cultivo nos Estados de Arizona e Novo México, por volta de 3000
anos a. C. (SELMECZI-KOVACS, 1975).
Estudos indicam que a domesticação do girassol ocorreu principalmente,
na região do México e sudoeste dos EUA, mas podia ser encontrado por todo
continente americano devido à disseminação feito por ameríndios, os quais
selecionavam plantas com apenas uma haste. Eles usavam as plantas com
propósitos de alimentação, além de medicinais e decorativos.
Chegou à Europa em meados do século XVI, sendo inicialmente
cultivado como planta ornamental. O óleo da semente de girassol começou a
ser consumido na Europa, no século XVIII (MANDARINO, 1997).
É uma planta de porte alto e com raízes profundas. Por esse motivo, o
solo para seu plantio deve ser profundo e permeável, para que as raízes nele
penetrem e possam suprir a demanda de nutrientes. É uma planta tolerante às
variações climáticas, e às variações do solo. Como toda cultura, exige correção
de solo e adubação, devendo ser dada especial atenção ao boro,
principalmente em solos arenosos. Os tratos culturais são simples e consistem
em capinas e limpeza do terreno, nas primeiras semanas após o plantio.
Depois disso, o próprio girassol faz o serviço, pois compete com as invasoras,
mantendo-as sobre controle. Em geral, são feitas duas capinas superficiais,
durante as duas primeiras semanas, após o plantio.
O girassol é uma cultura melhoradora da qualidade do solo, porque
promove a ciclagem de nutrientes ao longo do perfil do solo e disponibiliza uma
grande quantidade de nutrientes pela mineralização dos restos culturais,
beneficiando o desenvolvimento e a melhoria do estado nutricional das culturas
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 54
subsequentes (LEITE et al., 2007). Pode ser usado com sucesso na rotação de
culturas, pois diminui a incidência de pragas, doenças e ervas daninhas.
Também pode ser incorporado ao solo como adubação verde, pois decompõese rapidamente em adubo orgânico, além de sufocar as ervas invasoras ou
daninhas, dessa forma favorecendo o plantio direto.
Como a semente é pouco afetada por fungos e carunchos, pode ser
armazenada para que o produtor a utilize ao longo do ano. Apesar de ser uma
planta resistente à maioria das pragas, o girassol é sensível ao ataque das
lagartas que comem as folhas desse vegetal. O controle é feito através do uso
de defensivos (lagarticidas). Dentre as doenças que atacam esta lavoura,
destacam-se a ferrugem e a mancha-de-alternaria, além da podridão-demacrophomina (JAYME, 2003).
O girassol apresenta características muito especiais no que diz respeito
ao seu potencial para aproveitamento econômico. Seus principais produtos são
o óleo, produzido de suas sementes, e ração animal. O rendimento é de 1.500
a 3.000 kg de sementes e 30 a 70 t de massa verde por hectare. Cada kg de
sementes rende de 350 a 450 g de óleo. A composição da semente e do óleo
de girassol está representada na Tabela 2.5.
Tabela 2.5: Composição da semente e do óleo de girassol
Semente de Girassol
Constituinte
Teor (%)
Casca
21 – 27
Óleo
48 – 53
Proteínas
14 – 19
Açúcares solúveis
7–9
Fibras
16 – 27
Cinzas
2–3
Conteúdo de ácidos graxos no óleo
Ácido graxo
Teor (%)
Mirístico
5–7
Palmítico
3–5
Esteárico
0,3 - 0,8
Araquidônico
0,6 - 0,8
Oléico
22 – 50
Linoléico
40 – 70
Fonte: Prasad (2007).
O óleo dessa oleaginosa também pode ser usado como combustível.
Experiência feita em São Paulo mostra que biodiesel é viável sem
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 55
necessidade de adaptação de motores. Tratores e caminhões da Ataliba
Leonel, uma fazenda de produção de sementes da Secretaria de Agricultura e
Abastecimento do Estado de São Paulo, estão usando 100% do chamado
biodiesel de girassol em seus motores. Os resultados são, até agora, muito
bons. As máquinas apresentam um rendimento 10% maior por litro consumido
em relação ao diesel convencional e não há sinais de desgaste, além do
normal nos equipamentos. Considerando-se o aproveitamento da torta
resultante da prensagem, o custo do biodiesel de girassol chega a ser até 20%
menor que o do derivado de petróleo. Tem-se, também, de considerar o ganho
ambiental, pois o óleo de girassol não tem componentes de chumbo e enxofre
que poluem a natureza, como o diesel proveniente do petróleo (JAYME, 2007).
A obtenção do óleo virgem (óleo puro, sem nenhum aditivo) se dá
através da prensagem das sementes, que é feita a frio, sem uso de solventes.
Para melhorar ainda mais o rendimento no motor é feita a retirada da glicerina,
um dos componentes do óleo de girassol, através da adição de etanol e de um
catalisador. Segundo experimentos de pesquisadores da UNICAMP e do ITAL
(Instituto de tecnologia em Alimentos), o óleo de girassol quando submetido à
transesterificação por via etílica obtém um rendimento em biodiesel de cerca de
70% (SILVA, 2012).
A torta que sobra da moagem é um componente de alto teor nutritivo
para rações animais. São 24% de pura proteína. E os restos da cultura podem
ser utilizados para silagem (JAYME, 2007).
2.4.2 Uso do Girassol na Fitorremediação
A
fitorremediação
vem
sendo
estudada
como
alternativa
para
recuperação de áreas contaminadas por petróleo e seus derivados e dentro
dessa linha de pesquisa, muitas gramíneas, arbustos e árvores já foram
estudadas quanto à capacidade de remediar ambientes contaminados com
petróleo e seus derivados. Uma possibilidade interessante é o uso de plantas
com conhecida capacidade para produção de biodiesel na descontaminação de
solos impactados, uma vez que, poderão, ao final do processo de
descontaminação do solo, ser inseridas no ciclo do combustível, para co-
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 56
geração de energia. O girassol é uma dessas oleaginosas que vem sendo
utilizada na fitorremediação de sítios contaminados por metais pesados.
Em vários países, trabalhos vêm sendo realizados para o tratamento de
áreas impactadas utilizando o potencial fitorremediador do girassol (Tabela 2.6)
(LIPHADZI et al., 2003; RODRIGUEZ et al., 2006; SHARMA et al., 2006;
SISTANI; NOVAK, 2006). De acordo com trabalho publicado por Dushenkov et
al. (1997), o custo referente ao tratamento em sistema hidropônico com
girassol varia em torno de US$ 4,00 a US$6,00 para cada 3,8 m3 de água
contaminada com urânio. Ainda de acordo com os autores, plantas de girassol
com 4 semanas de idade foram capazes de remover mais de 95% do urânio
em 24 horas.
Tabela 2.6: Trabalhos em que o girassol foi usado para
descontaminação de diferentes matrizes
Estudos em Laboratório ou em Campo
Referência
Absorção e translocação de plutônio em sistema Lee et al., 2002b
hidropônico
Absorção de Cs137
Soudek; Tyvka e
Vanek, 2004
Efeito da adição de EDTA e ácido cítrico na Turgut et al., 2004
fitorremediação de Cd, Cr e Ni
Fitoextração de urânio e rádio em sistema hidropônico
Rodriguez et al.,
2006
Fitorremediação de Cd, Cr, Ni, As e Fe em sistema January et al.,
hidropônico
2008
Fitoextração de As, Cd, Cr e Ni em sistema hidropônico
Keule;
Wei
e
Cutright, 2008
Efeito adição de nutrientes e EDTA na fitoextração de Lin et al., 2009
chumbo
Efeito da adição de EDTA no acúmulo de Cd
Meighan et al.,
2011
Efeito rizosfera na biodegradação de HPAs
Tejeda-Agredano
et al., 2012
Efeito da micorrização arbuscular na fitorremediação de Hassan; Hijri; Stcádmio
Arnaud, 2013
Efeito da inoculação de bactérias PGPR na Marques et al,
fitorremediação de zinco e cádmio
2013
Entretanto, a maioria desses trabalhos destaca o uso de girassol na
descontaminação de solos impactados com os mais diversos compostos
MARTINS, C.D.C.
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 57
inorgânicos, como urânio, selênio, plutônio, cádmio, cromo, cobre, césio, entre
outros. E poucos trabalhos relatam o uso dessa planta na fitorremediação de
poluentes orgânicos.
Tejeda-Agredano et al. (2012) observaram o perfil
molecular da comunidade rizosférica de plantas de girassol e sua participação
na fitorremediação de seis HPAs contidos no solo, na concentração inicial de
21,75±0,9 mg/kg (Σ6HPAs). A concentração de HPAs reduziu 93%, em 90 dias,
na presença de girassol, enquanto na ausência da planta essa redução foi de
77%.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
58
CAPÍTULO 3
MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 SOLO
Neste estudo foi utilizado solo de um sistema Landfarming de uma
refinaria de petróleo, constituído por três células de 100 m por 50 m cada, e 1
m de profundidade, conforme ilustrado na Figura 3.1. Essas células recebem,
uma de cada vez, o descarte de resíduos oleosos e lodo biológico contaminado
com óleo gerado pela estação de tratamento de efluentes industriais (ETDI) da
refinaria. Neste estudo, tanto as coletas de solo para os ensaios de laboratório
quanto os ensaios em campo foram realizados na mesma célula, conforme
indicado na figura.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
59
Figura 3.1: Foto de satélite das três células do sistema Landfarming com a
demarcação da célula onde foram realizadas as coletas e os ensaios em
campo (Site 2).
3.1.1 Amostragem e Caracterização do Solo
Foram feitas três coletas do solo, em três momentos distintos, na célula
demarcada na Figura 3.1. Em cada uma dessas coletas foram determinados os
seguintes parâmetros:
 Julho/ 2008 – granulometria, físico-químicos, químicos e microbiológicos;
 Maio/ 2009 - físico-químicos, químicos e microbiológicos;
 Junho/ 2011 - físico-químicos, químicos e microbiológicos.
Os dados obtidos na caracterização de cada uma das três diferentes
amostras de solo foram utilizados como parâmetros iniciais para cada uma das
três etapas experimentais realizadas.
Em cada momento de amostragem, foi coletado solo em quantidade
suficiente para realização dos experimentos em laboratório, acondicionadas em
tambores para transporte e foi utilizado para as três diferentes etapas
experimentais.
Foram feitas amostragens, em pelo menos três pontos distintos,
coletando amostras de solo da camada reativa do Landfarming, ou seja nos
primeiros 30 cm de profundidade, totalizando cerca de 5 kg de solo. As
amostras foram devidamente acondicionadas, identificadas e transportadas
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
60
para o laboratório, onde foram homogeneizadas de modo a obter amostras
representativas.
Posteriormente,
as
amostras
foram
enviadas
para
caracterização físico-química e granulométrica, em laboratórios especializados,
segundo metodologias referendadas na Tabela 3.1.
Também foram feitas cinco coletas em frascos estéreis, com auxílio de
espátulas esterilizadas, a fim de realizar as análises microbiológicas. Neste
caso, as amostras, imediatamente após a coleta, foram rotuladas e
acondicionadas em isopor contendo gelo químico a fim de mantê-las
refrigeradas durante o transporte. O tempo entre as coletas e o processamento
microbiológico das amostras foi de aproximadamente 24 horas. As análises
microbiológicas contemplaram as populações cultiváveis conforme apresentado
na Tabela 3.1.
No laboratório de Microbiologia Industrial da Escola de Química (UFRJ),
foram
realizadas
as
análises
microbiológicas,
segundo
metodologias
específicas. Ainda no laboratório, as amostras de solo foram devidamente
tanizadas e quarteadas e, posteriormente, enviadas para caracterização físicoquímica e granulométrica, em laboratórios especializados. Na Tabela 3.1 são
enumeradas
as
metodologias
analíticas
realizadas
e
as
respectivas
referências.
Tabela 3.1: Análises realizadas nas amostras de solo
Parâmetro
Metodologia analítica
Composição Granulométrica*1
ABNT-NBR 7181 (1984)
Matéria orgânica
WALKEY e BLACK (1934)
Capacidade de Campo*2
WATWOOD, WHITE e DAHN (1991)
Fósforo
USEPA 365.2 (1971)
Nitrogênio
USEPA 351.2 (1983)
pH
USEPA 9040C (SW-846, 1986)
Umidade
Secagem em balança por infravermelho
TPH*3
USEPA 8015B (1996)
HPA*3
USEPA 8270 C (1996)
Elementos pesados*3
USEPA 6010C (1996)
Bactérias Aeróbias Totais
APHA (2005)
Bactérias Degradadoras de
VOLPON; VITAL e CASELLA (1998)
Hidrocarbonetos
Fungos Totais
APHA (2005)
*1 Laboratório de mecânica dos solos – COPPE/UFRJ
*2 EMBRAPA SOLOS – Rio de Janeiro
*3 Analytical Technology Serviços Analíticos e Ambientais Ltda.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
61
Simultaneamente às coletas realizadas para caracterização do solo (item
3.1.1), foram feitas retiradas de solo em quantidade suficiente para realização
dos experimentos em laboratório, acondicionadas em tambores para
transporte. No momento do uso, o solo foi devidamente tanizado e quarteado
de acordo com NBR 10.007 (ABNT, 2004).
3.2 VEGETAIS
Foram usados diferentes cultivares de Helianthus annuus, popularmente
conhecido como girassol, disponíveis no mercado para produção de óleo. As
sementes dos cultivares, fornecidos por empresas distribuidoras, foram: H2
(Helianthus do Brasil/ Advanta), H3 (Dekalb Ltda.), M (Dinamilho Produtos
Agrícolas Ltda., Dow Agrosciences) e P (Nidera Semente Ltda.).
3.3 DESCRIÇÃO DOS LOCAIS DE ENSAIOS
3.3.1 Casa de vegetação
Os experimentos foram conduzidos em casa de vegetação, localizada no
espaço interno, entre os blocos E e F do Centro de Tecnologia da UFRJ. A
casa de vegetação localiza-se na Ilha do Fundão (Rio de Janeiro), nas
coordenadas geográficas 22° 51’S e 43° 13’W e sua área é de 24 m2. Na
Figura 3.2, pode-se visualizar a casa de vegetação de diferentes ângulos.
Figura 3.2: Casa de vegetação onde os experimentos foram conduzidos.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
62
De acordo com a classificação climática de Köppen-Geiger (PEEL,
FINLAYSON e MCMAHON, 2007), o clima dessa região é do tipo Aw (clima
tropical - chuvas no verão), caracterizado por apresentar temperatura elevada
no verão, inverno seco e precipitação anual em torno de 1200 mm,
concentrada de outubro a março (AGUIAR, 2006).
3.3.2 Em Campo
Os testes em campo foram executados em Landfarming de refinaria
situada no estado de São Paulo, cuja vista superior está apresentada na Figura
3.1.
A área dos testes de fitorremediação se situa no sistema Landfarming da
refinaria. O sistema de Landfarming visa tratamento de resíduos contaminados
com hidrocarbonetos de petróleo, por incorporação controlada no solo sobre
ação da microbiota nativa do local.
Os testes de fitorremediação foram realizados na célula demarcada na
Figura 3.1, que para tanto foi previamente capinada e arada para
homogeneização e para facilitar o acesso ao local.
3.4 ETAPAS EXPERIMENTAIS
O presente trabalho foi dividido em duas etapas distintas: ensaios em
laboratório (casa de vegetação) e em campo (sistema Landfarming). Os
ensaios em laboratório contemplaram a seleção do cultivar de girassol e
avaliação da adição de fertilizante e densidade do vegetal no processo de
fitorremediação. Posteriormente, os mesmos parâmetros foram testados em
escala de campo.
Para cada etapa em laboratório foram utilizados solos retirados em
diferentes períodos. Para a seleção do cultivar de girassol foi utilizado o solo
coletado em julho de 2008. Já os ensaios referentes à avaliação dos
parâmetros para fitorremediação (fertilização e densidade de plantas) do solo
multicontaminado, foi utilizado o solo de maio de 2009.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
63
A caracterização do solo realizada em 2011 foi utilizada para avaliação
dos resultados obtidos na etapa de campo na qual também foram avaliados os
parâmetros fertilização e densidade de plantas.
3.4.1 Seleção de Cultivar de Helianthus annuus
Nessa etapa, as sementes dos quatro cultivares de girassol foram
plantadas em vasos contendo apenas o solo contaminado. Esta etapa foi
realizada com as amostras de solo coletas em 2008. Simultaneamente, para
fins comparativos, as sementes foram cultivadas em solo próprio para plantio
(ensaios controle), obtido no comércio varejista, e, portanto, isento de qualquer
tipo de contaminação.
Preliminarmente, as sementes de girassol foram ensaiadas quanto à
capacidade de germinação no solo contaminado. Para tanto, amostras de 400
sementes de cada cultivar foram distribuídas em 16 repetições de 25 sementes
e submetidas ao teste padrão de germinação (BRASIL, 2009).
Para os ensaios de fitorremediação, foram utilizados 24 vasos plásticos
de formato cônico, de 27 cm de altura e de 22 e 27 cm de diâmetros de fundo e
de boca, respectivamente, correspondendo a uma capacidade nominal de 19
litros. Em 12 vasos foi adicionado solo não contaminado (ensaios controle) e
nos outros 12, o solo contaminado. Em cada vaso foram adicionados 5 kg de
solo, feitos quatro covas eqüidistantes e adicionadas 4 sementes por cova.
Quando, pelo menos, uma das plantas em cada cova atingiu 5 cm de altura, foi
feito o desbaste, mantendo apenas uma planta por cova (Figura 3.3). Este
procedimento foi realizado para cada um dos quatro cultivares.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
64
Figura 3.3: Vaso contendo um indivíduo de girassol, após o desbaste, com 7
(A) e 21 (B) dias, medindo 7 e 26 cm, respectivamente.
O tempo total de cultivo foi de 40 dias. Nesse período, o solo foi apenas
regado, quando necessário, para manter as condições ideais de umidade em
torno de 80% da sua capacidade de campo, conforme recomendado pelo Dr.
Daniel Vidal Pérez, Embrapa Solos. As temperaturas médias do solo e do ar no
período experimental foram de 29 e 28°C, respectivamente.
Em intervalos de aproximadamente 10 dias de processo foram
determinadas as alturas dos vegetais e, ao final de 40 dias, a massa seca da
biomassa vegetal foi determinada em balança analítica. O processo de
secagem dos vegetais foi realizado em estufa a 50 ºC durante três dias. A
biomassa vegetal produzida ao longo dos 40 dias de ensaio foi submetida à
análise em relação ao seu conteúdo de metais pesados (item 3.6.2.1). Todos
os resultados dos ensaios de fitorremediação foram expressos em valores
médios de três réplicas.
A seleção do cultivar foi feita com base no acompanhamento do
tamanho das mudas e das análises químicas de HPAs, HTPs e elementos
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
65
pesados, que foram feitas em amostras dos solos coletadas ao final dos 40
dias de cultivo dos vegetais. Na Figura 3.4 está apresentado, resumidamente o
esquema experimental utilizado para a etapa de seleção de cultivar de girassol.
Figura 3.4: Esquema experimental da etapa de seleção de cultivar de girassol
realizada em casa de vegetação.
3.4.2 Efeito da Suplementação com Fertilizante e Densidade Populacional
na Fitorremediação do Solo
Nessa etapa, o cultivar selecionado na etapa anterior foi avaliado quanto
ao desempenho na remoção de hidrocarbonetos e metais pesados, utilizando
como variáveis número de indivíduos por tratamento e teor de fertilizante N:P:K
(10:10:10) da marca Vitaplan (Nutriplast Ind. e Com. Ltda.). Os valores de cada
variável independente foram definidos através de consulta à literatura
(BAPTISTA, 2007; FEREIRA, 2010). A Tabela 3.2 apresenta as condições
experimentais
testadas
nessa
etapa.
Para
fins
comparativos,
concomitantemente, foram feitos ensaios controle (sem planta): biótico e
abiótico (com adição de 1g de nitrato de prata/ kg de solo).
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
66
Tabela 3.2: Condições experimentais testadas na segunda etapa em casa de
vegetação
Condição
1
2
3
4
Controle biótico
Controle abiótico*
Número de plantas
por vaso
1
5
1
5
0
0
Fertilizante
(g/kg)
0
0
14
14
0
0
* Nos vasos referentes ao controle abiótico foram acrescentados 1 g de nitrato de prata / kg
para inibir a atividade microbiana (MORYIA; MÓDENA, 2008).
Os experimentos foram realizados em vasos plásticos, já descritos
anteriormente (item 3.4.1). Foram utilizados um total de 27 vasos, nos quais
foram adicionados 5 kg de solo, onde foram feitos sulcos equidistantes, em
número de 1 ou 5 (Tabela 3.2), sendo semeadas 4 sementes em cada cova.
Quando, pelo menos, uma das plantas em cada cova atingiu 25 cm de altura,
foi feito o desbaste, mantendo apenas uma planta por cova.
Ao final de 80 dias, foram realizadas determinações químicas e
microbiológicas nas amostras de solo. Assim sendo, para cada condição
experimental, após retirada das plantas e a devida homogeneização do solo,
foram retiradas amostras para os procedimentos analíticos: concentrações de
HTPs, HPAs e metais pesados (V, Ni, Cu, Cd e Pb), bem como número de
BHT, BDH e fungos.
No final do tratamento, também foram realizadas análises nos tecidos
vegetais. Para tanto, ao final dos ensaios, as plantas foram cortadas na altura
do solo, com auxílio de uma tesoura de jardineiro, para separação da parte
aérea. As raízes foram removidas do solo com cuidado para não haver perda.
Posteriormente, os tecidos vegetais foram submetidos à secagem em estufa
(60ºC) até peso constante, para determinação mássica.
As biomassas devidamente secas, foram submetidas à análise de HPAs
e metais pesados nos respectivos tecidos vegetais. Para tanto, os tecidos
vegetais foram acondicionadas em freezer para posterior análise (item 3.6.2.1).
MARTINS, C.D.C
Na
Figura
MATERIAIS E MÉTODOS
3.5
está
apresentado,
resumidamente,
o
67
esquema
experimental realizado na etapa de avaliação do efeito da suplementação com
fertilizante e densidade populacional na fitorremediação do solo, em casa de
vegetação.
Figura 3.5: Esquema experimental da etapa de avaliação do efeito da
suplementação com fertilizante e densidade populacional na fitorremediação do
solo, em casa de vegetação.
3.4.3. Testes de fitorremediação em escala de campo
Os testes em campo foram realizados em uma das células do
Landfarming da refinaria, em área de 200 m2, conforme apontado na Figura
3.1). Antes do início dos ensaios, o solo foi desmatado e arado com auxílio de
um trator. Logo a seguir, foram montadas subcélulas de área de 1 m2 cada,
definidas através de barras retangulares de madeira de 50 cm de comprimento,
que após serem fincadas ao solo, foram ligadas entre si por fio de nylon,
conforme pode ser visualizado na Figura 3.6.
Em cada subcélula foi feito, diretamente, o plantio das sementes do
vegetal, sem a adoção de qualquer tipo de prática para ativação das mesmas,
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
68
visando a redução dos custos para uma futura aplicação em escala industrial e
também considerando que os resultados, em escala de laboratório,
demonstraram que a etapa de ativação não foi necessária. O plantio foi
realizado manualmente, sendo as sementes colocadas em pequenos sulcos de
3 a 5 cm profundidade.
Figura 3.6: Imagens mostrando a área da célula do Landfarming após aragem,
e as subcélulas de 1 m2 de área cada, para realização dos testes.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
69
Foi utilizada uma cultura de girassol (Helianthus annuus L.) H3,
previamente selecionada nos testes de laboratório. Nos testes em campo foram
estudadas as variáveis densidade de vegetal e fertilização, que se mostraram
de relevância nos ensaios de laboratório (casa de vegetação). Para tanto,
foram empregados cultivos com 5 e 9 indivíduos por metro quadrado, e adição
ou não de fertilizante mineral misto, N:P:K (10-10-10) da marca Vitaplan
(Nutriplast Ind. e Com. Ltda.), na concentração de 7 g/kg de solo, conforme
apresentado na Tabela 3.3.
Tabela 3.3: Condições experimentais empregadas nos testes de
fitorremediação realizados em campo
Exp.
Sigla
Fertilizante*
1
2
3
4
Controle
Controle
5SF
9SF
5F
9F
CSF
CF
Sem
Sem
Com
Com
Sem
Com
Densidade de
semeadura
(número/m2)
5
9
5
9
-
*N:P:K (10:10:10) 7 g /kg de solo.
O plantio das sementes foi feito diretamente em covas, sendo plantadas
seis unidades por cova. Quando, pelo menos, uma das plantas em cada cova
atingiu 25 cm de altura, foi feito o desbaste, mantendo apenas uma planta por
cova.
Foram feitas três semeaduras, no período de setembro a outubro de
2011. A duração dos ensaios realizados em campo teve como base o tempo
para o vegetal atingir a inflorescência (botões), 90 dias.
Ao final do processo, amostras representativas de solo foram
encaminhadas ao laboratório para determinação das populações microbianas,
metais pesados, HPAs e HTPs. Adicionalmente, amostras do tecido vegetal
produzido foram secas em estufa (60ºC), até atingirem massa constante, sendo
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
70
a seguir analisadas quanto ao seu conteúdo de HPAs e HTPs nas diferentes
partes vegetais (raízes, caules, folhas e flores).
Na
Figura
3.7
está
apresentado,
resumidamente,
o
esquema
experimental realizado na etapa de fitorremediação em campo.
Figura 3.7: Esquema experimental da etapa de avaliação do efeito da
suplementação com fertilizante e densidade populacional na fitorremediação do
solo, em casa de vegetação.
3.5 ANÁLISE ESTATÍSTICA DOS DADOS
Os dados obtidos foram analisados estatisticamente para, dentre outras
vantagens, permitir a atenuação dos erros experimentais e assegurar a
representatividade dos resultados levantados.
Os dados obtidos foram submetidos ao Teste de Médias de Tukey
(p>0,05) a fim de verificar a diferença entre as condições empregadas em cada
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
71
etapa. Para tanto, foi utilizado o software STATISTICA (versão 7.0,
STATSOFT, USA).
3.6 MÉTODOS ANALÍTICOS
3.6.1 Caracterização do Solo
3.6.1.1 Composição Granulométrica
As análises granulométricas foram gentilmente realizadas pela Dra.
Maria Cristina Moreira Alves (Laboratório de Mecânica dos Solos/UFRJ) e
seguiram a norma ABNT-NBR 7181 (1984). O solo proveniente do Sistema
Landfarming foi submetido à secagem ao ar e os torrões formados foram
destorroados em almofariz. Em seguida, foi realizado o peneiramento em
peneira de malha de 2 mm (peneira n° 10). Os sólidos foram suspensos em
solução de ortofosfato de sódio e a sedimentação foi acompanhada para
determinação das frações granulométricas.
3.6.1.2 Matéria Orgânica
O teor de matéria orgânica presente nas amostras de solo foi
determinado de acordo com o método de Walkey e Black (1934), que consiste
num procedimento indireto por meio do qual se determina o teor de carbono da
matéria orgânica. Esta quantificação foi realizada por combustão úmida,
empregando-se o ácido crômico como oxidante (resultante da reação do
dicromato de potássio com o ácido sulfúrico).
O dicromato de potássio residual, que permanece após a reação de
oxidação, foi titulado com uma solução de sulfato ferroso 0,5 N. Segundo a
metodologia, 77% do carbono total da matéria orgânica é oxidado nas
condições do ensaio, obtendo-se uma aproximação aceitável do conteúdo de
carbono orgânico no solo. Para a conversão de matéria orgânica a carbono,
considera-se que 58% da matéria orgânica é formada por carbono orgânico
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
72
(JARAMILLO, 1996). Um ensaio em branco foi feito sem a adição de solo, para
se descontar qualquer carbono orgânico presente nos reagentes.
O cálculo do teor de matéria orgânica (% p/p) das amostras de solo foi
realizado segundo a Equação 3.1.
 V
% MO  Vdicromato * 1   amostra
  Vbranco

  * K


(Equação 3.1)
Onde:
%MO = teor de matéria orgânica
Vdicromato = volume de dicromato de potássio utilizado [mL]
Vamostra = volume de sulfato ferroso 0,5 N utilizado na titulação da
amostra [mL]
Vbranco = volume de sulfato ferroso 0,5 N utilizado na titulação do
branco [mL]
K = N*(0,003/0,77)*(100/m)*1,72
1,72 = fator de conversão do carbono na matéria orgânica
Sendo que:
N = normalidade da solução de dicromato de potássio
0,003 = miliequivalente grama do carbono
m = massa da amostra de solo [g]
0,77 = fator de conversão (77% do carbono total da matéria
orgânica é oxidado)
3.6.1.3 Capacidade de Campo
O ensaio foi realizado segundo metodologia descrita por Watwood,
White e Dahn (1991). Para tal foi pesada, em uma proveta, uma determinada
quantidade de solo, de forma que se forme uma pequena coluna. Adiciona-se
água ao solo, gotejando, até que toda a coluna de solo seja percolada
chegando a água ao fundo da proveta – condição de saturação. Após pesagem
(msaturada), o sistema foi acondicionado por 24 horas em estufa a 110ºC. Após a
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
73
secagem do material, o sistema foi novamente pesado (mseco) e sua
capacidade de campo determinada através da Equação 3.2.
m
 msec o
C.C   sistema
múmido


 *100

(Equação 3.2)
Onde:
C.C = capacidade de campo [%]
múmido = massa do solo antes de se adicionar água [g]
msistema = massa do solo após adição da água [g]
mseco = massa do solo após 24 horas a 110ºC [g]
3.6.1.4 Fósforo
O teor de fósforo total foi medido segundo metodologia descrita por
USEPA 365.2 (1991). Para tanto foram pesadas 13 gramas de solo
adicionando-se 91 mL de solução extratora, contendo fluoreto de amônio 1 N
em solução ácida diluída (HCl). Este procedimento tem por finalidade extrair do
solo as formas de fósforo facilmente solúveis em meio ácido, assim como
grande parte dos fosfatos de cálcio e uma fração dos fosfatos de alumínio e
ferro devido à formação de complexos com os íons metálicos quando se
encontram em solução ácida. Em geral, esse método permite a obtenção de
bons
resultados
em
solos
ácidos,
neutros
e
ligeiramente
alcalinos
(JARAMILLO, 1996).
Após um período de 24 horas de contato entre o solo estudado e a
solução extratora, o extrato obtido foi centrifugado e posteriormente filtrado em
membrana Millipore (0,45 m de poro). Em seguida, adiciona-se a 35 mL do
extrato, 10 mL de uma solução de molibdato vanadato (1 N) e o volume
completado para 50 mL. Após 10 minutos, foi feita a leitura da absorbância no
espectrofotômetro marca HACH modelo DR/2000 no comprimento de onda de
450 nm. A concentração de fósforo total foi obtida de acordo com curva-padrão
previamente preparada, empregou-se KH2PO4 como padrão. O teor de fósforo
foi calculado de acordo com a Equação 3.3.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
C

*V
P   extrato extratora 
 msolo *1.000 
74
(Equação 3.3)
Onde:
P = teor de fósforo no solo [g/Kg]
Cextrato = concentração de fósforo total [mg/L]
Vextratora = volume utilizado da solução extratora [mL]
msolo = massa de solo [g]
1000 = fator de conversão
3.6.1.5 Nitrogênio
A determinação de nitrogênio nas amostras de solo foi feita pelo
método descrito por USEPA 351.2 (1983). Esse método consiste em uma
modificação do método de Kjeldahl para que a análise inclua os nitratos
presentes na amostra. Através deste ensaio, o nitrogênio orgânico e os nitratos
são convertidos a sulfato de amônio, destilados e coletados em ácido bórico.
Em seguida, procedeu-se a titulação com solução de HCl 0,1 N, utilizando-se
vermelho de metila como indicador. Um ensaio em branco, sem adição de solo,
foi feito para eliminar a possível interferência causada pela presença de
nitrogênio nos reagentes utilizados.
O teor de nitrogênio foi calculado de acordo com a Equação 3.4.
%N  (
V HCl
amostra
 V HCl
m
branco
) * 0,1 * 1,4
(Equação 3.4)
Onde:
%N = teor de nitrogênio na amostra [% p/p]
VHClamostra = volume de HCl gasto para titular as amostras de solo [mL]
VHClbranco = volume de HCl gasto para titular o branco [mL]
m = massa de solo amostrada [g]
0,1 = normalidade de HCl
1,4 = fator de conversão
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
75
3.6.1.6 pH
O pH do solo foi determinado através do método potenciométrico
conforme descrito em USEPA (1986), utilizando-se um medidor de pH
(QUIMIS), previamente calibrado com solução tampão (pH 7,0 e 4,0). Essa
técnica permite a dosagem do pH real do solo. Para tanto, utilizou-se água
destilada (método 9040C).
3.6.1.7 Umidade
A determinação do teor de umidade total foi realizada através de método
gravimétrico, empregando-se a balança IV2000 Gehaka, que utiliza um sistema
de secagem por infravermelho e fornece automaticamente o teor de água
presente na amostra.
3.6.1.8 Hidrocarbonetos Totais do Petróleo (HTP’s)
Uma alíquota de 50 g do solo foi submetida à extração com cloreto de
metileno seco, grau pesticida, utilizando ultrassom, conforme preconizado no
método EPA 3550 C (USEPA, 1996). O solvente foi extraído do extrato usando
fluxo de nitrogênio a 40ºC empregando concentrador TurboVap II. Previamente
às determinações cromatográficas o extrato foi submetido ao processo de
clean-up em coluna de silica gel ativada, conforme EPA 3630C (USEPA, 1996).
O TPH do solo foi determinado por meio de cromatografia a gás,
equipado com detector de ionização de chama de acordo com o método EPA
8015B (USEPA, 1996), empregando um equipamento Shimadzu Europe
(modelo QP5050A) equipado com uma coluna Valcobond VB-5 (30 m x 0.25
mm x 0.25). A integração dos sinais foi executada de forma a considerar a
fração na faixa da gasolina, querosene, diesel e óleo diesel, assim como a
mistura complexa não resolvida (MCNR). Antes da quantificação, as amostras
foram fortificadas com 2-fluorobisfenil e terfenil-d14 parra auxiliar nos cálculos
de fator de recuperação. Os padrões internos usados foram C 20-d42 e C24-d50.
Os limites de detecção e de quantificação foram 23148 e 69444 g/kg de solo,
respectivamente.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
76
3.6.1.9 Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos (HPA’s)
A análise dos 16 hidrocarbonetos poliaromáticos (HPA’s) foi realizada
pelo laboratório Analytical Technology Serviços Analíticos e Ambientais Ltda. A
concentração de naftaleno, acenaftileno, acenafteno, fluoreno, fenantreno,
antraceno,
fluoranteno,
benzo[k]fluoranteno,
pireno,
benzo[a]antraceno,
benzo[a]pireno,
dibenzo[a,h]antraceno
e
benzo[ghi]perileno
criseno,
indeno[1,2,3-cd]pireno,
no
extrato
orgânico
obtido
conforme exposto no item anterior, por meio de cromatografia a gás acoplada à
espectrometria de massas, de acordo com o método EPA 8270C (1996). Foi
empregado um cromatógrafo Thermo Finnigan (modelo Focus GC), equipado
com uma coluna RTX-5MS (30 m x 0.25 mm x 0.25 μm), acoplado a um
Espectrômetro
de
Massas
Thermo
Finnigan
(modelo
Focus
DSQ).
Hidrocarbonetos policíclicos aromáticos deuterados (naftaleno-d8, acenaftenod10, fenantreno-d10, criseno-d12, e perileno-d12) foram usados como padrões
internos. Na Tabela 3.4 estão apresentados os 16 HPAs prioritários segundo a
USEPA, assim como a classificação quanto à sua carcinogenicidade.
Tabela 3.4: Lista dos 16 HPAs prioritários listados pela EPA, estrutura e
classificação quanto à sua carcinogenicidade.
HPA
Fórmula
Naftaleno
Estrutura
IARC
C10H8
Número
de anéis
2
Acenaftileno
C12H8
3
3
Fluoreno
C13H10
3
3
3
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
77
Acenafteno
C12H10
3
3
Antraceno
C14H10
3
3
Fenantreno
C14H10
3
3
Criseno
C18H12
4
2ª
Pireno
C16H10
4
3
Fluoranteno
C16H10
4
2B
Benzo(a)antraceno
C18H12
4
2B
Benzo(a)pireno
C20H12
5
3
Benzo(b)fluoranteno
C20H12
5
2ª
Benzo(k)fluoranteno
C20H12
5
2B
Dibenzo(a,h)antraceno
C22H14
5
2ª
Benzo(g,h,i)perileno
C22H12
6
3
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
Indeno(1,2,3,c,d)pireno
IARC:
International
C22H12
Agency
6
for
Research
on
Cancer;
2A:
78
3
provável
carcinogênicos para humanos – limitada evidência em humanos e suficientes
em animais; 2B: possível carcinogênico para humanos – limitada evidência em
humanos insuficiente para animais; 3: não é classificado como carcinogênico
para humanos.
3.6.1.10 Elementos Pesados
A concentração de metais pesados no solo foi determinada por
espectrometria utilizando metodologia descrita em USEPA 6010C (1996).
Previamente, foi realizada a digestão em meio ácido, em micro-ondas, de
acordo com método USEPA 3051A (1996). A Tabela 3.5 apresenta os
elementos pesados determinados, com os respectivos limites de detecção e de
quantificação.
Tabela 3.5: Compostos inorgânicos determinados segundo USEPA 6010C
(1996), com os respectivos limites de detecção e de quantificação em mg/kg de
solo.
Composto
LD
LQ
Cádmio Total
0,556
1,67
Chumbo Total
2,78
8,33
Cobre Total
0,278
0,833
Níquel Total
0,694
2,08
Vanádio Total
0,139
0,417
LD: Limite de detecção; DQ: Limite de quantificação.
3.6.1.11 Bactérias Aeróbias Totais
A avaliação da concentração de bactérias heterotróficas totais nas
amostras de solo foi feita pelo método do espalhamento em profundidade (pour
plate method) (APHA, 2005). Para tanto, uma amostra inicial de solo (10 g) foi
adicionada a uma Erlenmayer contendo 90 mL de uma solução salina (0,85%
NaCl) e colocada sob agitação por 30 minutos para a extração das bactérias
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
79
presentes. Em seguida, com o sobrenadante, foram preparadas diluições em
solução salina (0,85% NaCl) variando de 10-1 a 10-7 e, a partir de cada diluição,
alíquotas de 1 mL foram transferidas para placas de Petri. Posteriormente, foi
adicionado às placas, meio de cultura agar nutriente e efetuada uma
homogeneização das placas. Após solidificação do meio, as placas foram
incubadas a 30ºC durante 48 horas e após este período, as colônias foram
contadas e os resultados expressos em UFC (unidade formadora de colônia)
por grama de solo seco. Na Tabela 3.6 é apresentada a composição do meio
de cultura.
Tabela 3.6: Composição do Meio Agar Nutriente
Componentes
Peptona de carne
Extrato de carne
Glicose
Agar-agar
pHinicial = 7,0±0,2.
Quantidade (g/L)
5
3
5
30
3.6.1.12 Bactérias Degradadoras de Hidrocarbonetos
A contagem de bactérias degradadoras de hidrocarbonetos foi
realizada através da técnica do Número Mais Provável (NMP) (VOLPON;
VITAL; CASELA, 1998). Para esse procedimento também foram reparadas
diluições de 10-1 até 10-7 em solução salina (NaCl 0,85%) e, de cada uma
delas, foi transferida uma alíquota de 0,1 mL para 5 poços de uma microplaca
com 24 poços, contendo 1,7 mL de meio mineral Bushnell Haas, cuja
composição se encontra na Tabela 3.7, e 5 L de óleo. As placas foram, em
seguida, incubadas a 30ºC durante 7 dias e o crescimento avaliado
visualmente. Ao se observar alguma modificação em relação ao teste em
branco, considera-se o teste como positivo. Os resultados foram expressos em
NMP/g de solo seco. O teste em branco consiste da adição de meio estéril a 4
poços da placa, seguido da adição do óleo também estéril. Dessa forma, podese descontar qualquer efeito que não seja causado pela presença dos
microrganismos a serem quantificados.
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
80
Tabela 3.7: Composição do Meio Mineral Bushnell Haas
Componentes
Sulfato de magnésio
Cloreto de cálcio
Fosfato de potássio monobásico
Fosfato de potássio dibásico
Nitrato de amônio
Cloreto férrico
Fonte: SIGMA, 1997.
Quantidade (g/L)
0,20
0,02
1,00
1,00
1,00
0,05
A Figura 3.8 mostra a imagem dos poços utilizados para realização dos
ensaios para determinação do número de bactérias degradadoras de
hidrocarbonetos. A contagem se dá através da observação da alteração no
óleo, é possível observar, na figura, que foi notória nas diluições de 10-2 e 10-3.
Figura 3.8: Exemplo da alteração ocorrida na camada de óleo, após de 7 dias
de incubação. O controle representa ausência de inóculo e os demais poços
receberam 0,1 ml de inóculo previamente diluído de 10 -1 a 10-8. Todas as
diluições são realizados em triplicata.
3.6.1.13 Fungos Totais
Para determinação da concentração de fungos nas amostras de solo foi
realizado o mesmo método descrito para as bactérias heterotróficas totais,
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
81
entretanto, o meio de cultura utilizado para crescimento desse grupo
microbiano foi a gelose saboraud (Tabela 3.8), adicionado de cloranfenicol (50
ppm) (APHA, 2005). As placas foram incubadas a 30ºC durante 72 horas e
após este período, as colônias foram contadas e os resultados expressos em
UFC (unidade formadora de colônia) por grama de solo seco
Tabela 3.8: Composição do Meio Gelose Saboraud
Componentes
Quantidade (g/L)
Peptona de carne
10
Glicose
20
Agar-agar
17
pHinicial = 5,6±0,2.
3.6.2 Caracterização dos Vegetais
3.6.2.1 Análises Químicas nos Tecidos Vegetais
Após o término dos ensaios, os vegetais retirados dos vasos
correspondentes a cada tratamento, foram submetidos á análises químicas de
HPA’s e metais pesados. O objetivo dessa etapa experimental é separar as
diferentes partes do vegetal (raízes, folhas e caules) para se determinar a
distribuição dos contaminantes nas partes do vegetal.
O conteúdo de metais na biomassa vegetal foi determinado pela
metodologia descrita por USEPA 6010C (1996). Previamente, o material
vegetal foi seco em estufa à 60ºC, triturado em moinho de porcelana e
submetido à digestão ácida, em micro-ondas (USEPA 3051B, 1996) e então
submetido à espectrometria de absorção atômica.
Para determinação do conteúdo de HPAs na biomassa vegetal, uma
amostra representativa de tecido vegetal foi cominuída em almofariz e pistilo de
porcelana juntamente com gelo seco, para evitar perdas à atmosfera, dado o
caráter semi-volátil dos HPAs. Posteriormente, foi utilizada a metodologia
MARTINS, C.D.C
MATERIAIS E MÉTODOS
82
USEPA 3550B (1996), para obtenção dos extratos orgânicos através de
ultrassom. Em seguida, foi feita a determinação dos HPAs por cromatografia
gasosa acoplada a espectrometria de massa, empregando a metodologia
descrita por USEPA 8270C (1996).
3.6.2.2 Determinação Mássica das Plantas
Depois de se retirar o solo das raízes, as partes aérea e radicular das
plantas foram lavadas, devidamente identificadas e secadas em estufa a 60°C
até atingirem peso constante.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
83
CAPÍTULO 4
RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização do Solo
Os testes para biotratamento de solos multicontaminados envolveram
primeiramente a caracterização granulométrica, físico-química, química e
microbiológica do ecossistema, de modo a permitir a definição do tipo de
tratamento mais adequado (SABATÉ; VIÑAS; SOLANAS, 2004).
A Figura 4.1 apresenta a curva granulométrica da amostra de solo,
procedente de sistema Landfarming, coletada em julho de 2008. Os dados
correspondentes à cada fração textural estão apresentados na Tabela 4.1.
Devido ao seu elevado teor de partículas de areia, aproximadamente 50%,
o solo pode ser classificado como franco-arenoso, segundo ABNT NBR
6502/95 (1995). Essa classificação corrobora aquela obtida de acordo com o
Sistema Unificado de Classificação de Solos (USCS), GM – Areia siltosa.
Ressalta-se ainda, o alto teor de finos do solo (argila e silte), totalizando 35%, o
que pode favorecer fenômenos superficiais de retenção de contaminantes
hidrofóbicos, como HPA e também a adsorção de elementos químicos,
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
84
principalmente os metais pesados por complexação com os grupamentos
hidroxila dos filossilicatos1.
Em geral, os solos arenosos, por causa da reduzida superfície específica
das partículas de areiae suasfracas interações de coesão e adesão entre si,
apresentam alta permeabilidade à água e porosidade, quando comparados aos
solos argilosos ou siltosos (OLIVEIRA, 2008). No entanto, o solo desse estudo,
devido à presença de elevado conteúdo de matéria orgânica, face ao despejo
periódico de lodo da estação de tratamento da refinaria, pode sofrer alterações
do perfil típico de permeabilidade à água. Ressalte-se que, em solos, a água é
o meio que possibilita a mobilidade dos microrganismos, facilita ou restringe
transferência de massa de nutrientes e excretas celulares, além de também
atuar no processo de biodisponibilidade do oxigênio proveniente do ar
atmosférico.
Figura 4.1: Curva granulométrica do solo de Landfarming coletado em julho de
2008.
1
Os filossilicatosconstituem um grupo de minerais, com grande importância para a geologia,
pedologia e para a indústria. São constituintes essenciais de muitas rochas metamórficas,
magmáticas, sedimentares e dos solos. Resultam de processos metamórficos, magmáticos,
hidrotermais, diageneticos e intempéricos, sendo usada na indústria como carga, matéria-prima
para cerâmica, desodorizantes etc (MELO; ALLEONI, 2009).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
85
Tabela 4.1: Composição granulométrica (%) (ABNT NBR 6502/95)
Argila
Silte
2
33
Fina
23
Areia
Média Grossa
18
11
Pedregulho
13
As Tabelas 4.2 a 4.4 apresentam os resultados referentes a
caracterização química, físico-química e microbiológica, respectivamente, de
amostras de solo coletadas, em três diferentes épocas.
Tabela 4.2: Análises químicas das amostras de solo de Landfarming e valores
de referência de qualidade de solo (valores expressos em miligrama do analito
por quilo de solo)
Ano
Parâmetro
2008
2009
Legislação
2011
Resultado
LH*
BR*
S
T
I
Ind
V total
180
142
4
-
-
-
1000
Ni total
109
76
295
35
123
210
130
Cd total
3
ALD
10
0,8
6,4
12,0
20
Cr total
ND
76
66
100
240
380
400
Cu total
685
526
500
36
113
190
600
Pb total
528
150
586
85
308
530
900
Hg total
ALD
9
7
0,3
5,2
10
70
Zn total
ND
1272
1690
140
430
720
2000
P
200
200
200
-
-
-
-
N
5200
4900
3600
-
-
-
-
Matéria Orgânica
129000
99000
129000
-
-
-
-
Benzo(a)pireno
3
2
1
-
-
-
3,5
HPA’s Totais**
6
15
7
1,0
20,5
40,0
-
HTP’s
8880
5500
2595
50
2525,0
5000
-
*Valores de referência (S), de alerta (T), de intervenção (I) e (Ind) industrial para solos
segundo Legislação holandesa (LH) e Resolução CONAMA 420/2009 (BR) ; ** Soma
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
86
dos 10 HPAs prioritários segundo a Legislação holandesa; ALD – abaixo do limite de
detecção; ND – não determinado, (-) não estabelecido pela legislação.
Tabela 4.3: Análises físico-químicas das amostras de solo de Landfarming
Ano
Parâmetro
2008
Legislação
2009
2011
Resultados
LH*
BR*
S
T
I
Ind
pH
7
7
7
-
-
-
-
Umidade (%)
26
36
38
-
-
-
-
CC (%)
29
30
31
-
-
-
-
*Valores de referência (S), de alerta (T), de intervenção (I) e (Ind) industrial para solos
segundo Legislação holandesa (LH) e Resolução CONAMA 420/2009 (BR) ; ** Soma
dos 10 HPAs prioritários segundo a Legislação holandesa; (-) não estabelecido pela
legislação.
Tabela 4.4: Análises microbiológicas das amostras de solo de Landfarming
Ano
Parâmetro
2008
2009
Legislação
2011
LH*
Resultados
BR*
S
T
I
Ind
BHT (UFC/g)
2 x 107
4 x 108
8 x 106
-
-
-
-
FT (UFC/g)
9 x 104
4 x106
8 x 105
-
-
-
-
BDH (NMP/g)
1 x 107
3 x 108
2 x 103
-
-
-
-
*Valores de referência (S), de alerta (T), de intervenção (I) e (Ind) industrial para solos
segundo Legislação holandesa (LH) e Resolução CONAMA 420/2009 (BR) ; ** Soma
dos 10 HPAs prioritários segundo a Legislação holandesa; (-) não estabelecido pela
legislação; Bactérias Heterotróficas Totais (BHT); Fungos Totais (FT) e Bactérias
Degradadoras de Hidrocrarbonetos (BDH).
As quantidades de fósforo e nitrogênio no solo também foram
determinadas
nas
três
amostras
(Tabela
4.2).
A
presença
desses
macronutrientes é fundamental para o desenvolvimento vegetal, em particular,
para o girassol que é uma planta que absorve maior quantidade de
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
87
macronutrientes em comparação com outras culturas de grãos como a soja, o
milho e o trigo (ROSSI, 1991; SFREDO; CAMPO; SARRUGE,1984).
Analisando ainda a Tabela 4.2, observa-se que a quantidade de
nitrogênio variou de 3,6 a 5,2 g/kg de solo. Avaliações experimentais indicam
que a produção máxima de girassol é alcançada com 80 a 90 kg de nitrogênio/
ha; contudo, com aplicação de 40 a 50 kg de nitrogênio/ha se obtém 90% da
produção relativa máxima, correspondendo à quantidade do nutriente
economicamente mais eficiente (SMIDERLE; GIANLUPPI; GIANLUPPI, 2003).
Sendo assim, é possível afirmar que o teor de nitrogênio encontrado nas
amostras de solo está acima dos valores considerados ótimos para o
desenvolvimento do girassol. Esses altos valores, possivelmente, estão
associados à matéria orgânica contida no lodo da ETE da refinaria.
O nitrogênio é o macronutriente aniônico exigido em maior quantidade
pelas plantas (MALAVOLTA; VITTI, OLIVEIRA, 1997; MENGEL; KIRKBI, 1982;
ROSSI, 1998). Em condições de nutrição adequadas, o girassol é capaz de
acumular importantes quantidades de nitrogênio nas folhas e talos. A
deficiência de nitrogênio leva à redução na biossíntese de bases nitrogenadas,
fundamentais à síntese de material ribonucleico, levando, por fim, na
paralização do crescimento e do desenvolvimento da planta (UNGARO, 1993).
Por outro lado, o excesso de adubação nitrogenada, diminui o teor de óleo nas
sementes, uma vez que o nitrogênio interage negativamente com a deposição
de óleo (SFREDO; CAMPO; SARRUGE, 1984; VRANCEANU, 1977;
ZAGONEL; MUNDSTOCK, 1991). Adicionalmente, a presença de nitrogênio
em excesso aumenta a susceptibilidade ao aparecimento de doenças,
principalmente a podridão branca da haste e do capítulo, causada pelo fungo
Sclerotinia sclerotiorum (Lib.) de Bary (MALAVOLTA; VITTI; OLIVEIRA, 1997).
Lobo e Filho (2007) usaram lodo de esgoto como fonte de nitrogênio em
cultivos de girassol e observaram que isto trouxe incrementos significativos na
produtividade de grãos, de óleo e de matéria seca. Sendo assim, não se
sugere a intervenção no processo de suplementação do solo com a biomassa
do tratamento de efluentes, por poder ser importante fonte do macronutriente.
Há, no entanto que se ponderar o fato de que, ao se disponibilizar outra fonte
de
energia
que
não
hidrocarbonetos,
poderá
haver
processos
de
biodegradação preferencial do material putrescível, oriundo da biomassa morta,
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
88
o que pode render na redução do desempenho da biodegradação dos
recalcitrantes.
Pode-se ainda verificar (Tabela 4.2) que o teor de fósforo não se alterou
nas diferentes amostras de solo. No girassol, a absorção do fósforo ocorre até
o enchimento de aquênios, isto quando não há limitação da disponibilidade do
nutriente. A contribuição do fósforo remobilizado das folhas e caule para os
aquênios em maturação varia de, aproximadamente, 30% a 60% (HOOCKING;
STEER, 1983). O fósforo ajuda as raízes e as plântulas a se desenvolverem
mais rapidamente, aumentando a resistência aos rigores do inverno, melhora a
eficiência no uso da água, favorece a resistência às doenças em algumas
plantas, acelera a maturidade e é importante para a colheita e a qualidade da
cultura.
O baixo teor de fósforo disponível no solo é uma das principais
limitações ao desenvolvimento da cultura do girassol, tendo em vista que o
mesmo atua na fotossíntese, na respiração, no armazenamento e na
transferência de energia, na divisão celular, no crescimento das células, e em
vários outros processos da planta (MALAVOLTA; VITTI; OLIVEIRA, 1997).
Esses resultados corroboram as alegações de Novais et al. (2007) de solos das
regiões tropicais, tipicamente, apresentam baixa disponibilidade de fósforo,
limitando a produtividade das culturas. Dessa forma, a adição de fósforo é
recomendada, entretanto, a quantidade a ser adicionada varia de acordo com o
solo, tipo de cultura, entre outros.
De acordo com Oliveira et al. (2010), o nível crítico 2 de fósforo para o
cultivo de girassol em solo Vermelho Amarelo, da Paraíba, foi de 7,7 mg/dm 3.
Junior et al. (2011) determinaram valor semelhante (8,2 mg/dm 3) para cultivos
de girassol em solo Vermelho Amarelo Distrófico, no Paraná.
Riser-Roberts (1998) indicou a relação C:N:P ideal para biodegradação
de poluentes orgânicos, por via microbiana, de 100:10:1. Sendo assim, a
relação C:N:P de 100:3:0,2, expressa em valores médios, referente às três
amostragens de solo estão em desacordo com o proposto pela literatura.
Desse modo, a adição de nitrogênio e fósforo deve ser estudada a fim de
2
É o teor de nutriente no solo a partir do qual não mais haveria resposta à adubação. Neste
caso, a adubação seria apenas aquela para repor o que a cultura iria retirar, mantendo-se a
fertilidade do solo (BORKERT; LATMANN, 1987).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
89
estabelecer o equilíbrio entre os macronutrientes, objetivando favorecer o
metabolismo microbiano e ainda o desenvolvimento do vegetal no solo em
questão.
Independente da campanha de amostragem, em geral, as amostras de
solo apresentaram quantidades de metais pesados e acima dos valores de
referência (S) (Tabela 4.2). De acordo com a Legislação Holandesa (2000), os
valores de referência (S) indicam um nível de qualidade do solo e da água
subterrânea que permite considerá-los “limpos”, considerando-se a sua
utilização para qualquer finalidade. Já o valor de intervenção (I) indica um nível
de qualidade do solo acima do qual existem riscos para a saúde humana e
para o ambiente. A ultrapassagem desse valor (média) em um volume de solo
de 25 m3 ou em 100 m3 de água subterrânea, indica a necessidade de
implementação na área avaliada de ações voltadas para a sua remediação.
Finalmente, o valor de alerta (T) é um valor médio entre os dois primeiros S e I.
Ele indica que já ocorreu certa alteração que diminuiu, ainda que pouco, as
propriedades funcionais do solo, sendo necessária uma investigação detalhada
na área para quantificação dessa alteração (CETESB, 2001).
As quantidades de metais pesados estarem acima dos valores S (Tabela
4.2), significa que podem ocorrer potenciais riscos ao meio ambiente, logo,
pode-se aferir que existe a real necessidade de realizar alguma forma de
intervenção na área.
De acordo com a legislação federal brasileira (BRASIL, 2009) os valores
de referência de qualidade de solo dependem do uso pretendido. Menores
valores de concentração de metais são admitidos para solos cujos usos
pretendidos são as atividades agrícolas. Os maiores valores, para o uso
industrial e os intermediários, para solos que se pretendem realizar atividades
residenciais. A análise da Tabela 4.2 permite verificar que alguns dos valores
de concentração dos metais analisados (Ni, Cu) encontram-se acima daqueles
de referência para solos de áreas industriais. Sendo assim, a legislação obriga
a intervenção no sítio, objetivando a reabilitação ao uso pretendido do local. O
efeito sinérgico ou antagônico, entretanto, da presença de vários elementos
químicos não é abordado na Legislação Holandesa, tampouco na Brasileira,
justificando, assim, esse estudo.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
90
Duas das três amostras de solo analisadas também apresentaram
teores de hidrocarbonetos totais de petróleo (HTPs) acima dos valores de
intervenção (I) da Lista Holandesa (2000) (Tabela 4.2). Entretanto, é importante
ressaltar que o teor de HTP é um parâmetro que, por si só, não pode ser
empregado para avaliar o risco à saúde humana e ao meio ambiente, visto que
engloba diferentes tipos e concentrações de compostos extraíveis pelo
diclorometano (WEISMAN, 1998). No entanto, pode servir como uma
ferramenta útil para identificação de uma contaminação, avaliação do grau de
contaminação e avaliação do progresso de uma contaminação.
A análise dos cromatogramas apresentados nas Figuras 4.2, 4.3 e 4.4
revela diferenciados perfis de hidrocarbonetos presentes nas amostras
coletadas em 2008, 2009 e 2011, respectivamente. A análise dos perfis
cromatográficos dos extratos orgânicos do solo (empregando CH 2Cl2) permitiu
verificar que, somente, aproximadamente 20% dos compostos apareceram
como hidrocarbonetos resolvidos de petróleo (HRP) e 80% dos compostos,
como uma mistura complexa não resolvida (MCNR). Em ambos os casos,
eluindo majoritariamente na faixa do óleo lubrificante (>C20). Verifica-se, ainda,
que nem pristano nem fitano foram detectados nos extratos. A ausência dos
isoprenoides pristano e fitano, a abundância de compostos como MCNR e a
elevação da linha de base dos cromatogramas informam que houve processo
de intemperismo dos contaminantes orgânicos do solo. Entende-se como
intemperismo a ação de variáveis como exposição à luz, evaporação,
biodegradação e outros fatores, ao longo de um espaço de tempo, sobre o
contaminante (NASCIMENTO; OLIVEIRA; de FRANÇA, 2013). O intemperismo
rende na remoção das moléculas mais leves e das mais facilmente
degradáveis rendendo na permanência de compostos de mais difícil
degradação
(química
ou
biotecnológica),
que
são
denominadas
de
recalcintrantes ou persistentes, incrementando sobremaneira a problemática
para o tratamento.
Pela análise da Tabela 4.2 pode-se inferir que as concentrações de
matéria orgânica são muito superiores às de HTP, o que pode ser explicado
pela disposição frequente de material biológico, proveniente da estação de
tratamento de efluentes industriais da refinaria, que opera com sistema de lodo
ativados, no sistema Landfarming em questão.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Figura 4.2: Perfil cromatográfico mostrando a mistura complexa de hidrocarbonetos de petróleo
na amostra de solo coletada em 2008.
91
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Figura 4.3: Perfil cromatográfico mostrando a mistura complexa de hidrocarbonetos de petróleo
na amostra de solo coletada em 2009.
92
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Figura 4.4: Perfil cromatográfico mostrando a mistura complexa de hidrocarbonetos de petróleo
na amostra de solo coletada em 2011.
93
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
94
O teor de hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) totais está
apresentado na Tabela 4.2. Note-se que as quantidades de HPAs, assim como
as quantidades dos metais, estão muito acima dos valores de referência (S)
estipulados pela Legislação Holandesa. Os HPAs são bastante resistentes à
degradação, sendo o seu tempo de meia-vida em solo bastante grande, de
acordo com estimativa de vários pesquisadores. Dependendo do composto, o
tempo pode variar de meses a 28 anos (WILD et al., 1990; TRAPIDO,1999). O
valor da concentração de benzo(a)pireno foi muito próximo do limite de
intervenção para solos de áreas industriais, de acordo com a Legislação
Brasileira (BRASIL, 2009) que também justifica o estudo.
Ressalte-se que o solo do Landfarming apresenta uma mistura
hidrocarbonetos de elevada complexidade, sugerindo que nele, a atividade dos
microrganismos autóctones com capacidade de degradar contaminantes
orgânicos estaria limitada. Sabe-se que moléculas recalcitrantes, devido a sua
estrutura
química,
tendem
a
ser
biodegradadas
lentamente
e,
por
consequência, a se acumular no solo, comprometendo a sobrevivência de
várias espécies microbianas (HENCKLEIN et al., 2007). Além disso, as
interações abióticas podem ter papel fundamental nos processos biológicos,
visto
que
podem
modificar
a
capacidade
de
biotransformação
dos
hidrocarbonetos e o tempo de permanência deles no solo, tornando-os
indisponíveis para os microrganismos (SABATÉ; VIÑAS; SOLANAS, 2004).
Os HPAs podem ser removidos por oxidação química, fotólise
volatilização, bioacumulação, adsorção de partículas sólidas, lixiviação e
biorremediação, processo que tem apresentado crescente destaque na
descontaminação de HPAs no meio ambiente (REDDI, 2000; RISERROBERSTS, 1998). Diversos trabalhos apontam o uso de fitorremediação em
solos contaminados com diferentes HPAs por diversas plantas: Salix exigua,
Populus sp., Tripsacum dactyloides, Sagitaria latifolia, Panicum virgatum e
Carex stricta (EULISS et al., 2008); Aegiceras corniculatum (TAM; WONG,
2008); Lolium perene (REZEK et al., 2008); Zostera marina (HUESEMANN
HAUSMANN; FORTMAN, 2009); Festuca arundinacea, F. elata e F. gigantea
(LIU et al., 2014).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
95
No que tange ao conteúdo de água, os valores determinados (variando
entre 0,26 e 0,38 kg/kg de solo) (Tabela 4.3) se apresentam adequados ao
cultivo de girassol. De acordo com a literatura, o teor de água disponível para o
desenvolvimento do girassol deve ser em torno de 0,2 kg/kg de solo (KLEIN;
REICHERT; REINERT, 2006).
Note-se que os conteúdos de água determinados são considerados
elevados para solos arenosos (EMBRAPA, 2006). O alto teor de água pode ser
atribuído ao frequente descarte de lodos biológicos, contaminados com óleo,
provenientes da estação de tratamento de efluentes industriais (ETDI) da
refinaria no solo, além da presença de hidrocarbonetos que pode ainda ter
contribuído para a coesão das partículas de areia, levando à redução da
permeabilidade do solo. Tem-se também que considerar o alto índice
pluviométrico da região, nos períodos das coletas, bem como a presença de
uma vegetação natural (Figura 4.5), no Landfarming, que pode ter contribuído
para proteger o solo da incidência direta dos raios solares e dos ventos,
minimizando as perdas de água por evaporação (NEVES; VERSIANI;
RODRIGUES, 2007).
Figura 4.5: Foto da área do Landfarming, mostrando a presença de vegetação
nativa.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
96
Segundo Reganold, Papendick e Parr (1990), ainda existe a possibilidade
de haver retenção de água no solo pela agregação das suas partículas, em
virtude da produção de substâncias poliméricas (exopolisacarídeos, EPS) pelos
microrganismos autóctones. Neste caso, os hidrocarbonetos serviriam como
fonte de carbono para a síntese de EPS. Portanto, a presença de
hidrocarbonetos pode ter contribuído para o aumento da capacidade retenção
de água do solo, o que, por sua vez, permitiria o uso de menor quantidade de
água para irrigação dos plantios em campo.
Mais do que a umidade, a avaliação da capacidade de campo 3 (CC) é
importante para o manejo da irrigação. Este parâmetro depende da ação
conjunta de vários fatores, particularmente, das características do solo
(BEUTLER et al., 2002). Portanto, a CC varia de solo para solo, dependendo,
principalmente, da quantidade e natureza da fração argila (ARRUDA, ZULLO;
OLIVEIRA, 1987). Por exemplo, a quantidade de água disponível é maior em
solos argilosos e em solos que possuem alto conteúdo de húmus e muito
menornos solos arenosos (EMBRAPA, 2006). Logo, os valores de CC de 29 a
31%, determinados para o solo do Landfarming, sugerem uma característica
diferente às apresentadas comumente pelos solos arenosos.
Sobrinho, Tieppo e Silva (2011) indicaram que a faixa de umidade ideal
para o desenvolvimento de girassol é de 70 a 80% da CC, ou seja, o solo de
Landfarming utilizado se apresenta adequado ao desenvolvimento do ensaio
de fitorremediação.
O pH das amostras, embora coletadas em períodos distintos,
apresentaram valores dentro da faixa ótima (6,5 a 8,0) quer para a atividade
microbiana (RISER-ROBERTS, 1998), quer para o desenvolvimento de
vegetais (NACIMENTO et al., 2004), particularmente o girassol (AMABILE;
GUIMARÃES; FARIAS NETO, 2003). Segundo Lira et al. (2009), o girassol
demanda pH na faixa de 5,2 a 7,0. Sendo assim, não foi necessário realizar a
calagem do solo para a correção do pH.
No que tange a caracterização microbiológica do solo, foi realizada a
enumeração
3
de
microrganismos
cultiváveis,
heterotróficos
totais
e
É a quantidade de água retida pelo solo depois que o excesso tenha drenado e a taxa de
movimento descendente tenha decrescido acentuadamente, o que geralmente ocorre dois a
três dias depois de uma chuva ou irrigação em solos permeáveis de estrutura e textura
uniformes (VEIHMEYER; HENDRICKSON, 1931; 1949).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
97
degradadores de hidrocarbonetos (Tabela 4.4). A análise da tabela revela
elevada concentração de bactérias heterotróficas nas amostras de solo, nas
diferentes amostragens realizadas (> 106 UFC/g de solo). Isto demonstra que o
sítio apresenta potencial para degradação de hidrocarbonetos por via
microbiana, quer associadas aos vegetais, ou independentemente. Contudo, a
complexidade dos hidrocarbonetos presentes, como revelado pela análise
cromatográfica (Figuras 4.2 a 4.4), sugere reduzida metabolização de
hidrocarbonetos com maior recalcitrância.
Nas amostras de solo coletadas em 2008 e 2009, aproximadamente 50
e 75%, respectivamente, da população bacteriana heterotrófica total era
degradadora de hidrocarbononetos, o que indica seleção de espécies
potencialmente degradadoras destas substâncias. No entanto, na amostragem
de 2011, houve um decréscimo expressivo do número de BDH no solo,
provavelmente, devido a menor quantidade de HTP no solo e de metais
pesados, com destaque para o níquel (Tabela 4.2).
A introdução de óleo cru no solo, de forma acidental ou intencional,
provoca aumento do número de microrganismos com capacidade de
degradação de hidrocarbonetos e, consequentemente, a elevação da atividade
microbiana nesse ambiente. Isso ocorre, porque os microrganismos autóctones
podem adaptar-se aos diferentes compostos, e sofrer alterações genéticas
resultando em seleção natural. Em solos não contaminados, menos de 1% da
população
microbiana
nativa
apresenta
capacidade
para
degradar
hidrocarbonetos de petróleo, enquanto esse valor pode atingir de 1 a 10% do
total dos microrganismos autóctones cultiváveis em ambientes terrestres
contaminados por óleo cru (ATLAS, 1991).
Segundo Bhatnagar e Fathepure (1991), existe uma variedade de
espécies microbianas capazes de metabolizar hidrocarbonetos em solos.
Contudo, a eficiência da biodegradação de hidrocarbonetos depende da interrelação entre diferentes espécies já que a tolerância a substâncias tóxicas e à
capacidade degradativa de compostos xenobióticos, na maioria das vezes,
requer a associação de diferentes enzimas e fatores físico-químicos (ALHADHRAMI; LAPPIN-SCOTT; FISHER, 1995).
Alguns autores observaram que bactérias e fungos são os principais
responsáveis pela biodegradação de substâncias não-hidrossolúveis, e que a
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
98
presença de surfactantes favorece a ação dos biodegradadores (BOTTURA,
1994; KATAOKA, 2001).
No presente trabalho, pode-se constatar a presença de culturas
fúngicas, embora em número inferior ao de bactérias, o que corrobora a
importância da coparticipação desses dois grupos microbianos no processo de
biodegradação de compostos recalcitrantes. As bactérias, em geral, são tidas
como mais importantes pelo seu metabolismo ser mais rápido. No entanto, os
fungos apresentam potencial para degradar hidrocarbonetos aromáticos
policíclicos de alta massa molar e; inclusive, outros compostos orgânicos
recalcitrantes, uma vez que são dotados de complexos sistemas enzimáticos,
com capacidade de síntese e excreção de diversas enzimas extracelulares
(ATAGANA, 2006). Alguns trabalhos já avaliaram a importância dos fungos na
remediação de solos contaminados (ATAGANA, 2006; WINQUIST et al, 1014;
MARCO-URREA;GARCÍA-ROMERA; ARANDA, 2015).
Trabalhos que demonstraram a eficácia da biorremediação no
tratamento de solos contaminados com hidrocarbonetos reportam números de
BHT, BDH e fungos variando de 105 a 108, 103 a 108 e de 102 a105 NMP/g de
solo, respectivamente. Logo, pode–se concluir que o solo desta pesquisa
apresenta características microbiológicas adequadas para implementação do
tratamento biológico.
4.2 Seleção de Cultivar de Helianthus annuus
Nesta etapa, foram feitos testes comparativos com os quatro cultivares
de girassol visando verificar o desempenho para a fitorremediação do solo
multicontaminado (com hidrocarbonetos e metais pesados). Paralelamente,
foram conduzidos ensaios em solo comercial (ECOFARM, Itaúna, MG) não
contaminado (ensaio controle biótico) a fim de verificar algum comportamento
diferenciado do crescimento dos cultivares de girassol em relação aos ensaios
de fitorremediação. Primeiramente, estão apresentados na Figura 4.6 os
resultados dos percentuais de germinação das sementes dos quatro cultivares
comerciais de girassol ensaiados (H2, M, P e H3) tanto em solo
multicontaminado (Landfarming) como não contaminado (ensaios controle
biótico).
% de germinação
MARTINS, C.D.C.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
RESULTADOS E DISCUSSÃO
a
a
a
a
99
a
b
c
H2
c
M
Solo Não contaminado
P
H3
Solo Multicontaminado
Figura 4.6: Germinação dos cultivares de Helianthus annuus em solo não
contaminado (ensaios controle) e multicontaminado (Landfarming). Médias
seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
Note-se que a germinação das sementes dos quatro cultivares testados,
ocorreu 7 dias após o plantio no solo contaminado, sendo que algumas
germinaram em apenas 4 dias. Tejeda-Agredano et al. (2012) também
observaram germinação de todas as sementes plantadas em solo argiloso
proveniente de uma unidade industrial de processamento de madeira, com
registro de contaminação com creosoto4 há mais de 100 anos. Porém neste
caso, a germinação ocorreu no intervalo de 15 dias.
A análise comparativa dos dados obtidos revela que os cultivares H2 e
H3 foram os mais eficientes, no que concerne à germinação (Figura 4.6). Ainda
analisando a figura, nota-se que a germinação destes dois cultivares foi
máxima tanto no solo multicontaminado, quanto no solo isento de
contaminantes. Interessante destacar que o cultivar P teve um comportamento
melhor no solo multicontaminado em relação ao solo não contaminado,
enquanto que o desempenho do cultivar M foi maior no solo não contaminado
(controle).
4
Substância gordurosa com odor de fumaça e gosto de queimado, produzido por tratamento a
alta temperatura de madeiras. Contém cresóis e hidrocarbonetos policíclicos aromáticos que
são carcinógenos. Tem sido amplamente utilizado como conservante de madeira e em
pesticidas. Inicialmente foram utilizados em desinfetantes, laxativos e agentes dermatológicos
(LENSON, 1956).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
100
Com o conjunto de dados obtidos com o Teste de Tukey, é possível
verificar
que
os
experimentos
marcados
com
letras
distintas
são
estatisticamente diferentes, a um nível de significância de 5%. De acordo com
este teste, numa mesma coluna, as médias marcadas com letras em comum
não diferem entre si. Nesses testes, o coeficiente de variação (CV), obtido
através do teste de médias de Tukey (p≤ 0,05), foi de 0,8%. O coeficiente de
variação relaciona o desvio padrão em termos de porcentagem da média
aritmética. Os pesquisadores utilizam o coeficiente de variação para comparar
a variabilidade de seus resultados. Ele é sempre expresso em porcentagem, e
dá uma ideia da precisão do experimento, isto é, quanto menor o coeficiente de
variação, maior a precisão. De acordo com a classificação5 de Pimentel-Gomes
(2000) para os ensaios agrícolas, o valor de CV de 0,8% é considerado baixo,
ou seja, o conjunto de dados obtidos são estatisticamente significativos.
Os resultados obtidos demonstram a resistência do girassol, em
particular os cultivares H2 e H3. Segundo Talamini et al. (2011), percentuais de
germinação superiores à 70% são considerados bons. No presente estudo,
este índice é ainda mais, uma vez que o solo contem hidrocarbonetos e metais
pesados em grande quantidade.
De acordo com trabalho realizado por Arnuti et al. (2003), foi constatado
que o girassol se desenvolve e se adapta a diferentes condições ambientais,
podendo tolerar temperaturas baixas (SILVA et al., 2007) e estresse hídrico. No
entanto, os maiores índices de germinação estão relacionados à qualidade
fisiológicas dos aquênios.
No decorrer dos 40 dias de ensaio, todos os cultivares ensaiados
apresentaram crescimento semelhante, com perfil linear. A altura média dos
indivíduos, ao final dos cultivos foi de, aproximadamente, 305 cm,
independentemente do cultivar.
Ao
término
do período
experimental, as partes aéreas foram
desbastadas, secas e pesadas. A Figura 4.7 apresenta os dados de biomassa
seca, expressos em valores médios, para plantios em solo multicontaminado e
não contaminado (controle). Os valores de biomassa obtidos (2,7 – 4,3 g /
5
Classificação dos CV de Pimentel-Gomes (2000) para ensaios agrícolas:baixo, quando
inferior a 10%; médio, entre 10 e 20%; alto, entre 20 e 30%; e muito alto, superior a 30
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
101
indivíduo) estão dentro da faixa encontrada na literatura. A literatura reporta
faixas muito amplas para os valores de biomassa seca de girassol em ensaios
de fitorremediação. Por exemplo, Romeiro (2005), encontrou entre 1 e 2,5 g de
biomassa seca (soma da massa da raiz e partes aéreas) em ensaios de
fitoextração de chumbo, em hidroponia. Já Lin et al. (2009) observou massas
de plantas de girassol cultivadas em solos contendo diferentes concentrações
Biomassa (g)
chumbo, variando entre 17,5 e 22,5 g / indivíduo, em ensaios de 60 dias.
5,00
4,50
4,00
3,50
3,00
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
a
a
b
b
c
d
H2
d
d
M
Solo Não contaminado
P
H3
Solo Multicontaminado
Figura 4.7: Variação da massa média das partes aéreaspara cultivares de
girassol, decorridos 40 dias de crescimento em solos multicontaminado
(Landfarming) e não contaminado por indivíduo. Médias seguidas de letras
iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
Com o conjunto de dados obtidos com o teste de Tukey (p≤0,05), foi
possível verificar um coeficiente de variação de 2,09%, o que indica que os
dados obtidos possuem significância estatística, o que permite uma análise
criteriosa. Assim, pode-se concluir que o desenvolvimento dos cultivares P, M e
H3 foi semelhante em solo não contaminado e em solo multicontaminado. Já o
cultivar H351, produziu maior quantidade de biomassa no cultivo em solo
multicontaminado.
A produção de biomassa em solo multicontaminado ocorreu de maneira
crescente na seguinte ordem: M < H2< H3 < P. Comparativamente, o cultivar M
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
102
apresentou o pior desempenho, tanto nos ensaios de germinação quanto de
desenvolvimento, em solo multicontaminado. O cultivar P apresentou o maior
crescimento, embora a germinação tenha sido inferior aos cultivares H3 e H2.
Em termos de avaliação global, o desempenho do cultivar H3 mostrou-se mais
eficiente no solo multicontaminado.
As biomassas vegetais (partes aéreas) também foram avaliadas quanto
ao conteúdo de metais (V, Ni, Pb, Cd, Cu) (Tabela 4.5). As médias foram
comparadas pelo teste de Tukey (p≤0,05) e os coeficientes de variação foram
obtidos para cada metal: vanádio (3,23%), níquel (4,25%), chumbo (6,82%),
cádmio (2,79%) e cobre (7,44%). Todos os conjuntos de dados dos metais
analisados apresentam significância estatística.
Pode-se evidenciar a presença de todos os metais encontrados no solo
nas biomassas dos diferentes cultivares. Note-se que as maiores e menores
extrações, cobre e cádmio, respectivamente, foram dependentes dos teores
desses metais no solo (Tabela 4.2). No entanto, a extração dos demais metais
não pode ser relacionada com a proporção dos mesmos no solo, sendo,
majoritariamente, dependente do cultivar empregado. As maiores extrações
foram determinadas para o cultivar H3.
Sung, Lee e Lee (2011) estudaram o acúmulo de cobre, níquel e cromo
em diversas plantas, incluindo girassol, em ensaios de fitorremediação com
rejeito da siderurgia. Os autores encontraram concentrações de Cu, Ni e Cr nos
tecidos vegetais de 25-50, 25-80 e 50-80 mg/kg, respectivamente.
Turgut, Pepe e Cutright (2004) avaliaram o acúmulo de Cr, Ni e Cd em
dois diferentes cultivares de girassol, teddy bear e dwarf sunspot. Os dois
cultivares apresentaram concentrações de Cr, Ni e Cd em seus tecidos
vegetais de aproximadamente 0,19; 0,0065 e 0,12 mg/g, respectivamente.
Assim, infere-se que a acumulação dos metais no tecido vegetal é
heterogênea, corroborando o relato de Becker et al. (2008), que usaram
espectrometria de massa por ionização acoplada por plasma com ablação a
laser (LA-ICP-MS) para mostrar do acúmulo de diferentes elementos (Mg, Fe,
Mn, Zn, Cu, Cd, Rh, Pt e Pb) em folhas, caule e raízes de plantas de tabaco.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
103
Tabela 4.5: Concentração de metais (V, Ni, Pb, Cd e Cu) nas partes aéreas dos diferentes cultivares de girassol após 40 dias de
ensaio de fitorremediaçãoem solo contaminado de Landfarming (mg/kg)
Metais
H2
P
M
H3
Vanádio
0,5 ± 0,07b
0,5 ± 0,07b
0,5 ± 0,07b
7,4 ± 0,3a
Níquel
2,6 ±0,15c
1,7 ±0,14d
3,4 ±0,16b
5,6 ±0,17a
Chumbo
2,6±0,16b
0,5±0,14d
1,7±0,15c
3,5±0,17a
Cádmio
0,051± 0,0014a
0,051± 0,0014a
0,052 ± 0,0014a
0,049 ± 0,0014a
Cobre
21 ± 1,41ab
14 ± 1,41c
16 ± 1,41bc
25 ± 1,41a
Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
104
As amostras de solo retiradas dos vasos, ao final dos 40 dias de ensaio,
também foram analisadas, a fim de avaliar a remoção de metais (Figura 4.8) e
hidrocarbonetos (Figuras 4.9 e 4.10) além do número das principais
populações microbianas autóctones (Figuras 4.11 a 4.13)
É importante enfatizar que na Figura 4.8 (A a E) estão apresentados os
percentuais de remoção de metais pesados (vanádio, níquel, chumbo, cádmio
e cobre) pelas quatro linhagens de girassol, levando em consideração as
perdas nos reatores de controle biótico e abiótico (remoção de 0%). Com o
conjunto de dados obtidos com o Teste de Tukey (p≤0,05), foi possível verificar
um coeficiente de variação de 2,12; 1,57; 1,8; 0,71 e 1,31% para V, Ni, Pb, Cd
e Cu, respectivamente.
Analisando a Figura 4.8 pode-se observar que houve remoção dos
metais pesados analisados pelos diferentes cultivares de girassol, embora os
percentuais tenham variado de acordo o metal analisado e o cultivar
empregado. Comparativamente, a maior remoção de vanádio do solo, de cerca
de 40% foi alcançada pelo emprego dos cultivares H3 e P. No caso do chumbo,
os cultivares H3 e H2 foram os mais eficientes, obtendo-se remoções
superiores a 50%. Já para o cobre, os quatro cultivares permitiram remover
mais de 40% deste metal contido no solo, sendo o melhor desempenho o
observado para H2 (73,8%). É importante destacar que o cobre e o chumbo
foram os elementos encontrados em maior concentração no solo (Tabela 4.2).
A remoção de cádmio foi igual para os quatro cultivares testados, alcançandose 100%, provavelmente devido ao seu baixo teor inicial no solo de 3,2 mg/kg
(Tabela 4.2). Para a remoção de níquel pode-se observar comportamento
semelhante, embora a remoção tenha variado entre 40 e 50%.
A análise global das remoções de metais permite indicar que o cultivar M
como o menos eficiente, enquanto o melhor desempenho pode ser atribuído ao
cultivar H3, considerando o tipo e a concentração dos metais no solo e a
toxicidade além dos percentuais de remoção. Marques et al. 2013 observaram
que diferentes concentrações de cádmio (0, 10, 20 e 30 mg/kg) aplicadas ao
solo levaram a diferenças no acúmulo do metal na raízes e folhas de girassol,
após 140 dias de ensaio.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
(A)
105
(B)
a
a
a
ab
c
b
b
0
10
20
ab
30 40 50 60 70 80 90 100
0
Remoção de vanádio (%)
10
20 30 40 50 60 70 80 90 100
Remoção de níquel (%)
(C)
(D)
a
a
c
a
d
a
b
0
10
20
a
30 40 50 60 70 80 90 100
0
Remoção de chumbo (%)
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Remoção de cádmio (%)
(E)
b
c
c
a
0
10
20 30 40 50 60 70 80 90 100
Remoção de cobre (%)
H2
M
P
H3
Figura 4.8: Remoção percentual de (A) vanádio; (B) níquel; (C) chumbo; (D)
cádmio e (E) cobre do solo após 40 dias de crescimento dos cultivares H2, P,
M e H3. Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de
Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
106
Existem diversos trabalhos nesta área de pesquisa. Alguns trabalhos
encontrados que apresentam dados referentes à análise de metais no solo
cultivado com girassol estão citados a seguir.
Usman e Mohamed (2009) observaram o efeito da adição de EDTA e da
inoculação de diferentes culturas fúngicas às raízes de girassol. Após 60 dias
de ensaio, observaram remoções de Cu (24 a 31%), Cd (24 a 34%) e Pb (6 a
15%),em solo artificialmente contaminado.
Em estudo anterior publicado por Chen, Li e Shen (2004) foi estudado o
efeito da adição de EDTA na fitorremediação de metais por girassol. Após 53
dias de fitorremediação foram obtidos percentuais de remoção de Cu (16%),
Cd (23%) e Pb (4%).
Dessa forma, pode-se concluir que os resultados obtidos nesse trabalho,
com diferentes cultivares brasileiros de girassol são promissores como
fitorremediadores de metais, mesmo quando cultivados em solo cocontaminado com hidrocarbonetos. A fitorremediação de metais na ausência de
hidrocarbonetos, já foi amplamente documentada por diferentes autores
(CINDY et al., 2006; NIU et al., 2007; FASSLER et al., 2010; ROJAS-TAPIAS;
BONILLA; DUSSAN, 2012).
A Figura 4.9 apresenta o valor inicial de hidrocarbonetos totais do
petróleo (HTPs) no solo e os determinados após 40 dias do plantio dos
cultivares de girassol estudados. Para esta variável, o coeficiente de variação
obtido através da análise das médias (Teste de Tukey, p≤0,05) foi de 1,86%.
Similarmente, os cultivares H2, M e P levaram a uma redução de cerca de 10%
do conteúdo de HTPs no solo; consideradas nos cálculos, as perdas referentes
aos controles biótico e abiótico,. Já o cultivar H3 alcançou uma remoção de
15%.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
107
9500
HTP (mg/Kg)
9000
8500
a
8000
a
a
b
7500
7000
6500
Inicial
H2
M
P
H3
Figura 4.9: Teores de hidrocarbonetos totais do petróleo (HTP) nos solos antes
e após 40 dias do crescimento de diferentes cultivares de Helianthus annuus.
Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey
(p<0,05).
Siciliano e Germida (1998) observaram uma redução de cerca de 21%
na concentração de HTP em ensaios de fitorremediação utilizando espécies
forrageiras. Entretanto, esses resultados foram alcançados somente após 20
meses de tratamento para solo contaminado unicamente com hidrocarbonetos.
Mais recentemente, Moreira et al. (2012) observaram um decréscimo de 12%
no teor de HTP em sedimento de manguezal após 90 dias de fitorremediação
com Rizophora mangle L, também contaminado exclusivamente com
hidrocarbonetos de petróleo. Assim, os resultados apresentados no presente
trabalho são promissores e inovadores, pois demonstram a remoção
concomitante de hidrocarbonetos e metais pesados de um solo real,
proveniente de área industrial.
A Figura 4.10 apresenta a remoção da percentual de benzo(a)pireno
(B(a)P), levando-se em consideração as perdas nos controles biótico e
abiótico. Foi realizada apenas a análise deste HPA, uma vez que sua
concentração inicial no solo representava 50% do total dos HPAs. Além disso,
B(a)P é um HPA de alta massa molecular, de reconhecida persistência no solo,
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
108
com valores de meia-vida variando de meses a até muitos anos (WILD et al.,
1990; TRAPIDO, 1999). Os metabolitos oriundos de B(a)P são considerados
mutagênicos e altamente carcinogênicos, classificados no grupo carcinogênico
1 pelo IARC (International Agency for Research on Cancer). As médias dos
valores percentuais obtidos também foram analisadas pelo teste de Tukey
(p≤0,05) e o coeficiente de variação determinado foi de 0,19%.
Remoção de B(a)P (%)
60
a
b
50
40
c
30
d
20
10
0
H2
M
P
H3
Figura 4.10: Remoção percentual de benzo(a)pireno do solo, após 40 dias de
cultivo de diferentes cultivares de girassol (H2, M, P e H3). Médias seguidas
de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05). Os
valores de remoção consideram as perdas nos controles biótico e abiótico.
Observando a Figura 4.10, evidencia-se que os quatro cultivares foram
capazes de remover B(a)P do solo, entretanto a remoção variou de acordo com
o cultivar empregado. O cultivar H3 foi o mais eficiente, com remoção de
52,1%, seguido do M (47,7%), H2 (32,1%) e P (18,3%).
Trabalho publicado por Tejeda-Agredano et al. (2012) é o único
encontrado na literatura que relata o girassol influenciando a biodegradação de
HPAs. Em seus ensaios, os autores investigaram a participação da
comunidade rizosférica do girassol na metabolização de fluoreno, fenantreno,
antraceno, fluoranteno, pireno e criseno presentes no solo. Os seus resultados
demonstraram que a presença do girassol levou a acréscimos de 17 e 22% na
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
109
biodegradação dos HPAs (total), após 45 e 90 dias, respectivamente, em
comparação aos ensaios sem girassol. Dentre os HPAs estudados, o que se
mostrou mais resistente à degradação foi o criseno, tanto nos ensaios com
girassol como na sua ausência. Entretanto, o uso de girassol contribuiu de
maneira importante para a degradação deste HPA, uma vez que a degradação
passou de 8% para 46%, com 45 dias e de 11% para 49%, com 90 dias.
Liste e Alexander (2000) realizaram ensaios de fitorremediação, com
duração de 56 dias, com os cereais Avena sativa e Brassica napus var.
radícola resultando na redução do pireno em 55,4 e 73,5%, respectivamente,
dos quais 18% foram referentes a atividade microbiana e as perdas abióticas
(ensaios controle). Através do cultivo das ervas Anethum graveolens,
Capsicum annuum e Raphanus sativus, os mesmos autores encontraram
decréscimos na concentração de pireno variando entre 51,2 e 66,9% após 28
dias de fitorremediação, dos quais apenas 6,7% correspondiam às perdas nos
ensaios controle.
Posteriormente, Sun et al. (2011) investigaram a capacidade de Tagetes
patula de fitorremediar solo exclusivamente contaminado com diferentes
quantidades de B(a)P (2, 5, 10 e 50mg/kg). Após 92 dias, os autores
observaram remoções B(a)P de cerca de 10%, independentemente da
concentração inicial do HPA, pela atividade do vegetal na zona das raízes. Em
ensaios realizados com solo co-contaminado com B(a)P e metais (Cd, Cu e Pb)
em duas diferentes concentrações foi observado que a planta foi capaz de
remover entre 78,2 e 92,9% do B(a)P. Segundo os autores, os resultados
sugerem que a planta apresenta elevada tolerância para B(a)P, mesmo quando
associado a metais de reconhecida toxicidade (COURBOT et al., 2004).
Mais recentemente, Wang et al. (2014) avaliaram a fitorremediação de
um sedimento retirado de manguezal e contaminado artificialmente com
diferentes HPAs, entre eles o B(a)P. Os cultivos de 60 dias com três plantas
típicas de manguezal (Kandelia obovata, Bruguiera gymnorrhiza e Avicennia
marina) resultaram em remoções de B(a)P variando de 50 e 85%,
aproximadamente. Nesse estudo, é possível evidenciar que a remoção de
B(a)P por K. obovata aumenta linearmente com o aumento da concentração
inicial do HPA (3 – 24 mg/kg), comportamento distinto foi observado para os
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
110
outros dois vegetais testados, para as quais a partir de uma determinada
concentração do HPA tem-se um decréscimo da remoção.
Solos
contaminados
com
HPAs
freqüentemente
contem
altas
quantidades de outros poluentes, como metais pesados, em face do descarte
de rejeitos de processos industriais, geração de energia e resíduos de
incineração (KRISHNA; GOVIL, 2008). Logo a capacidade de um vegetal de
remover poluentes de solos co-contaminados com materiais orgânicos e
inorgânicos é uma vantagem. Portanto, os resultados obtidos no presente
trabalho indicam que é possível realizar o tratamento biológico do solo
multicontaminado proveniente de um ambiente industrial pelo emprego dos
cultivares brasileiros.
Ao contrário da matéria orgânica, os metais não podem ser degradados
por via microbiana, logo a remoção de metais pesados requer a sua
fitoextração dos solos contaminados pelas plantas (ZOU; SONG, 2004; SUNG;
LEE; LEE, 2011).
Ao final dos ensaios de fitorremediação, o solo também foi analisado
microbiologicamente para avaliação das populações relevantes no processo de
biodegradação de poluentes orgânicos. Os valores médios das quantificações
de bactérias heterotróficas totais (Figura 4.11), bactérias degradadoras de
hidrocarbonetos (Figura 4.12) e fungos totais (Figura 4.13) foram analisados
comparativamente pelo Teste de Tukey (p<0,05) e obtiveram coeficientes de
variação
de
11,97;
7,42
e
1,19%
respectivamente.
A
quantidade
microrganismos desses grupos microbianos, nos ensaios controle biótico (solo
multicontaminado não plantado), também foi determinada, entretanto, os
valores permaneceram próximos aos determinados inicialmente, conforme
ilustra a Tabela 4.4.
Em relação ao número inicial de bactérias heterotróficas totais (Figura
4.11) presentes no solo, nos ensaios em que foram semeados os cultivares H2
e M, houve um acréscimo de uma ordem de grandeza. Porém, a população de
BHT praticamente não se alterou nos solos em que foram realizados os
plantios dos cultivares H3 e P, que, inclusive, não apresentaram diferença
estatística entre si. Contudo, houve redução da população de BHT no ensaio
controle biótico. Portanto, aparentemente, o crescimento dos cultivares, em
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
111
especial, H2 e M favoreceu, de alguma forma, o metabolismo desse grupo
microbiano.
a
Bactérias Heterotróficas
Totais (UFC/g)
1,00E+09
b
1,00E+08
c
c
1,00E+07
1,00E+06
1,00E+05
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
inicial
H2
M
P
H3
Figura 4.11: Bactérias heterotróficas totais presentes nas amostras de solo
antes e ao final do cultivo dos cultivares de girassol.Médias seguidas de letras
iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05). UFC – unidades
formadoras de colônia.
Bactérias Degradadoras de
Hidrocarbonetos (NMP/g)
1,00E+09
a
1,00E+08
b
b
M
P
c
1,00E+07
1,00E+06
1,00E+05
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
inicial
H2
H3
Figura 4.12: Bactérias degradadoras de hidrocarbonetos presentes nas
amostras de solo antes e ao final do cultivo dos cultivares de girassol.Médias
seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
NMP – número mais provável.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
a
Fungos Totais (UFC/g)
1,00E+07
b
112
c
d
1,00E+06
1,00E+05
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
inicial
H251
Morgan
Paraiso
H358
Figura 4.13: Fungos totais presentes nas amostras de solo antes e ao final do
cultivo dos cultivares de girassol. Médias seguidas de letras iguais não diferem
entre si para o Teste de Tukey (p<0,05). UFC – unidades formadoras de
colônias.
A população de bactérias degradadoras de hidrocarbonetos (Figura
4.12), no solo, aumentou em relação ao início do cultivo com girassol. A
variação do número dessas bactérias respeitou a seguinte ordem crescente:
H3 < P = M < H2, com ordem de grandeza variando entre 107 e 108 NMP/g de
solo seco. Portanto, os resultados indicam que a presença de girassol, de
alguma forma, incrementou a população dessas bactérias. Ainda é possível
observar que a relação de BHT e BDH foi mantida após os cultivos com
girassol.
O número de fungos totais (Figura 4.13) teve um aumento maior, em
relação ao número inicial, na presença dos quatro cultivares de girassol
testados, em relação ao comportamento das outras duas populações
bacterianas pesquisadas. Neste caso, o incremento foi de uma a duas ordens
de grandeza, sendo o maior valor encontrado nos ensaios com H2.
Em geral, a atividade das populações microbianas no solo foi favorecida
pela presença do girassol, em particular para as culturas fúngicas, o que pode
estar relacionado com a liberação de substâncias químicas e enzimas pelas
raízes
das
plantas,
favorecendo
o
crescimento
microbiano
(ALVEY;
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
113
CROWLEY, 1996). Os resultados apontam para a existência de interação entre
microrganismos e planta no processo de biodegradação de compostos
recalcitrantes.
Em estudo realizado por Tejeda-Agredano et al. (2012) foram
identificados diferentes compostos em exsudatos de raízes de girassol,
incluindo carboidratos, aminoácidos, ácidos graxos e vários ácidos aromáticos.
Dentre os ácidos aromáticos os mais abundantes foram os ácidos fitálicos e
protocatecóico, que são compostos tipicamente intermediários do metabolismo
de HPA por bactérias (KANALY; HARAYAMA, 2010).
Segundo Brown e Nadeau (2002), as plantas contribuem para absorção
dos elementos tóxicos residuais no solo após a atividade microbiana,
minimizando os contaminantes nele presentes a níveis aceitáveis. Assim
sendo, a atividade microbiana pode ser estimulada pela disponibilidade de
nutrientes produzidos pelas plantas e/ou pela remoção de elementos tóxicos
pelas mesmas.
Considerando os resultados obtidos nesta primeira etapa, a Figura 4.14
mostra, resumidamente, a eficiência dos cultivares testados em relação aos
parâmetros estudados. Analisando os dados, foi selecionado o cultivar H3 para
continuidade do trabalho em laboratório. Além de ter apresentado, de uma
maneira geral, as maiores remoções percentuais dos contaminantes, H3 exibiu
maior robustez em relação aos demais cultivares. À exceção do cultivar H3, os
demais cultivares apresentaram sinais de intoxicação como murcha e
aparecimento de folhas cloróticas com pontos necróticos e queda das folhas
mais velhas. Sintomas semelhantes foram observados por Zeitouni (2003) em
plantas de pimenta e de girassol crescidas na presença de Pb.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
114
Eficiência
Germinação
P
<
M
<
H2
=
H3
Biomassa
M
< H2 < < H3
<
P
Metais na biomassa P
≤
M
≤
H2 << H3
Remoção de metais M
<
P
≤
H2 << H3
Remoção de HTPs
H2 =
M
=
P
<< H3
Remoção de B(a)P
P
< H2
<
M
<
H3
Crescimento BHT
P
= H3
≤
M
≤
H2
Crescimento BDH
H3 ≤
P
=
M
≤
H2
Crescimento FT
H3 ≤
P
≤
M
≤
H2
Figura 4.14: Resumo comparativo da eficiência dos cultivares de girassol em
relação aos parâmetros estudados. HTP: hidrocarbonetos totais do petróleo;
B(a)P: benzo(a)pireno; BHT: bactérias heterotróficas totais, BDH: bactérias
degradadoras de hidrocarbonetos.
4.3
Efeito
da
Suplementação
com
Fertilizante
e
da
Densidade
Populacional na Fitorremediação do Solo
Nesta etapa, foi estudada a influência da suplementação do solo com
fertilizante mineral e da densidade populacional sobre a remoção de metais
pesados e de hidrocarbonetos do petróleo pelo cultivar selecionado nos testes
anteriores. As variáveis foram selecionadas considerando a revisão da
Literatura sobre o tema e também a economicidade do processo, sobretudo
quando se vislumbra a ampliação da escala.
Para tanto, foi utilizado o solo multicontaminado referente à coleta
realizada em 2009 pelo cultivar selecionado, H3. Os ensaios foram realizados
em casa de vegetação, com tempo de duração de 80 dias, contemplando
diferentes densidades do vegetal (1 e 5 indivíduos/ vaso), na presença e
ausência de fertilizante (N:P:K, 10:10:10).
A Figura 4.15 apresenta imagens do vegetal em diferentes fases do
crescimento. Corroborando os resultados anteriores (Figura 4.7), as sementes
de girassol foram capazes de germinar no solo multicontaminado nas
diferentes condições ensaiadas.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
(A)
(D)
(B)
(E)
115
(C)
(F)
(C)
(D)
Figura 4.15: Fotos do girassol durante o (E)
desenvolvimento em solo multicontaminado. A: 7 dias após o plantio; B:
decorridos 21
dias, com 26 cm de altura média; C: brotamento da flor ocorrido no 50º dia; D a F: floração das mudas de girassol com 60 dias de
plantio (72 cm de altura média).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
116
Ao final do ensaio, as plantas foram retiradas do solo e separadas em
raízes e partes aéreas (caules, folhas e flores). As médias das massas secas
das diferentes partes vegetais estão representadas na Figura 4.16 A e B. O
coeficiente de variação determinado pelo Teste de Tukey (p<0,05) para as
partes aéreas e raízes foi 1,02 e 3,67%, respectivamente.
A
Massa seca das
raízes/indivíduo (g)
3
a
2,5
2
b
1,5
c
1
d
0,5
0
Massa seca das partes
aéreas/indivíduo (g)
B
7
a
6
5
4
b
b
c
3
2
1
0
Ensaio
1 planta - sem fert.
5 plantas - sem fert.
1 planta - com fert.
5 plantas - com fert.
Figura 4.16: Massa seca obtida através da média das raízes (A) e do conjunto
das partes aéreas (B) de cada indivíduo de girassol H3 cultivado por 80 dias
nas quatro condições estudadas. Médias seguidas de letras iguais não diferem
entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
117
Analisando a Figura 4.16, é possível observar que houve crescimento do
vegetal em todas as condições ensaiadas, e que a massa total de cada
indivíduo variou entre 2,92 e 8,18 g, indicando que as variáveis estudadas
influenciaram o desenvolvimento do girassol. Esses dados são corroborados
por outros autores, em condições diferenciadas.
January et al. (2008) observaram uma variação na produção de
biomassa de girassol anão entre 2,0 e 7,4 g em solução hidropônica contendo
Cd, Cr, Ni, As e Fe na presença e na ausência de EDTA, em ensaios com
duração de 17 dias.
Também em condições hidropônicas, Keulen, Wei e Cutright (2008)
evidenciaram que a produção de biomassa seca de dois diferentes cultivares
de girassol, Teddy Bear e Sundance foi de 2,7 e 4,8 g, respectivamente, em
soluções contendo Cd, Cr, Ni e As, em ensaios com duração de 17 dias.
Hassan, Hijri e St-Arnaud (2013) cultivaram girassol, em casa de
vegetação, em solos com diferentes concentrações de cádmio, por 70 dias. A
massa seca das plantas cultivadas sob diferentes condições variou entre 7,9 e
11,3 g. Valores semelhantes foram reportados por Marques et al. (2013) para
plantas de girassol cultivadas em solos contendo zinco e cádmio em escala de
casa de vegetação, por 140 dias.
Tejeda-Agredano et al. (2012) cultivaram girassol, em casa de
vegetação, em solo proveniente de ambiente contaminado com 6 HPAs. Após
90 dias, a massa seca das plantas foi de 6,5 g.
Ainda observando a Figura 4.16, nota-se que a condição que favoreceu
maior desenvolvimento das raízes também resultou no maior desenvolvimento
da parte aérea (1 planta – sem fertilizante) e, igualmente, a condição em que
houve um menor desenvolvimento das raízes também levou a um menor
crescimento da parte aérea (5 plantas – com fertilizante). Pode-se presumir que
nos ensaios em que um maior número de indivíduos concorria entre si, o
crescimento foi prejudicado. O efeito da fertilização também não foi benéfico,
uma vez que nos experimentos sem fertilizante, a produção de biomassa foi
maior, ratificando que a quantidade de macronutrientes no solo estava
adequada ao desenvolvimento do girassol, não havendo necessidade de
correção.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
118
A biomassa vegetal obtida ao final de 80 dias de ensaio, após ser
pesada, foi analisada quanto a sua concentração de metais pesados. As
concentrações de Cu, Zn, Cd, V, Ni, Pb e Cr presentes na biomassa vegetal de
girassol H3 estão apresentadas nas Figuras 4.17 A, B, C, D, E, F e G,
respectivamente. Foi feita uma análise das médias através do teste de Tukey
(p≤0,05). Para cada metal, as colunas marcadas com letras distintas são
estatisticamente diferentes, a um nível de significância de 5%. Os coeficientes
de variação determinados para Cu, Zn, Cd, V, Ni, Pb e Cr foram 1,26; 5,15;
2,26; 1,14; 6,78; 5,82 e 11,82%, respectivamente.
A concentração de cobre nas biomassas variou entre 77 e 175 mg/ kg de
biomassa seca (Figura 4.17 A). Chigbo e Batty (2013) observaram que a
concentração de cobre em Brassica juncea em solo contendo de 50 a 100 mg
de cobre/kg de solo co-contaminado com pireno variou entre 125 e 330 mg/kg
de biomassa seca.
A concentração de Zn variou entre 168 e 618 mg/kg de biomassa seca
(Figura 4.17 B).
A concentração de Cd variou entre 0,05 e 0,6 mg/kg de biomassa seca
(Figura 4.17 C), estando muito abaixo do reportado na literatura (KEULEN;
WEI; CUTRIGHT, 2008; MEIGHAN et al., 2011; GUO; XU; MA, 2012). Isso se
deve a baixa concentração desse elemento no solo ao início do plantio (Tabela
4.2).
A concentração de V variou entre 25 e 60 mg/kg de biomassa seca
(Figura 4.17 D). Makuya et al. (2012) estabeleceram valores de V em Cynodon
dactylon variando entre 40 e 90 mg/kg de biomassa seca.
A concentração de Ni variou de 11 a 40 mg/kg. Entretanto, Turgut et al.
(2004) observaram concentrações de Ni de cerca de 6,5 mg/kg de biomassa,
para dois diferentes cultivares de girassol (girassol anão cultivar 06710K e
Teddy bear 06712A).
Já o conteúdo de Pb variou de 12 a 44 mg/kg de biomassa seca de
girassol (Figura 4.17 F). Ha, Sakakibara e Sano (2011) estudaram o acúmulo
de alguns metais no tecido de Eleocharis acicularisem condições de hidroponia
e o conteúdo de Zn e Pb determinado foi 213 e 1120 mg/kg de biomassa seca,
respectivamente, para soluções contendo variadas concentrações desses
elementos (1, 2 e 4 mg/L).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
119
(A)
(B)
(C)
(D)
(E)
(F)
(G)
Figura 4.17: Concentração de metais (mg/kg) nas biomassas
vegetais produzidas após 80 dias de cultivo de girassol H3
nas quatro diferentes condições estudadas. [(A) Cu, (B) Zn,
(C) Cd, (D) V, (E) Ni, (F) Pb e (G) Cr]. Médias seguidas de
letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey
(p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
120
A concentração de Cr variou entre 12 e 33 mg/kg de biomassa seca
(Figura 4.17 G). Já o conteúdo de Ni variou de 11 a 40 mg/kg de biomassa
seca de girassol (Figura 4.18 E). January et al. (2008) estudaram o acúmulo
alguns metais no tecido de girassol variedade sundance em condições de
hidroponia e o conteúdo de Cr e Ni determinado foi de aproximadamente 6000
e 2500 mg/kg de biomassa seca, respectivamente.
Os resultados apresentados na Figura 4.17 demonstram a ocorrência de
fitoextração dos metais pelo cultivar de girassol utilizado, o que é corroborado
pela literatura científica. Adicionalmente, pode-se observar que a adição de
fertilizante concorreu para os melhores resultados de acúmulo dos metais
analisados nas biomassas. Em geral, os ensaios com 5 indivíduos, com adição
de fertilizante, acumularam as maiores quantidades de todos os metais
pesquisados.
Desse modo, o efeito das duas variáveis estudadas divergiu quando se
comparam os dados referentes ao crescimento (Figura 4.16) e ao acúmulo de
metais nos tecidos vegetais (Figura 4.17), uma vez que os resultados do
crescimento do girassol indicam que os ensaios sem fertilizante e um indivíduo
foi melhor enquanto os resultados do acúmulo de metais indicam que os
ensaios com 5 indivíduos cultivados na presença de fertilizante foram
melhores.
Isso pode ser explicado pelo fato de que a dinâmica dos
macronutrientes no solo é bastante complexa, devido a grande quantidade de
reações químicas e biológicas que influenciam sua disponibilidade para as
plantas (CUNHA, 1985).
Nas Figuras 4.18 a 4.21 estão compilados os dados referentes às
análises químicas e microbiológicas do solo, após 80 dias do biotratamento.
As remoções percentuais dos metais pesados do solo, que foram
calculadas considerando as perdas bióticas e abióticas são apresentadas na
Figura 4.18. Pode-se observar que o girassol foi capaz de remover todos os
elementos químicos estudados, embora o percentual de remoção de cada
metal tenha variado em função das condições de tratamento testadas.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
121
a
b
b
Mercúrio
c
d
c
Cobre
a
b
b
a
Zinco
a
b
a
b
b
b
Cádmio
b
a
Vanádio
b
b
a
b
b
b
Níquel
a
c
Chumbo
a
b
b
a
Cromo
a
a
0
10
20
30
40
50
60
Remoção (%)
5 plantas - com fertlizante
1 planta - com fertilizante
5 plantas - sem fertilizante
1 planta - sem fertilizante
Figura 4.18: Remoção (%) de alguns metais pesados do solo após 80 dias de
crescimento de girassol H3. Médias seguidas de letras iguais não diferem entre
si para o Teste de Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
122
Nos tratamentos com 5 indivíduos, a fertilização favoreceu a remoção de
Hg (48%), Cd (22%) e Ni (9%). Em relação aos elementos Pb e Zn, a análise
estatística indicou não haver diferença no emprego de diferentes tratamentos.
A exceção foi verificada para a remoção de V (15%) que foi melhor na condição
de emprego de 1 indivíduo e suplementação com fertilizante.
Outros trabalhos também demonstraram o potencial fitorremediador de
Helianthus annuus, embora usando solos artificialmente e exclusivamente
contaminados com metais pesados. Usman e Mohamed (2009) obtiveram
remoções de Zn (2 a 4%), Cu (1,6 a 3%), Cd (2,6 a 4%) e Pb (0,4 e 1,3%) após
60 dias de ensaio. Melhores resultados foram obtidos por Chen e Shen (2004)
na remediação de solo com adição de agente tensoativo (EDTA) alcançando,
após 53 dias, percentuais de remoção de 4, 16, 13 e 23%, para Pb, Cu, Zn e
Cd, respectivamente.
A remoção de mercúrio no solo variou entre 11 e 48% (Figura 4.18),
embora este elemento não tenha sido detectado na planta (Figura 4.18). Isto
demonstra a efetiva capacidade do girassol de fitovolatilizar esse elemento. A
capacidade de vegetais fitovolatilizar mercúrio é conhecida (HENRY, 2000).
Nesse tipo de fitorremediação, o mercúrio é absorvido pelas raízes, convertido
em formas não tóxicas e depois liberado na atmosfera (GHOSH; SINGH,
2005). Trabalho publicado por Carrasco-Gil et al. (2012) indica que, em plantas
da espécie Medicago sativa, o conteúdo de mercúrio nos tecidos vegetais
diminuiu de 2,4 para 0,5 mg/ kg em 3 e 7 semanas de ensaio, respectivamente,
ao passo que o conteúdo deste elemento no solo diminuiu de 4,0 para 3,3 mg/
kg de solo no mesmo período, indicando que parte do conteúdo de mercúrio
volatilizou ao longo do tempo. Esse relato ratifica os dados obtidos nesta etapa
experimentou, uma vez que o conteúdo de mercúrio no solo diminuiu até 48% e
sua presença não foi evidenciada nos tecidos vegetais.
Em geral, o emprego de maior número de indivíduos e fertilização
proporcionou maior redução da concentração dos elementos (Hg, Cd, Pb e Ni)
no solo, corroborando a análise do acúmulo de metais nas biomassas (Figura
4.17). Adicionalmente, pode-se inferir que a fitorrmediação com girassol foi
eficiente para remoção simultânea de diferentes metais de solo cocontaminado com hidrocarbonetos recalcitrantes, o que dificultaria ainda mais a
sua descontaminação.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
123
Na Figura 4.19 estão representados os percentuais de redução dos
HTPs conduzidos com girassol H3. Foi feita a análise das médias, calculadas
levando-se em consideração as perdas nos controles, pelo teste de Tukey
Redução de HTP (%)
(p≤0,05), obtendo-se coeficiente de variação de 15,3%.
40
a
30
b
20
bc
10
c
0
1 planta - sem fert.
5 plantas - sem fert.
1 planta - com fert.
5 plantas - com fert.
Figura 4.19: Remoção percentual de HTP’s do solo após 80 dias de
crescimento de girassol H3. Médias seguidas de letras iguais não diferem entre
si para o Teste de Tukey (p<0,05).
Todos os tratamentos testados permitiram a remoção dos HTPs, embora
os percentuais tenham variado de acordo com as condições. Assim como
observado em relação aos metais, os cultivos na presença de fertilizante com 5
indivíduos levaram a uma redução mais eficiente no conteúdo de HTPs do solo,
de 34% (Figura 4.19).
Segundo Hejazi, Husain e Khan (2003), o teor de HTP não pode ser
empregado como resposta para quantificar o risco à saúde humana e ao meio
ambiente, visto que engloba diferentes tipos de hidrocarbonetos em distintas
proporções. No entanto, pode ser empregado como uma ferramenta útil para
identificação do grau de contaminação, assim como avaliar o desempenho de
um processo de remediação.
Resultados similares de remoção de HTP foram descritos por Siciliano e
Germida (1998) para ensaios de fitorremediação utilizando forragens.
Entretanto, foram necessários 20 meses de ensaio para que a remoção de
HTP atingisse 21%. Por outro lado, Moreira et al. (2011) observaram
decréscimo de apenas 3% no conteúdo de HTP em sedimento de manguezal,
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
124
após 90 dias de fitorremediação com Rhizophora mangle L. Porém, nestes dois
casos não havia a contaminação simultânea com metais pesados de elevada
toxicidade. Ademais, a elevada concentração de HTP no solo deste estudo
(Tabela 4.2), dos quais 90% relacionados com a MCNR e 10% por
hidrocarbonetos lineares resolvidos de alta massa molecular indica a existência
efetiva de hidrocarbonetos degradados, associada a óleos intemperizados ou a
possíveis aportes crônicos. A ausência de pristano e de fitano corrobora as
alegações de degradação do óleo, pois os alcanos de cadeias lineares são
mais facilmente biodegradados por microrganismos do que os hidrocarbonetos
ramificados (JUNIOR; GOMES; SORIANO, 2009). O intemperismo é entendido
como o resultado de processos biológicos, químicos e físicos que podem afetar
o tipo de hidrocarbonetos que permanecem no solo (TRINDADE et al., 2005).
Estes processos incrementam a absorção de contaminantes orgânicos
hidrofóbicos na matriz do solo, diminuindo a taxa e a extensão da
biodegradação, pelo acumulo, ao longo do tempo, de substâncias cuja
biodegradação é menos favorecida, justificando a fitorremediação.
A Figura 4.20 representa o percentual de remoção dos 16 HPAs
considerados prioritários pela EPA, após 80 dias de fitorremediação com
girassol, levando-se em consideração as perdas nos reatores controle. Os
HPAs são conhecidos por possuírem grande resistência à degradação e
dependendo do composto, a meia-vida pode variar de meses a até vários anos
(TRAPIDO, 1999).
Note-se que houve remoção de todos os HPAs analisados, em pelo
menos uma das condições testadas. Em geral, as remoções máximas de HPAs
foram alcançadas no tratamento com maior densidade de vegetal e com adição
de fertilizante (Figura 4.20), conforme observado para os HTPs (Figura 4.19).
Nesta condição (5 indivíduos com fertilizante), a fitorremediação do solo
multicontaminado por girassol foi responsável por remoções de HPAs
superiores a 50%, sendo: criseno> benzo(a)antraceno> benzo (a)pireno >
benzo(g,h,i)perileno> pireno. Provavelmente, o aporte de nutrientes inorgânicos
pela adição do fertilizante estimulou o crescimento do vegetal e a atividade
microbiana no solo, estimulando a atividade fitorremediadora na rizosfera
(OLSON et al., 2008).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
100
125
a
90
Remoção (%)
80
a
a
70
b
60
a
a
50
a
c
d
a
40
a
30
bb
b
c
20
10
a
a
aab
c
aab
c
a
b c
d
aab
c
bbb
b
c
d
c
aa
bb
bbb
b
cc
aab
c
bbb
bbb
d
bbb
0
1 planta - sem fertilizante
5 plantas - sem fertilizante
1 planta - com fertilizante
5 plantas - com fertilizante
Figura 4.20: Percentuais de remoção dos 16 HPAs prioritários do solo determinados nos experimentos conduzidos com girassol H3
após 80 dias. Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
126
Liste e Alexander (2008) determinaram, em 56 dias de fitorremediação
com os cereais Avena sativa e Brassica napus var. radicola, reduções no
conteúdo de pireno de 55,4 e 73,5%, respectivamente, dos quais 18% foram
decorrentes apenas da atividade microbiana e perdas abióticas (ensaios
controles). Entretanto, estes autores desenvolveram os ensaios em solo
artificialmente e exclusivamente contaminado por pireno.
Tejeda-Agredano et al. (2012) utilizaram girassol (H. annuus L. cv. PR
63A90) para fitorremediar uma mistura de solos contendo 6 HPAs, ao longo de
90 dias. Descontando-se as perdas nos ensaios controle (solo não plantado),
as remoções de fluoreno, fenantreno, antraceno, fluoranteno, pireno e criseno
foram de 0, 11, 16, 22, 10 e 41%, respectivamente.
Na Figura 4.21 A, B e C estão representadas, respectivamente, as
populações de bactérias heterotróficas totais, bactérias degradadoras de
hidrocarbonetos e fungos totais, no início e após 80 dias, nas diferentes
condições de tratamento testadas. Analisando a Figura 4.21 A, pode-se
observar que os números de indivíduos testados não promoveu influência na
concentração de bactérias heterotróficas totais ao final de 80 dias de cultivo.
Entretanto, a suplementação com fertilizante exerceu efeito negativo sobre a
concentração desse grupo microbiano, sobretudo nos testes conduzidos com
uma planta. Analisando a Figura 4.21 B, pode-se observar que os números de
indivíduos testados também não promoveu influência na concentração de
microrganismos degradadores de hidrocarbonetos ao final de 80 dias de
cultivo. No entanto, a concentração desses microrganismos aumentou com a
suplementação com fertilizante e uma planta. Nos testes conduzidos com cinco
plantas e suplementação com fertilizante, foram observados os menores
resultados de concentração de degradadores de hidrocarbonetos, em 80 dias
de processo. Para o caso dos fungos (Figura 4.21 C), não foi verificada
influência
da
suplementação
com
fertilizante
e
maiores
valores
de
concentração celular foram observados nos ensaios realizados com um
indivíduo na ausência do fertilizante. Esse conjunto de resultados permite
verificar que nas condições estudadas, as concentrações dos grupos
microbianos pesquisados permaneceram elevadas, indicando um ambiente não
inibitório ao desenvolvimento celular, e provavelmente à degradação dos
compostos orgânicos. Estudos adicionais são necessários para elucidar o
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
127
papel da densidade populacional do vegetal e da suplementação com
fertilizante sobre a dinâmica microbiana na fitorremediação.
(A)
a
a
b
Bactérias
Heterotróficas
Totais (UFC/g)
1,00E+08
c
1,00E+06
1,00E+04
1,00E+02
1,00E+00
(B)
Bactérias
Degradadoras de
Hidrocarbonetos
(NMP/g)
1,00E+08
1,00E+06
a
b
b
c
1,00E+04
1,00E+02
1,00E+00
Fungos Totais (UFC/g)
(C)
1,00E+07
a
1,00E+06
b
b
b
1,00E+05
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
Inicial
5 plantas - sem fert.
5 plantas - com fert.
1 planta - sem fert.
1 planta - com fert.
Figura 4.21: (A) Bactérias heterotróficas totais, (B) bactérias degradadoras de
hidrocarbonetos e (C) fungos totais, presentes nas amostras de solo antes e ao
final de 80 dias do cultivo de girassol H3. Médias seguidas de letras iguais não
diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05). UFC – unidades formadoras
de colônias; NMP – número mais provável.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
128
Muitos autores têm estudado o papel das bactérias na fitorremediação,
demonstrando que a interação planta-bactéria pode aumentar a degradação de
poluentes (SICILIANO; GERMIDA, 1998). Marques et al. (2013) demonstraram
que o acúmulo de Zn e Cd em tecidos de girassol aumentaram em 67 e 64%,
respectivamente, quando o solo foi inoculado com culturas bacterianas,
indicando a importância da comunidade rizosférica na fitorremediaçãode solo
contaminado com estes metais. Esse incremento na biodegradação se deve a
diferentes mecanismos que as bactérias podem desenvolver, como: fixar
nitrogênio atmosférico, sintetizar sideróforos capazes de solubilizar e
seqüestrar ferro do solo, sintetizar diferentes fitohormônios, incluindo auxinas e
citoquininas, solubilizar minerais como fósforo e disponibilizá-los para as
plantas, e produzir enzimas que modulam o desenvolvimento do vegetal
(LAMBERT; JOOS, 1989).
A
avaliação do comportamento da
comunidade microbiana
no
tratamento de sedimento de manguezal contaminado por hidrocarbonetos de
petróleo, realizada por Ramsay et al. (2000), mostrou que a concentração
inicial de bactérias heterotróficas, da ordem de 106 células/g, se manteve
inalterada durante um período de 270 dias. Tam e Wong (2008) também não
observaram aumento da população de bactérias heterotróficas totais durante a
fitorremediação
de
sedimento
de
manguezal
pelo
vegetal
Aegiceras
corniculatum. Entretanto, Österreicher-Cunha et al. (2004) constataram declínio
da população bacteriana total, em solo contaminado por gasolina, durante
tratamento por ventilação (Bioventing).
4.4 Testes de fitorremediação em escala de campo
Os ensaios em campo foram realizados com vistas à validação da
alternativa biotecnológica de emprego do cultivar de girassol H3 como agente
fitorremediador, considerando os resultados promissores obtidos em casa de
vegetação.
A literatura reporta que vários fatores, em especial, a densidade, época
de semeadura, e adubação contribuem para o sucesso do desenvolvimento do
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
129
vegetal (UNGARO et al., 2000; BRAZ et al., 2008; THOMAZINI; MARTINS,
2011). Por conta disso, e dado os resultados obtidos em casa de vegetação e
da caracterização do solo amostrado em 2011 (relação C:N:P de 120:18:1),
nos ensaios em campo foram, novamente, avaliados os efeitos da densidade
do vegetal e da fertilização do solo. Deste modo, foi testada a adição de
fertilizante N:P:K (10:10:10) ao solo, apesar do seu alto teor de nitrogênio e
fósforo, em relação à maioria dos solos, devido a presença de biomassa
proveniente da ETE.
No Landfarming, foram realizados três plantios, com duração cada de 90
dias. Independentemente de o período ter sido mais ensolarado ou mais
chuvoso, o tempo de inflorescência foi semelhante. Ressalta-se que o ciclo do
girassol varia, em média, entre 100 e 110 dias para a produção de grãos (LIRA
et al., 2009).
A Figura 4.22 (A-J) mostra diferentes períodos do plantio, incluindo o
brotamento das sementes, o desenvolvimento das plantas em vários estágios
até a inflorescência atingida com 90 dias (Figura 4.22 I e J). No 14º dia já era
possível visualizar as mudas (Figura 4.22 B). Neste ponto, foi feito o desbaste
deixando apenas a muda mais robusta, por cova. Pode-se observar o intenso
desenvolvimento da vegetação nativa desde os estágios iniciais do crescimento
do girassol (Figura 4.22, C-D). Contudo, no entorno da planta verificava-se um
crescimento muito reduzido em um raio de até aproximadamente 15 cm. Esta
observação confirma dados da Literatura que apontam o girassol como
produtor de substâncias inibitórias a alguns vegetais (SILVA, 2009;
ALSAADAWI; SARBOUT; AL-SHAMA, 2011; NIKNESHAN et al., 2011).
Algumas plantas são capazes de produzir substâncias químicas com
propriedades que afetam benéfica ou maleficamente outras espécies de
plantas, fenômeno denominado alelopatia (MOLISCH, 1937). Assim, a
alelopatia envolve interações planta-planta, planta-microrganismos, e plantasolo-planta (GNIAZDOWSKA; BOGATEK, 2005).
Estas substâncias, denominadas aleloquímicos, são encontradas em
diferentes partes da planta e distribuídas em concentrações variadas durante o
seu ciclo de vida (ALMEIDA et al., 2008). Os aleloquímicos quando liberados
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
130
em quantidades suficientes causam efeitos na germinação, no crescimento
e/ou no desenvolvimento de plantas já
estabelecidas e, ainda, no
desenvolvimento de micro-organismos (CARVALHO, 1993). Mas, em geral,
esses compostos apresentam baixa toxicidade aos organismos não alvo
(MORALES et al., 2007).
Vários vegetais são capazes de produzir aleloquímicos, tendo sido já
identificados: ácidos graxos de cadeia longa, terpenóides e esteróides, fenóis,
ácido benzoico, ácidos orgânicos, aldeídos, acetonas, ácidos orgânicos (cítrico,
málico acético e butírico), naftoquinonas, antraquinonas, quinonas, flavonóides,
lactonas, cumarina, entre outras (REZENDE, 2003). Os aleloquímicos são
encontrados em todas as partes da planta, mas, normalmente, as maiores
concentrações estão nas folhas (ALMEIDA et al., 2008).
Particularmente, o girassol é uma espécie conhecida pela elevada
capacidade de produzir alelo químicos como, por exemplo, sequisterpenóides
(MACÍAS et al., 2003).Uma planta normal apresenta um potencial de 40% de
inibição do crescimento de outras plantas, embora essa inibição possa ser
aumentada para 50% a 70%, em função de alterações nas condições de
cultivo.
Interessante ressaltar, não ter havido a necessidade da prática de regas
durante os três plantios realizados. Isto concorre para a implantação da
fitorremediação como forma de tratamento, não só por evitar problemas de
ordem operacional, mas, principalmente, por ser o consumo de água uma
preocupação mundial.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
A
131
B
C
D
E
F
G
H
I
J
Figura 4.22 A-J: Diferentes
estágios de desenvolvimento
do girassol nos testes em
campo.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
132
Ao final dos ensaios, amostragens de solo e do vegetal foram realizadas
para procedimentos analíticos. Os resultados que a seguir serão apresentados
correspondem aos valores médios dos resultados obtidos.
Na Figura 4.23 (A e B) são apresentadas as massas produzidas do
vegetal para cada tratamento, contemplando as massas de raízes e partes
aéreas.
Massa das raízes/indivíduo (g)
(A)
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
a
a
sem fertilizante
Massa das partes aéreas/indivíduo
(g)
(B)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
b
b
com fertilizante
a
b
c
sem fertilizante
5 indivíduos
c
com fertilizante
9 indivíduos
Figura 4.23: Massa seca obtida através da média das raízes (A) e do conjunto
das partes aéreas (B) de cada indivíduo de girassol H3 cultivado por 90 dias
nas quatro condições estudadas. Médias seguidas de letras iguais não diferem
entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
133
Os cultivos sem fertilizante induziram a um maior crescimento tanto das
raízes (Figura 4.23 A) quanto das partes aéreas (Figura 4.23 B), ratificando os
resultados observados em casa de vegetação (Figura 4.16). Logo, pode-se
deduzir que a suplementação com fertilizante pode ter sido executada em
excesso, corroborando as alegações de Biscaro et al. (2008) sobre efeitos
tóxicos do uso excessivo de nitrogênio em cultivos de girassol.
As partes aéreas dos cultivos sem fertilizante foram mais abundantes
nos cultivos com 5 indivíduos em comparação àqueles com 9 indivíduos
(Figura 4.23 B). Para os cultivos com fertilizante, não houve diferença
estatística entre os cultivos com 5 ou 9 indivíduos, sendo o mesmo observado
para a quantidade de biomassa radicular dos cultivos sem fertilizante (Figura
4.23 A).
Dentre as inúmeras publicações consultadas, nenhuma apresenta dados
para fitorremediação com girassol em campo. Também não é possível qualquer
comparação com os ensaios em laboratório, devido ao crescimento
exacerbado do vegetal ocorrido em campo. Para fins ilustrativos, o girassol, em
campo, alcançou alturas superiores a 150 cm, flores com até 24 cm de
diâmetro. Comparativamente, o valor máximo de massa seca do vegetal
determinado em campo (96 g/ indivíduo) foi aproximadamente 10 vezes maior
daquele obtido nos testes em laboratório (8,5 g/ indivíduo). A Figura 4.24 ilustra
a notável diferença entre as florações produzidas em casa de vegetação e em
campo.
Figura 4.24: Comparação entre o desenvolvimento das flores de girassol ao
final dos ensaios em campo (A) e no 70º dia em casa de vegetação (B).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
134
Na Figura 4.25 (A a C) estão representados os conteúdos de Zn, Cu e
Cr determinados nas diferentes partes vegetais (caules, flores, folhas e raízes)
obtidas nos ensaios em campo. De um modo geral, para cobre e cromo, o
acúmulo ocorreu prioritariamente nas raízes dos girassóis. Entretanto, o zinco,
encontrado em maior concentração nos tecidos analisados, foi acumulado de
modo similar nos caules, folhas e raízes. Note-se que o perfil de acúmulo dos
diferentes metais variou em função do tratamento empregado, não sendo
possível estabelecer qual a condição que levou ao maior acúmulo,
genericamente.
Os valores dos metais V, Pb, Ni e Cd nos tecidos vegetais não foram
apresentados por estarem abaixo do limite de detecção do método, embora
tenham sido verificadas as suas remoções do solo.
Marques et al. (2013) verificaram o acúmulo de zinco nas folhas e raízes
de girassol cultivado em solos contendo diferentes concentrações do metal (0,
100 e 500 mg/kg) e inoculados com duas bactérias conhecidas como PGPR
(plant growth-promoting rhizobacteria). A menor concentração de zinco
detectada nas raízes, de 51±22 mg/kg, foi referente ao experimento conduzido
em solo não acrescido do metal e inoculado com a bactéria Chryseobacterium
humi; enquanto o valor máximo, de 443±80 g/kg, correspondeu ao ensaio
realizado no solo acrescido da maior quantidade do metal sem inóculo
bacteriano. No que concerne ao conteúdo de zinco nas folhas, os autores
determinaram valores variando de 45±37 mg/kg (solo não acrescido do metal e
inoculado com C. humi) a 374±31 mg/kg(solo acrescido da maior quantidade
do metal inoculado com C. humi).
Ainda analisando a figura, tem-se que o acúmulo de cobre se deu
principalmente nas raízes do girassol (Figura 4.25 B), alcançando o valor
máximo de cerca de 100 mg/kg. Kötschau et al. (2014) também avaliaram o
acúmulo de cobre em tecidos de girassol cultivado em solo co-contaminado por
diferentes metais, com concentração inicial de cobre de 51,2 mg/kg. Após 170
dias de cultivo, os autores determinaram uma concentração de cobre nas
raízes de 26,4 mg/kg, ou seja de cerca de 50%.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
135
(A)
Zinco (mg/Kg)
1000
d b c
100
a
d
c b
a b c
a
d
a
b c
d
10
1
FLOR
CAULE
FOLHA
RAÍZ
Cobre (mg/Kg)
(B)1000
10
a a b
a
100
b b
a
c
b c b
b b
a
c
c
1
FLOR
Cromo (mg/Kg)
(C)
CAULE
FOLHA
RAÍZ
100
a
a
10
b
b b b
a
b b
a
b b
c c
c
CAULE
FOLHA
c
1
FLOR
RAÍZ
5 plantas - sem fert.
9 plantas - sem fert.
5 plantas - com fert.
9 plantas - com fert.
Figura 4.25: Conteúdos de: A) zinco B) cobre e C) cromo detectados nas
diferentes partes dos vegetais cultivados nas condições testadas. Médias
seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
136
Já o acúmulo de cromo nas diferentes partes da planta foi o menor
dentre os metais analisados (Figura 4.25C). Em geral, a maior quantidade de
cromo foi determinada nas raízes. Em relação às outras partes vegetais, os
valores máximos de acúmulo foram obtidos nas biomassas oriundas do
tratamento com 9 indivíduos e presença de fertilizante.
Sung et al. (2011) estudaram o acúmulo de cobre, níquel e cromo em
diversas plantas, incluindo girassol, em ensaios de fitorremediação com rejeito
da siderurgia. Os autores encontraram concentrações de Cu, Ni e Cr nos
tecidos vegetais variando entre 25-50, 25-80 e 50-80 mg/kg, respectivamente.
Algumas plantas podem concentrar metais essenciais ou não nas suas
raízes e partes aéreas em níveis muito superiores aos presentes no solo
(RASKIN et al., 1994). Entretanto, estes mecanismos de acúmulo de metais,
que compreendem a quelação extracelular e intracelular, precipitação,
compartimentalização e translocação no sistema vascular, são ainda pouco
compreendidos.
O conteúdo dos 16 HPAs prioritários, segundo a USEPA, presente nas
folhas, caules, flores e raízes também foi determinado. Entretanto, os valores
apresentaram variação nas concentrações dos elementos, o que pode estar
relacionado com a heterogeneidade das amostras, de modo que o tratamento
estatístico dos dados foi impossibilitado. Portanto, para estabelecer o perfil de
distribuição dos HPAs nos tecidos vegetais foi concebida a Tabela 4.6.
Foram detectados 10 HPAs nas amostras de tecidos vegetais. Não foi
detectado nenhum HPA nas amostras de caules de nenhum dos 4 tratamentos.
Apenas o ensaio com 9 plantas sem fertilizante apresentou conteúdo
quantificável de HPAs nas flores. Além disso, os tecidos vegetais referentes
aos ensaios com 5 plantas com fertilizante não continham nenhum HPA.
Note-se que fenantreno, antraceno e pireno apareceram, mais
frequentemente, nas amostras de tecido vegetal. Adicionalmente, pode-se
concluir, observando a Tabela 4.6, que eles se concentraram principalmente
nas raízes produzidas nos ensaios sem fertilizante.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
137
Tabela 4.6: Distribuição dos HPAs presentes nas amostras de tecidos vegetais
obtidas a partir dos cultivos de girassol em campo nas diferentes condições de
ensaio
5 plantas
9 plantas
Nº de Sem
Com
Sem
Com
anéis fertilizante
fertilizante
fertilizante
fertilizante
HPA
Naftaleno
2
Acenafteno
3
Fluoreno
3
Fenantreno
3
X
X
Antraceno
3
X
X
X
Fluoranteno
4
X
X
Pireno
4
X
X
Benzo[a]antraceno
4
Benzo[b]fluoranteno
5
X
Benzo[a]pireno
5
X
Nota:
- folhas e
- raízes;
X
X
X
X
X
X
X
X
- flores.
As concentrações de fenantreno encontradas nas raízes dos girassóis
cultivados na ausência de fertilizante foram de 125 e 735 µg/kg para os cultivos
com 5 e 9 plantas, respectivamente. Já as concentrações de antraceno
encontradas nas raízes dos girassóis cultivados na ausência de fertilizante
foram de 161 e 517 µg/kg para os cultivos com 5 e 9 plantas, respectivamente.
Em relação ao pireno, as concentrações do mesmo encontradas nas
raízes dos girassóis cultivados na ausência de fertilizante foram de 565 e 1129
µg/kg para os cultivos com 5 e 9 plantas, respectivamente. Esses números
revelam que a maior densidade de indivíduos favoreceu o acúmulo desses três
HPAs nas raízes, sempre, sem adição de fertilizante.
Não foram encontrados relatos na literatura consultada sobre acúmulo
de HPAs em tecidos de girassol, o que impede a análise criteriosa dos
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
138
resultados obtidos. Para fins comparativos, a seguir são apresentados
resultados de acúmulo de HPAs com emprego de outros vegetais.
Zhu e Zhang (2008) observaram o acúmulo de fenantreno e pireno na
biomassa de Lolium multiflorum obtida após um ensaio de 288 dias de
fitorremediação. As concentrações de fenantreno e pireno encontradas nas
raízes da gramínea foram de 1630 e 31400 µg/kg de tecido, respectivamente.
Sun et al. (2011) também determinaram o acúmulo de B(a)P em tecidos
vegetais de plantas cultivadas em solo co-contaminado com metais (Cd, Cu e
Pb). Os autores realizaram experimentos com a planta da espécie Tagetes
patula em solos contendo diferentes concentrações iniciais dos contaminantes,
em diferentes combinações entre elas. Após 92 dias de ensaio, foi determinada
a concentração de B(a)P nos diferentes tecidos. Os autores observaram que a
concentração de B(a)P nas raízes foi de 1,8 mg/kg, na menor concentração
deste HPA no solo (2 mg/kg de solo), aumentando até o valor de 22,6 mg/kg,
na maior concentração (50 mg/kg de solo). Os autores observaram também
que a concentração dos contaminantes nos tecidos das raízes foi superior à
determinada nas partes aéreas da planta.
Paralelamente,
foram
realizadas
quantificações
químicas
e
microbiológicas no solo coletado ao final do ensaio. A Figura 4.26 apresenta a
remoção de metais pesados do solo após tratamentos por fitorremediação. Os
resultados são expressos em percentual de remoção levando-se em
consideração as perdas nos ensaios controle. Verifica-se que a presença do
girassol promoveu aumento da remoção dos metais analisados. E assim como
observado anteriormente, a remoção de cada metal variou em função da
condição de ensaio aplicada. De um modo geral, a condição que permitiu a
remoção máxima da maioria dos metais foi com 5 indivíduos na ausência de
fertilizante, com exceção do mercúrio que foi removido com maior eficácia no
cultivo com 5 indivíduos com adição de fertilizante.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
139
ab
mercúrio
b
c
c
b
chumbo
d
níquel
b
d
c
b
a
c
b
b
a
a
c
b
zinco
0
a
c
cromo
cobre
a
a
10
ab
20
30
Remoção (%)
a
40
9 plantas - com fert.
5 plantas - com fert.
9 plantas - sem fert.
5 plantas - sem fert.
50
Figura 4.26: Remoção (%) de metais do solo após fitorremediação com girassol
nos ensaios em campo para as diferentes condições estudadas. Médias
seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de Tukey (p<0,05).
A remoção de mercúrio variou entre 26 e 44%, nos diferentes ensaios
realizados (Figura 4.26), sendo máxima nos experimentos com 5 indivíduos na
presença de fertilizante, embora nessacondição, não tenha sido detectada a
presença desse elemento na biomassacoletada. De acordo com Ali, Khan e
Sajad (2013) o mercúrio pode ser absorvido do solo pelo vegetal, convertido
em formas voláteis e fitovolatilizado para a atmosfera. Por isso, esse uso da
fitorremediação é muito limitado e controverso, uma vez que este elemento é
transferido do solo para a atmosfera e retorna ao solo através da precipitação
(HENRY, 2000).
As remoções de chumbo, níquel, cromo, cobre e zinco variaram entre 12
e 35%;0 e 8%; 7 e 32%; 0 e 11% e; 6 e 35%, respectivamente, com seus
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
140
valores máximos sendo alcançados no ensaio sem fertilizante com 5 indivíduos
(Figura 4.26).
Tariq e Ashraf (2013) utilizaram girassol na fitorremediação de solo
proveniente de um campo de tiros das forças armadas do Paquistão
contaminado por metais, em casa de vegetação. Os autores observaram que
após o ensaio, houve remoção de cobre (27%), chumbo (49%) e níquel
(26,5%).
Segundo Coutinho e Barbosa (2007), o cromo é um metal bastante
utilizado em curtumes, contaminando a água utilizada e que nem sempre é
reciclada. Preocupados com o destino dessa água, têm sido testadas
alternativas para tratamento e recuperação dos efluentes residuais do
processo. Estudos realizados por Alvarez et al. (2004) indicam que as plantas
aquáticas possuem tolerância a metais, como foi demonstrado pelo lírio
aquático, que apresentou uma elevada taxa de crescimento e importante
capacidade de absorver metais pesados pelo seu sistema radicular. Os autores
testaram 4 efluentes de curtumes que utilizam o cromo e mostraram que essa
planta possui uma eficiência de cerca de 75% na descontaminação dos
mesmos.
Bharti e Banerjee (2012) obtiveram remoções de cobre pelas macrófitas
Azolla pinnata e Lemma minor, em sistema hidropônico, de 93 e 98,8%,
respectivamente.
Babu, Kim e Oh (2013) observaram uma remoção de 64% do conteúdo
de zinco após cultivo de Alnus firma inoculada com a bactéria endofítica
Bacillus thuringiensis GDB-1.
Os teores de HTP nos solos amostrados no 90º dia de biotratamento
para cada condição experimental ensaiada são mostrados na Figura 4.27. Os
valores não variaram em função das condições empregadas, sendo os
percentuais de remoção de HTPs semelhantes, em torno de 80%. Os
percentuais de remoção foram calculados considerando os dados referentes
aos respectivos ensaios nas subcélulas controle, logo, indicam o efeito apenas
do vegetal na remoção de hidrocarbonetos. Valores semelhantes foram
observados por Moreira et al. (2012), que cultivaram Avicennia schaueriana por
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
141
90 dias para fitorremediar sedimento de manguezal contaminado com HTPs,
em casa de vegetação. Considerando os resultados obtidos (Figura 4.27),
pode-se concluir que a presença do girassol favorece a remoção de HTP,
corroborando as informações levantadas nos experimentos realizados em casa
de vegetação.
controle
9 plantas - com fertlizante
a
5 plantas - com fertilizante
a
9 plantas - sem fertilizante
a
5 plantas - sem fertilizante
a
1,60E+07
1,40E+07
1,20E+07
1,00E+07
8,00E+06
6,00E+06
4,00E+06
2,00E+06
0,00E+00
HTP (µg/kg)
valor de alerta (T)
limite de intervenção (I)
Figura 4.27: Concentração de HTP residual nos solos submetidos aos
diferentes ensaios de fitorremediação realizados na área do Landfarming com
girassol. Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si para o Teste de
Tukey (p<0,05).
É possível observar ainda, na Figura 4.27, uma linha referente aos
valores de intervenção (I) e de alerta (T) segundo a legislação holandesa. O
valor de intervenção (I) indica um nível de qualidade do solo acima do qual
existem riscos para a saúde humana e para o ambiente. A ultrapassagem
desse valor indica a necessidade de implementação, na área avaliada, de
ações voltadas para a sua remediação. Já o valor de alerta (T) é um valor
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
142
médio entre o valor de intervenção e o valor de referência (valor que indica um
nível de qualidade do solo que permite considerá-lo “limpo”, considerando-se a
sua utilização para qualquer finalidade) ideal para os dois primeiros S e I. Ele
indica que já ocorreu uma certa alteração que diminuiu, ainda que pouco, as
propriedades funcionais do solo, sendo necessária uma investigação detalhada
na área para quantificação dessa alteração. Como o valor de referência é muito
baixo, não foi representado na Figura 4.27. Entretanto, observando a Figura
4.27 é possível concluir que a presença do girassol foi determinante para que a
concentração de HTPs fosse reduzida para valores muito abaixo do limite de
intervenção e próximos (pouco acima) do limite de alerta.
Nos testes em campo, as concentrações de HPAs nas amostras de solo
coletadas das sub-células teste e controle, ficaram abaixo do limite de
quantificação (em média 5 µg/kg), por isso os dados não foram compilados em
figura. Estes resultados são muito menores do que aqueles encontrados para o
solo antes do tratamento, visto que, inicialmente, a concentração de HPAs era
de 6,8 mg/kg. (Tabela 4.2).
Por outro lado, trabalho publicado por Tejeda-Agredano et al. (2012)
indicou que o cultivo de girassol em solo contaminado com 6 HPAs (fluoreno,
fenantreno,
antraceno,
fluoranteno,
pireno
e
criseno)
incrementou
a
descontaminação em relação aos ensaios sem a planta. Os autores
determinaram que, após 90 dias de cultivo, a concentração Σ6HPAs reduziu de
21,7 para 1,5 mg/kg, enquanto a concentração final nos ensaios sem vegetal
foi de 5,0 mg/kg. Isso significa que nos ensaios na presença de girassol a
remoção da Σ6HPAs foi de 93%, dos quais 77% são referentes à atividade
microbiana. Os 16% restantes foram atribuídos à presença do girassol, que
pode ter atuado favorecendo a atividade microbiana ou absorvendo os HPAs
presentes no solo. Entretanto, é importante salientar que os autores não
evidenciaram a presença desses HPAs nos tecidos vegetais.
Liu et al. (2014) também observaram remoção de praticamente 100% de
8 HPAs (fluoranteno, pireno, benzo(a)antraceno, criseno, benzo(b)fluoranteno,
benzo(k)fluoranteno, benzo(a)pireno e dibenzo(a,h)antraceno) pesquisados em
amostras de solo fitorremediado com a planta “Fire Phoenix”, por 150 dias.
Wang et al. (2014) conseguiram resultados similares através do uso de três
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
143
plantas de manguezais em ensaios realizados com sedimento contaminado
com
diferentes
fluorenofenantreno,
concentrações
de
antraceno,
pireno,
8
HPAs
criseno,
distintos
(fluoranteno,
benzo(k)fluoranteno
e
benzo(a)pireno).
Outra hipótese para a ausência dos HPAs nas amostras coletadas ao
final do ensaio é que o meio físico local é bastante heterogêneo e que as
determinações ficaram estatisticamente comprometidas, o que poderia ser
verificado com a execução de um maior número maior de amostragens ou
testes. Isso não foi possível considerando as limitações de tempo e financeiras.
A distribuição das populações de bactérias heterotróficas totais,
bactérias degradadoras de hidrocarbonetos e fungos totais nas amostras de
solo coletadas nas sub-células teste e controle, após 90 dias de
fitorremediação, são mostradas na Figura 4.28 A a C.
O número de bactérias heterotróficas totais permaneceu em torno de 108
UFC/g de solo em todos os ensaios (Figura 4.28 A). De acordo com o Teste de
Tukey, não houve diferença estatística entre os valores obtidos nas diferentes
condições ensaiadas, diferentemente do que aconteceu na etapa de laboratório
em que os valores variaram em até duas ordens de grandeza (Figura 4.21A).
Já a população de bactérias que metabolizam os hidrocarbonetos
permaneceu em torno de 104 NMP/g de solo, entretanto, os ensaios na
presença de girassol apresentaram aumento no número desse tipo de
microrganismo de uma ordem de grandeza (Figura 4.28 B). Nesse caso, é
possível observar que os resultados do ensaio em campo divergiram daqueles
verificados em casa de vegetação (Figura 4.22B), em que a presença do
girassol aumentou em até três ordens de grandeza o número dessas bactérias.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
144
(A)
a
Bactérias Heterotróficas
Totais (UFC/g) de solo
1,00E+08
a
a
a
1,00E+06
1,00E+04
1,00E+02
1,00E+00
Inicial
5 plantas - 9 plantas - 5 plantas - 9 plantas sem
sem
com
com
fertilizante fertilizante fertilizante fertilizante
Bactérias Degradadoras de
Hidrocarbonetos (NMP/g de
solo)
(B)
Fungos Totais (UFC/g de
solo)
(C)
a
1,00E+05
a
a
a
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
Inicial
1,00E+06
1,00E+05
1,00E+04
1,00E+03
1,00E+02
1,00E+01
1,00E+00
5 plantas - 9 plantas - 5 plantas - 9 plantas sem
sem
com
com
fertilizante fertilizante fertilizante fertilizante
a
b
Inicial
b
ab
5 plantas - 9 plantas - 5 plantas - 9 plantas sem
sem
com
com
fertilizante fertilizante fertilizante fertilizante
Figura 4.28: Variação das populações de bactérias heterotróficas totais (A),
bactérias degradadoras de hidrocarbonetos (B) e fungos totais (C) no solo para
tratamentos por fitorremediação com girassol realizados na área do
Landfarming. Médias seguidas de letras iguais não diferem entre si para o
Teste de Tukey (p<0,05). UFC – unidades formadoras de colônias; NMP –
número mais provável.
MARTINS, C.D.C.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
145
De acordo com análise estatística, os fungos foram os microrganismos
que mais variaram, no solo, em função do tratamento empregado, sendo seu
maior número alcançado nos ensaios com 9 plantas, sem fertilizante (9,5 x 10 4
UFC/g de solo). Vários autores relataram o papel relevante dos fungos na
fitorremediação (CITTERIO et al., 2005; LI et al. 2009; SHEN; CHRITIE; LI,
2006). Hassan, Hijri e St-Arnaud (2013) avaliaram o papel dos fungos
micorrízicos Rhizophagus irregulares e Funneliformes mosseae na absorção de
cádmio, zinco e cobre emcultivo de girassol por 70 dias. Os autores
observaram que as plantas de girassol inoculadas com R. irregulares
acumularam mais 62 mg de cádmio do que aquelas sem o fungo. Já os cultivos
de girassol inoculados com F. mosseae acumularam 350 e 700 mg a mais de
zinco e cobre, respectivamente, do que aqueles sem o fungo.
MARTINS, C.D.C.
CONCLUSÕES
147
CAPÍTULO 5
CONCLUSÕES
Os resultados obtidos permitem concluir:
Ensaios em casa de vegetação
 Os cultivares de girassol (Helianthus annuus L.) - M, P, H2 e H3 foram
capazes de germinar e se desenvolver em solo multicontaminado por metais
e hidrocarbonetos, sendo a taxa germinação superior a 85% e o tempo
médio de germinação de 5 dias.
 A maior produção de biomassa vegetal foi obtida com o cultivar P, embora o
emprego do cultivar H3 tenha proporcionado o maior acúmulo de vanádio,
níquel, chumbo e cobre. Já para o acúmulo de cádmio, o Teste de Tukey
não apontou diferenças significativas entre os cultivares testados;
 A remoção de metais do solo variou em função do cultivar de girassol
empregado, com exceção do cádmio que foi totalmente removido por todos
os cultivares testados, provavelmente, devido a seu baixo teor inicial no solo;
MARTINS, C.D.C.
CONCLUSÕES
148
 A remoção máxima de vanádio do solo foi cerca de 40% (cultivares H3 e P).
O cultivar H3 removeu a maior quantidade de níquel (48,5%) e chumbo
(60,5%). E a remoção máxima de cobre, de 73,5%, foi alcançada pelo
cultivar H2;

A remoção de HTP do solo foi de aproximadamente 10% nos ensaios de
fitorremediação com cultivares M, P e H2, e de 15% pelo emprego do cultivar
H3;

A
remoção
máxima
do
hidrocarboneto
poliaromático
(HPA)
benzo(a)pireno (B(a)P), de 52%, foi alcançada no solo com o cultivar H3;

Em comparação aos ensaios controle, as populações de BHT, BDH e
fungos apresentaram aumentos na presença do girassol de uma a duas ordens
de grandeza, particularmente, nos ensaios realizados com o cultivar H2;

Dentre os cultivares testados, H3 exibiu maior robustez e melhor
eficiência de descontaminação;
 Em experimentos de 80 dias, a produção de biomassa vegetal foi máxima
nos cultivos realizados com um indivíduo sem adição de fertilizante,
enquanto o acúmulo dos contaminantes na biomassa obtida variou de
acordo com a substância avaliada;
 Entretanto, a presença de fertilizante incrementou a capacidade de acumular
e remover os contaminantes do solo;
 Genericamente, os valores máximos de metais e hidrocarbonetos no tecido
vegetal foram determinados na biomassa referente ao tratamento com cinco
indivíduos na presença de fertilizante: HTP (34%), criseno (93%),
benzo(a)antraceno (75%), B(a)P (67%) e Hg (48%);
 Para o biotratamento com cinco indivíduos e fertilização, foram detectados
acúmulos na biomassa vegetal de: cobre (175 mg/kg), zinco (18 mg/kg),
cádmio (0,6 mg/kg), vanádio (60 mg/kg), níquel (40 mg/kg), chumbo (44
mg/kg) e cromo (33 mg/kg).
MARTINS, C.D.C.
CONCLUSÕES
149
Ensaios em campo
 A produção de biomassa vegetal foi máxima nos cultivos realizados com
cinco indivíduos sem adição de fertilizante;
 O perfil de acúmulo dos diferentes metais nas biomassas vegetais variou em
função do tratamento empregado, mas, de maneira geral, a remoção de
metais foi maior nos ensaios sem fertilizante;
 Genericamente, para cobre e cromo, o acúmulo ocorreu prioritariamente nas
raízes dos girassóis. Entretanto, o zinco, encontrado em maior concentração
nos tecidos analisados, foi acumulado de modo similar nos caules, folhas e
raízes;
 Os valores dos metais vanádio, chumbo, níquel e cádmio nos tecidos
vegetais estavam abaixo do limite de detecção do método, embora tenham
sido determinadas as suas remoções do solo;
 Os HPAs fenantreno, antraceno e pireno apareceram, mais frequentemente,
nas amostras dos tecidos vegetal, concentrando-se principalmente nas
raízes produzidas nos ensaios sem fertilizante, independentemente do
número de indivíduos cultivados;
 No solo, a remoção de HTPs foi estatisticamente igual para todos os
tratamentos realizados (aproximadamente 80%) e não foi possível detectar
os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs), decorridos 90 dias;
Em termos gerais, a fitorremediação empregando girassol é uma
alternativa promissora para o tratamento de solos multicontaminados por
metais pesados e hidrocarbonetos.
MARTINS, C.D.C.
TRABALHOS FUTUROS
150
CAPÍTULO 6
SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS
Estudos de fitorremediação com girassol em solo multicontaminado são
necessários para auxiliar no melhor entendimento da distribuição de
contaminantes nos tecidos vegetais, particularmente dos HPAs. Para tanto, se
faz necessário um aprimoramento da metodologia de extração destas
substâncias da biomassa vegetal produzida.
Ademais, se faz necessária a extensão desse estudo na área de
produção de biodiesel utilizando as sementes produzidas durante os ensaios
de fitorremediação. Desse modo, pode-se determinar a presença de metais
pesados no óleo obtido a partir das sementes de girassol produzidas nos
ensaios de fitorremediação.
MARTINS, C.D.C.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 151
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DIVULGAÇÃO DA PESQUISA 186
DIVULGAÇÃO DA PESQUISA
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Publicação em periódico indexado e de circulação internacional:
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Phytoremediation of soil multi-contaminated with hydrocarbons and heavy
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Trabalhos completos em congressos:
MARTINS, C. D. C.; SERVULO, E. F. C.; LIDUINO, V. S.; OLIVEIRA, F. J. S.
Uso do girassol na fitorremediação de solo contaminado por metais pesados e
hidrocarbonetos do petróleo. In: Congresso brasileiro de P & D em petróleo e
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Resumos em congressos:
MARTINS, C. D. C.; SERVULO, E. F. C.; OLIVEIRA, F. J. S.; LIDUINO, V. S.
Fitorremediação como estratégia para o tratamento de solo proveniente de
área impactada de refinaria. In: 6o encontro dos Programas de Formação de
Recursos Humanos para o Setor de Petróleo & Gás da UFRJ/ANP, 2008, Rio
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Humanos para o Setor de Petróleo & Gás da UFRJ/ANP, 2008.
MARTINS, C.D.C.
DIVULGAÇÃO DA PESQUISA 187
MARTINS, C. D. C.; SERVULO, E. F. C.; LIDUINO, V. S.; OLIVEIRA, F. J. S.
Uso de girassol (Helianthus annuus) na fitorremediação de solo de landfarming
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