UNIVERSIDADE FEDERAL DE PELOTAS CENTRO DE ENGENHARIAS

CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL E SANITÁRIA

Trabalho de Conclusão de Curso

Seleção de macrófitas aquáticas com potencial de fitorremediação no arroio Santa Bárbara, município de

Pelotas/RS

Carolina Faccio Demarco

Pelotas, 2016

CAROLINA FACCIO DEMARCO

Seleção de macrófitas aquáticas com potencial de fitorremediação no arroio Santa Bárbara, município de

Pelotas/RS

Trabalho acadêmico apresentado ao Curso de Engenharia Ambiental e Sanitária, da Universidade Federal de Pelotas, como requisito parcial à obtenção do título de Bacharel em Engenheiro Ambiental e Sanitarista.

Orientador: Prof. Dr. Robson Andreazza

Pelotas, 2016

Banca examinadora:

Prof. Dr. Robson Andreazza - Centro de Engenharias/UFPel -

Orientador

Prof. Dr. Maurizio Silveira Quadro - Centro de Engenharias/UFPel

Prof. Msc. Bruno Müller Vieira - Centro de Engenharias/UFPel

AGRADECIMENTOS

Aos meus pais Claudio e Maria Inês, e às minhas irmãs, Fernanda e Claudia pelo

amor e por serem sempre o meu exemplo.

Ao professor Robson, pela orientação e por tornar este trabalho possível.

À professora Raquel Lüdtke, do Departamento de Botânica da UFPel, pela

identificação das espécies analisadas.

Ao Laboratório de Análise de Solos da UFRGS e Laboratório da Agência da

Lagoa Mirim pela ajuda na realização das análises.

A todos os professores que, de alguma forma contribuíram para a minha

formação acadêmica e pessoal, em especial os professores da Engenharia

Ambiental e Sanitária.

Ao Filipe, pelo amor, incentivo e companheirismo.

A todos os colegas e amigos que tive o prazer de conhecer durante a graduação

e que estiveram comigo ao longo desta caminhada, com lembrança especial

para Anita, Cassia, Daniela e Weslei. O apoio de vocês foi fundamental.

Muito obrigada!

RESUMO DEMARCO, Carolina Faccio. Seleção de macrófitas aquáticas com potencial de fitorremediação no arroio Santa Bárbara, município de Pelotas/RS. 2016. 52f. Trabalho de Conclusão de Curso (TCC). Graduação em Engenharia Ambiental e Sanitária. Universidade Federal de Pelotas, Pelotas.

Diante da contaminação ambiental causada por atividades antrópicas, buscam-se estratégias de recuperação para essas áreas degradadas. Entre elas destaca-se a biorremediação, em especial a técnica de fitorremediação (utilização de plantas como principal agente de descontaminação), pelo baixo custo de investimento e operação, bem como sua aplicabilidade in situ. As plantas macrófitas aquáticas têm sido estudadas como potenciais para serem utilizadas na fitorremediação pois apresentam capacidade de remoção de diferentes compostos, entre eles, metais pesados. Dentro desse contexto, este estudo teve como objetivo identificar espécies de macrófitas aquáticas ocorrendo naturalmente no arroio Santa Bárbara, município de Pelotas/RS, bem como analisá-las em relação a concentração de metais pesados, visando selecionar espécies com potencial para serem utilizadas em diferentes técnicas de fitorremediação. Inicialmente, foi realizado um diagnóstico da água do arroio Santa Bárbara com relação a concentração de metais pesados (zinco, chumbo, cromo, manganês e níquel) e elementos nitrogênio e fósforo, caracterizando desta forma o ambiente em questão. Foram detectadas concentrações acima do permitido na Resolução CONAMA 357/2005 para o cromo, níquel, chumbo, nitrogênio e fosforo, indicando a necessidade de intervenção para a recuperação deste corpo hídrico. Seis espécies diferentes de macrófitas aquáticas foram identificadas ocorrendo no arroio Santa Bárbara, sendo elas: Enydra anagallis (Asteraceae), Hydrocotyle ranunculoides (Araliaceae), Hymenachne grumosa (Poaceae), Lemna valdiviana (Araceae), Pistia stratiotes (Araceae) e Sagittaria montevidensis (Alismataceae). A análise da concentração dos metais pesados nessas plantas foi realizada pelo processo de secagem e digestão com ácido nítrico e ácido perclórico, com posterior quantificação por Espectrômetro de Emissão Indutiva de Plasma Acoplado. A partir da quantificação desses elementos, foram calculados o fator de bioconcentração (BCF), referente a relação entre os teores de metal nas raízes com o meio, e o fator de translocação (TF), referente à relação dos teores de metal na parte aérea às raízes da planta. A análise das concentrações dos elementos e dos fatores BCF e TF permitiram destacar a espécie E. anagallis por apresentar as maiores concentrações de zinco (juntamente com H. grumosa e S. montevidensis), chumbo, cromo e níquel comparada às outras espécies. Outra macrófita em destaque foi H. grumosa, devido às suas características de planta hiperacumuladora para o elemento manganês e pela resistência às variações sazonais da região. Todas as espécies analisadas apresentam potencial para uso em técnicas de fitorremediação, para os metais pesados analisados, através de mecanismos de rizofiltração e fitoestabilização, visto que apresentam capacidade de bioconcentrar esses elementos e mantê-los em maiores concentrações em suas raízes.

Palavras-chave: áreas degradadas; metais pesados; biorremediação.

ABSTRACT

DEMARCO, Carolina Faccio. Selection of aquatic macrophytes with potential for phytoremediation in arroio Santa Bárbara, Pelotas/RS. 2016. 52f. Course Conclusion Paper (TCC). Graduation in Environmental and Sanitary Engineering. Federal University of Pelotas, Pelotas. Considering the environmental contamination caused by human activities, recovery strategies for these degraded areas are searched. Among them stands out the bioremediation, especially phytoremediation technique (use of plants as the primary decontamination agent), because of the low cost of investment and operation, as well as their applicability in situ. Macrophytes plants have been studied as potential considering their ability of removing different compounds, including heavy metals. In this context, this study aimed to identify species of aquatic macrophytes naturally occurring in the arroio Santa Bárbara, in Pelotas/RS, and analyze them in relation to the concentration of heavy metals in order to select species with potential to be used in different phytoremediation techniques. First, a diagnosis of the water regarding the concentration of heavy metals (zinc, lead, chromium, manganese and nickel) and nitrogen and phosphorus elements was made, characterizing in this way the selected environment. Concentrations were detected with higher levels than permitted in CONAMA Resolution 357/2005 for chromium, nickel, lead, nitrogen and phosphorus, indicating the need of intervention for the recovery of this water body. Six different species of aquatic macrophytes have been identified occurring in arroio Santa Bárbara: Enydra anagallis (Asteraceae), Hydrocotyle ranunculoides (Araliaceae), Hymenachne grumosa (Poaceae), Lemna valdiviana (Araceae), Pistia stratiotes (Araceae) and Sagittaria montevidensis (Alismataceae). The analysis of the concentration of heavy metals in these plants was carried out by drying the collected material and digesting with nitric acid and perchloric acid, with subsequent quantification by Inductively Coupled Plasma – Optical Emission Spectrometry. These values were used to calculate the bioconcentration factor (BCF), related with the relationship between the metal content in the roots with the environment, and the translocation factor (TF), related to the ratio of the metal content in the shoot to the plant roots. The analysis of the heavy metals and BCF and TF values allowed to highlight E. anagallis considering the higher values for zinc (along with H. grumosa e S. montevidensis) lead, chromium and nickel. Another macrophyte highlighted was H. grumosa due to its hyperaccumulator manganese ability and resistance to regional seasonal variation. All species analyzed have potential for use in phytoremediation techniques through rhizofiltration and phytostabilization mechanisms, as the capacity to bioconcentrate these heavy metals and keep higher concentrations in roots were detected.

Key-words: degraded areas; heavy metals; bioremediation.

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO ............................................................................................. 10

1.1 OBJETIVOS ............................................................................................ 13

1.1.1 Objetivo Geral ................................................................................... 13

1.1.2 Objetivos Específicos ........................................................................ 13

2. REVISÃO DE LITERATURA ........................................................................ 14

2.1 Biorremediação ....................................................................................... 14

2.2 Fitorremediação ...................................................................................... 16

2.2.1. Mecanismos de fitorremediação ...................................................... 17

2.2.2 Índices de fitorremediação ................................................................ 20

2.2.3 Fitorremediação de metais pesados ................................................. 20

2.3 Macrófitas aquáticas ............................................................................... 23

2.3.1 Uso de macrófitas na fitorremediação .............................................. 25

3. MATERIAIS E MÉTODOS............................................................................ 27

3.1 Caracterização da Área de Estudo ......................................................... 27

3.2 Coleta das macrófitas ............................................................................. 28

3.3 Identificação das espécies ...................................................................... 29

3.4 Análise da concentração de metais pesados nas plantas ....................... 29

3.5 Análise da água ...................................................................................... 29

3.6 Cálculo dos índices de fitorremediação .................................................. 30

3.7 Análise estatística ................................................................................... 30

4. RESULTADOS E DISCUSSÃO .................................................................... 31

4.1 Caracterização do arroio Santa Bárbara ................................................. 31

4.2 Espécies identificadas ............................................................................. 32

4.3 Concentrações dos metais pesados ....................................................... 34

4.3.1 Zinco (Zn) ......................................................................................... 34

4.3.2 Chumbo (Pb) .................................................................................... 35

4.3.3 Cromo (Cr) ........................................................................................ 36

4.3.4 Manganês (Mn) ................................................................................. 37

4.3.5 Níquel (Ni) ......................................................................................... 38

4.4 Fator de bioconcentração (BCF) ............................................................. 39

4.5 Fator de translocação (TF) ...................................................................... 41

5. CONCLUSÃO ............................................................................................... 43

REFERÊNCIAS ................................................................................................ 44

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Possíveis destinos dos poluentes durante a fitorremediação. ......... 19

Figura 2- Principais grupos de macrófitas aquáticas. ....................................... 24

Figura 3 – Localização do arroio Santa Bárbara dentro do município de

Pelotas/RS. ...................................................................................................... 27

Figura 4 – Presença de macrófitas na área de estudo (a) canal paralelo e (b)

leito principal do arroio Santa Bárbara. ............................................................ 28

Figura 5 - Espécies coletadas: (a) E. anagallis, (b) H. ranunculoides, (c) H.

grumosa, (d) L. valdiviana, (e) P. stratiotes e (f) S. montevidensis...................33

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Métodos de biorremediação e seus respectivos princípios. ............ 15

Tabela 2– Valores máximos de concentrações dos parâmetros Pb, Cr, Zn, Mn e

Ni para águas doces (Classe II), segundo a resolução CONAMA 357/2005. .. 21

Tabela 3 – Espécies acumuladoras dos metais pesados Pb, Cr, Zn, Mn e Ni. 22

Tabela 4 - Parâmetros analisados da água do arroio Santa Bárbara e valores

de referência segundo Resolução CONAMA 357/2005, águas doces Classe II.

......................................................................................................................... 31

Tabela 5 - Parâmetros pH e sólidos totais do arroio Santa Bárbara. .............. 32

Tabela 6 - Espécies de macrófitas coletadas no leito principal e canal paralelo

do arroio Santa Bárbara. .................................................................................. 32

Tabela 7 – Concentrações de zinco na parte aérea, raiz e total das espécies de

plantas analisadas. ........................................................................................... 35

Tabela 8 – Concentrações de chumbo na parte aérea, raiz e total das espécies

de plantas analisadas. ...................................................................................... 36

Tabela 9 – Concentrações de cromo na parte aérea, raiz e total das espécies

de plantas analisadas. ...................................................................................... 37

Tabela 10 – Concentrações de manganês na parte aérea, raiz e total das

espécies de plantas analisadas. ....................................................................... 38

Tabela 11 – Concentrações de níquel na parte aérea, raiz e total das espécies

de plantas analisadas. ...................................................................................... 39

Tabela 12 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e

Ni na biomassa das plantas analisadas. .......................................................... 40

Tabela 13 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e

Ni na biomassa da espécie H. grumosa, presente nas duas coletas realizadas

(mês de novembro e mês de junho). ................................................................ 41

Tabela 14 – Fator de translocação (TF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na

biomassa das plantas analisadas. .................................................................... 42

1. INTRODUÇÃO

Diante da contaminação ambiental causada por atividades antrópicas,

buscam-se estratégias de recuperação para essas áreas afetadas

(VASCONCELLOS et al. 2012). Dependendo do tipo de contaminante presente

no ambiente e das características locais, uma determinada técnica pode ser

aplicada, tendo como principal objetivo fazer com que a área retorne o mais

próximo possível às condições anteriores. As soluções e tecnologias a serem

escolhidas buscam englobar aspectos como: eficiência na descontaminação,

simplicidade na execução, tempo de processo reduzido e menor custo. Nesse

contexto, cresce o interesse pela utilização da biorremediação, definida como

uma técnica de descontaminação do solo e água por meio da utilização de

organismos como microrganismos e plantas (PIRES et al., 2003).

É dentro da biorremediação que se insere a fitorremediação,

caracterizada pelo uso de plantas como principal agente de descontaminação.

O destaque que algumas plantas apresentam em acumularem metais, por

exemplo, é amplamente conhecido e já havia sido descrito por Moffat (1995), o

qual relatou a fitorremediação como uma estratégia mais eficiente e mais

rentável quando comparada aos métodos convencionais. Diferentes técnicas de

fitorremediação têm sido estudadas, com o intuito de avaliar o potencial que cada

espécie vegetal apresenta. As pesquisas nessa área procuram entender a

relação da planta com o contaminante (USEPA, 2000).

Segundo Andrade et al. (2007), a fitorremediação, assim como qualquer

outro processo de remediação, destina-se à redução dos teores de

contaminantes a níveis seguros e compatíveis com a proteção à saúde humana,

ou à redução da disseminação de substâncias nocivas ao ambiente. O autor

destaca a versatilidade da técnica, a qual pode ser utilizada para remediação de

meio aquoso, ar ou solo, com variantes que dependem dos objetivos a serem

atingidos.

Os poluentes que contaminam ambientes podem ser classificados como

orgânicos e inorgânicos (LAMEGO; VIDAL, 2007). Poluentes orgânicos são

aqueles produzidos pelo homem e causam danos aos organismos por serem

11

tóxicos e alguns carcinogênicos. Esse tipo de poluente pode ser liberado no

ambiente via derramamento de combustíveis e de solventes (tricloroetileno), ser

decorrente de atividades militares (explosivos e armas químicas), do uso de

inseticidas, fungicidas, herbicidas e fertilizantes na agricultura, ou proveniente de

resíduos industriais, como químicos e petroquímicos, por exemplo (PILON-

SMITS, 2005).

Já os poluentes inorgânicos ocorrem como elementos naturais na crosta

terrestre ou na atmosfera. Atividades como mineração, industrialização e

agricultura, por exemplo, promovem sua liberação no ambiente (NRIAGU, 1979).

Dentro desta categoria encontram-se os metais pesados, focos deste trabalho,

os quais não podem sofrer degradação, e assim permanecem no meio,

acumulando-se indefinidamente apesar da periculosidade depender das frações

de comportamento de ocorrência e mobilidade dos íons (ANDRADE et al., 2007).

Porto (1984) já no ano de sua pesquisa, relatou que há muito tempo são

conhecidas plantas que se desenvolvem em solos ricos em metais pesados e

podem indicar a presença desses elementos no substrato, apontando também

que estudos nessa área poderiam trazer uma carga de informações relacionadas

à recuperação desses locais.

Um dos grandes desafios é a determinação do nível crítico de toxidez

desses metais pesados, tanto no meio quanto na planta (ANDRADE et al., 2007).

Valores usuais e limites gerais de toxicidade já foram descritos por Kabata-

Pendias; Pendias (2001), porém as concentrações variam de local para local,

não sendo então adequado a adoção de valores universais. Considerando que

esses valores não são suficientes para a caracterização das espécies

adequadas na fitorremediação de metais pesados, outros cálculos de fatores que

indicam a proporção de metais bioacumulados serão utilizados nesse trabalho.

Existem diversas formas de fitorremediação e, entre elas, pode-se citar a

fitoextração. Segundo Garbisu e Alkorta (2001), a fitoextração se dá pelo uso de

plantas acumuladoras capazes de transportar e concentrar contaminantes do

meio para a parte aérea do vegetal, para posterior remoção desta. Quando as

plantas possuem capacidade de acumulação tanto na parte aérea quanto nas

raízes, o mecanismo é denominado fitoacumulação (USEPA, 2000).

12

Outra forma conhecida é a fitovolatilização, a qual tem como produto final

um poluente na forma volátil, como o Hg, por exemplo (GARBISU e ALKORTA,

2001). Há também a fitoestabilização, definida como um mecanismo que pode

ser usado para minimizar a migração de contaminantes nos solos, de acordo

com Susarla et al. (2002), já que há redução do transporte do contaminante

através da adsorção. Quando as plantas degradam os contaminantes a partir

de seus processos metabólicos, o processo é denominado fitodegradação

(USEPA, 2000).

Entre as plantas utilizadas na fitorremediação, as macrófitas aquáticas

(particularmente as livres, submersas enraizadas e emergentes) ganharam

importância por apresentarem grande eficiência para remover uma variedade de

poluentes (metais pesados, poluentes orgânicos e inorgânicos) de águas

poluídas, ainda que o potencial de remoção varie de espécie para espécie (DHIR

et al., 2009).

A importância das macrófitas aquáticas está amplamente discutida na

literatura, sendo sua utilização como bioindicadoras da qualidade da água em

ambientes lóticos e lênticos uma das mais relevantes. Porém, para seu uso faz-

se necessário ter conhecimento prévio das suas características, bem como das

condições que limitam sua ocorrência e crescimento; da proliferação e manejo

da espécie utilizada (THOMAZ; BINI, 2003). Dessa forma, o conhecimento das

espécies de macrófitas presentes naturalmente em uma determinada região,

bem como a análise da concentração dos metais pesados presentes nessa

planta são essenciais para direcionar futuros estudos no que tange a aplicação

de técnicas de fitorremediação.

13

1.1 OBJETIVOS

1.1.1 Objetivo Geral

O objetivo deste trabalho foi identificar plantas macrófitas aquáticas

encontradas no Arroio Santa Bárbara, município de Pelotas/RS, bem como

analisar a capacidade de bioconcentração de metais pesados que elas

apresentam, visando selecionar diferentes espécies com potencial para serem

utilizadas em técnicas de fitorremediação.

1.1.2 Objetivos Específicos

- Coletar e identificar espécies de macrófitas aquáticas tolerantes ou

adaptadas ao ambiente selecionado;

- Analisar a composição da raiz e parte aérea das macrófitas quanto à

presença dos metais pesados Cr, Mn, Ni, Pb e Zn;

- Avaliar a capacidade de remoção dos metais pesados pelas diferentes

espécies de macrófitas;

- Destacar as espécies com potencial para fitorremediação na região.

14

2. REVISÃO DE LITERATURA

2.1 Biorremediação

A contaminação do ar, solos e águas subterrâneas e superficiais com

compostos químicos tóxicos fazem parte da problemática ambiental atual. A

necessidade de remediar esses locais tem conduzido ao desenvolvimento de

novas tecnologias que enfatizam a destruição desses poluentes ao invés da

abordagem convencional de disposição (BOOPATHY, 2000). A biorremediação

está entre essas novas tecnologias e pode ser definida como a combinação de

processos biotecnológicos avançados com a engenharia ambiental e é aplicada

para solucionar ou atenuar os problemas ocasionados pela contaminação do

ambiente (AQUINO, 2012).

Para a aplicação da técnica, podem ser utilizadas bactérias, fungos ou

plantas que ocorrem naturalmente para degradar ou reduzir as substâncias

perigosas para a saúde humana e/ou ambiente (VIDALI, 2001). O autor aponta

também que os microrganismos podem ser nativos de uma área contaminada

ou podem ser isolados a partir de outra parte e trazido para o local contaminado,

os quais irão transformar os contaminantes através de reações que ocorrem

como parte de seus processos metabólicos e, muitas vezes, a biodegradação de

um composto é o resultado das ações de vários organismos.

Mesmo que outras tecnologias que utilizam processos físicos ou químicos

sejam também indicadas para descontaminar ambientes poluídos, um processo

biológico como a biorremediação é uma alternativa ecologicamente mais

adequada e eficaz para o tratamento de ambientes contaminados com moléculas

orgânicas de difícil degradação ou metais tóxicos (GAYLARDE et al., 2005). Os

mecanismos de biorremediação podem ser in situ ou ex situ, dependendo do

local onde serão aplicadas. O tratamento in situ é feito no local da contaminação

e no ex situ ocorre a remoção do solo ou da água contaminada para o

subsequente tratamento (KAVAMURA; ESPOSITO, 2010).

Uma ampla variedade de técnicas de biorremediação foram

desenvolvidas nos últimos anos (LYNCH et al., 2005) e algumas delas estão

descritas na tabela 1.

15

Tabela 1 - Métodos de biorremediação e seus respectivos princípios.

Método Princípio

Atenuação natural

Exi Existência de organismos capazes de degradar os

contaminantes no local contaminado.

Bioaumentação

Inoculação de um ambiente contaminado por

microrganismos pré-selecionados como altamente

específicos para a mitigação do contaminante.

Bioestimulação

Adição de nutrientes que estimulam o crescimento e

desenvolvimento de microrganismos locais, aumentando a

atividade metabólica, elevando assim a degradação.

Biolixiviação

Microrganismos específicos como Thiobacillus ferrooxidans

e T. thiooxidans promovem a solubilização de metais.

Bioventilação

Aeração do solo para remover os compostos voláteis

fisicamente e estimular a atividade degradadora no

ambiente contaminado.

Compostagem

Decomposição aeróbia de contaminantes orgânicos pelo

uso de microrganismos termofílicos.

Fitorremediação

Uso de plantas para degradar, extrair, conter ou imobilizar

contaminantes da água e do solo.

Landfarming Ocorre no solo não contaminado pela aplicação e

incorporação de um contaminante.

Fonte: Adaptado de Kavamura e Esposito, 2010.

16

2.2 Fitorremediação

A fitorremediação (fito: planta e remediar: corrigir) é uma tecnologia

emergente que utiliza plantas para degradar, extrair, conter ou imobilizar

contaminantes em solos e águas. Esta tecnologia tem sido considerada como

uma alternativa inovadora e de baixo custo à maioria das técnicas de tratamento

já estabelecidas para áreas contaminadas (USEPA, 2000). A fitorremediação

apresenta enorme aplicabilidade tal como tratamento de solos e lodos

contaminados, efluentes industriais e domésticos, drenagem ácida de minas,

percolado de aterros sanitários, escoamento superficial urbano, rural e industrial,

cobertura vegetal para áreas contaminadas, construção de barreiras hidráulicas,

remediação de águas subterrâneas, entre outros (BARRETO, 2011).

Segundo Pilon-Smits (2005), a fitorremediação pode ser empregada para

o controle dos mais variados poluentes, tais como hidrocarbonetos de petróleo,

compostos organoclorados, pesticidas e herbicidas, metais pesados,

radionuclídeos, nutrientes, patógenos, entre outros. O baixo custo de

investimento e de operação, sua aplicabilidade in situ, e geração mínima de

degradação e desestabilização da área a ser descontaminada são algumas das

vantagens da fitorremediação (CHAVES et al., 2010). Também pode-se destacar

como benefícios do uso dessa técnica: a contenção dos lixiviados, manutenção

e melhoria da estrutura física, da fertilidade e da biodiversidade do solo, e

absorção de metais do solo, cuja extração é dispendiosa quando se utiliza outra

tecnologia (KHAN et al., 2000).

A efetividade da fitorremediação, quando utilizada para remoção de

metais pesados, depende do grau de contaminação do metal, da capacidade das

plantas em acumularem esses elementos e da disponibilidade do metal para a

planta (CHAVES et al., 2010). Alguns outros fatores limitantes são o clima, o tipo

de solo, a estação do ano, a concentração e profundidade do contaminante e a

interferência do contaminante no crescimento da planta, o que muitas vezes leva

a um crescimento lento, aumentando o tempo necessário para o processo de

descontaminação (VASCONCELLOS et al., 2012).

De acordo com Susarla et al. (2002), alguns dos fatores que afetam a

captura e distribuição dos poluentes nas plantas são:

17

(1) propriedades químicas e físicas do composto (ex. solubilidade em

água, pressão de vapor, peso molecular, etc.);

(2) características ambientais (ex. temperatura, pH, teor de matéria

orgânica, potencial REDOX, salinidade e umidade do solo);

(3) características das plantas (ex. espécie de planta, tipo de sistema

radicular, tipos de enzimas envolvidos, mecanismos específicos e taxas de

transpiração).

2.2.1. Mecanismos de fitorremediação

Para a remoção dos compostos tóxicos, diversos processos ocorrem, os

quais, segundo Susarla et al. (2002), incluem: modificação de propriedades

físicas e químicas do meio contaminado; liberação de exsudatos radiculares,

aumentando as concentrações de carbono orgânico; aumento da aeração pela

liberação de oxigênio diretamente na zona de raízes, bem como aumento da

porosidade das camadas superiores dos solos; interceptação e retardo do

movimento dos poluentes; transformações enzimáticas co-metabólicas entre

plantas e microrganismos e redução da migração lateral e vertical de poluentes

para a água.

Entre os diversos mecanismos pelos quais as plantas podem remediar

compostos tóxicos, destacam-se: fitoextração, fitoacumulação, fitodegradação,

fitoestabilização, fitovolatilização e rizofiltração. Essa divisão em categorias

deve-se à habilidade da planta envolvida e ao processo que ela utiliza para a

remediação.

O primeiro deles, a fitoextração, ocorre quando a planta apresenta

capacidade de acumular os contaminantes em sua parte aérea sem, no entanto,

degradá-los (GARBISU; ALKORTA, 2001). Nesse processo, as espécies são

plantadas e posteriormente colhidas, com o intuito de deixar o local livre de

contaminantes. O destino desse material colhido, segundo Andrade et al. (2007)

dependerá da possibilidade ou não de seu aproveitamento. O autor aponta que

o material poderá ser incinerado e enviado para disposição final adequada em

aterros ou utilizado para produção de alguns materiais.

18

De maneira geral, a fitoextração é utilizada para remediação de metais,

através do uso de espécies hiperacumuladoras (ANDRADE et al. 2007), as quais

são definidas, de acordo com Yoon et al.(2006), como capazes de acumular mais

de 1000 mg.kg-1 de metal pesado em sua parte aérea. Um exemplo é a Brassica

juncea (mostarda Indiana), que pode hiperacumular Pb, Cr (VI), Cd, Ni, Zn, 90Sr,

B e Se (USEPA, 2000).

Segundo a Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA,

2000), outra forma de fitorremediação, a fitoacumulação, ocorre quando as

plantas possuem capacidade de acumular contaminantes na biomassa (tanto na

parte aérea quanto nas raízes).

Já a fitovolatilização é baseada na utilização de plantas para volatilizar

poluentes, como por exemplo o mercúrio e o selênio (GARBISU; ALKORTA,

2001). Esse procedimento deve ser trabalhado com cuidado, devido ao risco

das plantas liberarem concentrações muito elevadas de contaminantes na

atmosfera (ANDRADE et al. 2007). Como exemplos de espécies, pode-se citar

a Brassica napus e Medicago sativa (USEPA, 2000).

A técnica utilizada para reduzir a biodisponibilidade de poluentes no

ambiente é a fitoestabilização (ZEITOUNI, 2003). Esse mecanismo minimiza a

migração de contaminantes nos solos, de acordo com Susarla et al. (2002), já

que há redução do transporte do contaminante através da adsorção. Algumas

espécies utilizadas na fitoestabilização de solos são: Haumaniastrum caeruleum

e Eragrostis barelieri (CARVALHO, 2011).

O processo de fitodegradação ocorre quando a planta e os seus

metabólitos degradam os compostos sem interferência de outros organismos

(USEPA, 2000). Diferentes espécies podem ser utilizadas nesse processo, como

por exemplo Salix chrysocoma, Populusnigra, Populus deltoides e Festuca

arundinacea (CARVALHO, 2011).

A rizofiltração baseia-se na concentração e absorção de metais nas raízes

das plantas e é aplicada na remediação de ambientes aquáticos. Segundo

Prasad; Freitas (2003), a maioria dos pesquisadores acredita que as plantas para

fitorremediação devem acumular metais apenas nas raízes. Para Dushenkov et

19

al. (1995), a translocação dos metais para as folhas diminuiria a eficiência da

rizofiltração. No entanto, alguns outros defendem que a eficiência do processo

pode ser aumentada com a translocação dos metais para a parte aérea das

plantas (ZHU et al., 1999).

Diferentes fitotecnologias fazem uso de diversas propriedades das plantas

e diferentes espécies são utilizadas para cada uma. Em geral, plantas favoráveis

a fitorremediação são aquelas de crescimento rápido, elevada produção de

biomassa, competitivas, resistentes e tolerantes à poluição. Além disso, altos

níveis de absorção pelas plantas, translocação, e acúmulo em tecidos cultiváveis

são propriedades importantes para a fitoextração de compostos inorgânicos.

Plantas favoráveis a fitodegradação possuem sistemas grandes e densos de

raízes e elevados níveis de enzimas degradadoras. Uma grande área de

superfície de raiz favorece a fitoestimulação, uma vez que promove o

crescimento microbiano (PILON-SMITS, 2005).

Os possíveis mecanismos de fitorremediação descritos anteriormente

estão ilustrados na figura 1.

Figura 1 - Possíveis destinos dos poluentes durante a fitorremediação.

Fonte: PILON-SMITS, 2005.

20

2.2.2 Índices de fitorremediação

Os índices de fitorremediação servem para embasar e estudar as

diferentes formas em que as plantas estão remediando o ambiente em que se

encontram. Além disso, é uma maneira de qualificar e quantificar os dados

obtidos por estudos em fitorremediação.

Entre eles, destacam-se: o fator de translocação (TF), o qual representa

a habilidade de translocar os contaminantes das raízes para a parte área, e o

fator de bioconcentração (BCF), que é utilizado para estimar a habilidade de

determinada planta em bioacumular contaminantes do meio em suas raízes

(YOON et al., 2006).

Espécies de plantas com altos valores de BCF (superiores a 1) e baixos

valores de TF (inferiores a 1), apresentam potencial para o uso em técnicas de

fitoestabilização (YOON et al. 2006), visto que apresentam, dessa forma,

capacidade de acumular contaminantes e mantê-los principalmente nas raízes.

Para a recomendação de uma espécie potencial na técnica de

fitoextração, é necessário que ambos TF e BCF sejam valores superiores a 1

(FITZ; WENZEL 2002), considerando que é necessário a planta acumular

contaminantes do meio e ter a habilidade de translocar para a parte aérea,

visando a posterior remoção.

Deve-se ressaltar que a indicação de espécies para determinada técnica

necessita, além de índices de fitorremediação, uma caracterização mais

profunda acerca de parâmetros como o crescimento e a interferência do

contaminante na espécie em questão.

2.2.3 Fitorremediação de metais pesados

Andrade et al. (2007) descreve que diferentes teores de metais pesados

são encontrados em ambientes sem qualquer interferência antropogênica, em

concentrações que dependem, na maioria dos casos, do teor do elemento na

rocha de origem e do grau de intemperização que esse material sofreu.

Entretanto, também é argumentado pelo autor que o uso de metais pesados em

diferentes fases do processo produtivo (seja na área de indústria química,

21

metalúrgica, eletrônica ou outras) ou disposição final incorreta pode aumentar as

concentrações desses elementos no meio.

King (1996) comprova esta afirmação, visto que já na época de sua

pesquisa, afirmou que os metais pesados contaminam o ambiente pela

deposição de rejeitos industriais, extração e processamento de minérios, uso de

fertilizantes e pesticidas e disposição de lodos de estação de tratamento de

efluentes urbanos e industriais.

Entre os metais pesados mais estudados em técnicas de fitorremediação,

encontram-se elementos não essenciais para os vegetais, como o Pb, Cd, Cr e

Hg; e os micronutrientes Cu, Zn, Fe, Mn, Ni e Mo (ZEITOUNI, 2003). Entre eles

estão os cinco elementos selecionados para esta pesquisa (Pb, Cr, Mn, Ni e Zn),

A resolução CONAMA nº 357 de 2005 especifica valores de referência

para a concentração desses elementos em corpos hídricos e, considerando

padrões Classe II, estes estão descritos na tabela 2 abaixo.

Tabela 2– Valores máximos de concentrações dos parâmetros Pb, Cr, Zn, Mn e Ni para águas doces (Classe II), segundo a resolução CONAMA 357/2005.

Parâmetro Concentração

---------- mg L-1----------

Pb 0,01

Cr 0,05

Zn 0,18

Mn 0,1

Ni 0,025

Fonte: Resolução CONAMA nº 357 de 2005.

Bhargava et al. (2012) apresentou algumas espécies com potencial para

fitorremediação desses metais pesados, descritos anteriormente por outros

autores (Tabela 3).

22

Tabela 3 – Espécies acumuladoras dos metais pesados Pb, Cr, Zn, Mn e Ni.

Metal Espécie Família Referências

Pb

Sesbaniadrummondii Fabaceae Sahi et al. (2002);

Sharma et al. (2004)

Hemidesmusindicus Apocynaceae ChandraSekhar et al. (2005)

Arabispaniculata Brassicaceae Tang et al. (2009)

Plantagoorbignyana Plantaginaceae Bech et al. (2011)

Cr

Salsolakali Amaranthaceae Gardea-Torresday et al.

(2005)

Leersiahexandra Poaceae Galeas et al. (2007)

Gynurapseudochina Asteraceae Mongkhonsin et al. (2011)

Zn

Thlaspicaerulescens Brassicaceae Kupper and Kochian (2010)

Arabisgemmifera Brassicaceae Kubota and Takenaka (2003); Tang et al. (2009)

Sedum alfredii Crassulaceae Sun et al. (2005)

Arabidopsis halleri Brassicaceae Zhao et al. (2000)

Picrisdivaricata Asteraceae Du et al. (2011)

Mn Austromyrtusbidwillii Myrtaceae Bidwell et al. (2002)

Phytolaccaamericana Phytolaccaceae Pollard et al. (2009)

Virotianeurophylla Proteaceae Fernando et al. (2006)

Gossiabidwillii Myrtaceae Fernando et al. (2007)

Maytenusfounieri Celastraceae Fernando et al. (2008)

Ni

Berkheyacoddii Asteraceae Robinson et al. (1997);

Moradi et al. (2010)

Alyssum

serpyllifolium

Brassicaceae Becerra-Castro et al. (2009); Barzanti et al. (2011)

Sebertiaacuminata Sapotaceae Jaffre et al. (1976); Perrier (2004)

Phidiasialindavii Acanthaceae Reeves et al. (1999)

Bornmuellerakiyakii Brassicaceae Reeves et al. (2009)

Fonte: adaptado de Bhargava et al. (2012)

23

2.3 Macrófitas aquáticas

Plantas aquáticas são todas as plantas cujas partes fotossinteticamente

ativas estão permanentemente (ou por alguns meses do ano), submersas ou

flutuantes na água (COOK, 1996). As macrófitas aquáticas são vegetais que

durante sua evolução retornaram ao ambiente aquático, e apresentam grande

capacidade de adaptação e amplitude ecológica (JESUS et al. 2015).

Estes vegetais influenciam o metabolismo dos ecossistemas aquáticos

continentais de várias maneiras, como por exemplo, através da redução da

turbulência da água, que compreende a sedimentação de grande parte do

material de origem alóctone (fora da região). As macrófitas, assim como os

microrganismos associados e as respectivas enzimas, são aplicados, através de

técnicas, para degradar, reter, imobilizar ou reduzir a níveis não-tóxicos os

contaminantes ambientais a fim de recuperar a matriz do solo ou da água e

estabilizar o contaminante, o que define a fitorremediação (JESUS et al., 2015).

Em lagos, o enriquecimento com nutrientes provoca a eutrofização

artificial, o que consequentemente aumenta a quantidade de biomassa no

ecossistema. Especialmente em lagos rasos, o aumento da concentração de

nutrientes pode conduzir a fortes alterações na estrutura do ecossistema. Os

estados alternativos destes ecossistemas com relação direta ao aumento da

concentração de nutrientes são três: o primeiro dominado por vegetação

submersa, o segundo por fitoplâncton, e o terceiro por macrófitas flutuantes

(PALMA-SILVA et al. 2012).

O processo de eutrofização pode ser definido, segundo Braga (2005),

como o crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto

aderidas, a níveis tais que sejam considerados como causadores de

interferências com os usos desejáveis do corpo d’água. É causado

principalmente devido ao excesso de nutrientes nos corpos hídricos,

principalmente o nitrogênio e o fósforo. O incremento da matéria orgânica

acarreta uma maior demanda de oxigênio dissolvido em função de sua

degradação, e pode desencadear uma série de etapas com redução dos teores

de oxigênio, limitando assim a biodiversidade do sistema (BORGES, 2014).

24

Segundo Esteves (1988), as macrófitas aquáticas são preferencialmente

classificadas quanto ao seu biótipo devido a heterogeneidade filogenética e

taxonômica desses vegetais. Esta classificação reflete, em primeiro lugar, o grau

de adaptação das macrófitas ao meio aquático.

A partir dessa classificação pode-se observar, de um lado, os vegetais

anfíbios que são macrófitas aquáticas ora emersa, ora submersas e, de outro

lado, aqueles verdadeiramente aquáticos: as macrófitas aquáticas submersas

(ESTEVES,1988). Os principais grupos de macrófitas estão ilustrados na figura

2 e descritos logo após.

Figura 2- Principais grupos de macrófitas aquáticas.

Fonte: Esteves, 1988.

a) Macrófitas aquáticas emersas: plantas enraizadas no sedimento e com

folhas fora d’água. Ex.: Typha, Pontederia, Echínodorus, Eleocharis, etc.

b) Macrófitas aquáticas com folhas flutuantes: plantas enraizadas no

sedimento e com folhas flutuando na superfície da água. Ex.: Nymphaea, Vitoria

e Nymphoides.

25

c) Macrófitas aquáticas submersas enraizadas: plantas enraizadas no

sedimento, que crescem totalmente submersa na água. A maioria tem seus

órgãos reprodutivos flutuando na superfície ou aéreos. Ex.: Myriophyllum,

Elodea, Egeria, Hydrilla, Vallisneria, Mayacae a maioria das espécies do gênero

Potamogeton.

d) Macrófitas aquáticas submersas livres: são plantas que têm rizóides

pouco desenvolvidos e que permanecem flutuando submergidas na água em

locais de pouca turbulência. Geralmente ficam presas aos pecíolos e talos das

macrófitas aquáticas de folhas flutuantes e nos caules das macrófitas emersas.

Durante o período reprodutivo emitem flores emersas. Ex.: Utricularia e

Ceratophyllum.

e) Macrófitas aquáticas flutuantes: são aquelas que flutuam na superfície

da água. Geralmente seu desenvolvimento máximo ocorre em locais protegidos

pelo vento. Neste grupo, destacam-se: Eichhornia crassipes, Salvínia, Pistia,

Lemna e Azolla.

Esses grupos ecológicos podem estar distribuídos de maneira organizada

e paralela à margem, formando um gradiente de distribuição da margem para o

interior do lago. No entanto, na maioria dos casos, fatores ambientais como a

turbidez da água e o vento favorecem o crescimento heterogêneo dos diferentes

grupos ecológicos. Nestes casos, é frequente observar-se macrófitas submersas

e macrófitas com folhas flutuantes crescendo entre as emersas (ESTEVES,

1988).

2.3.1 Uso de macrófitas na fitorremediação

A possibilidade de se empregar macrófitas aquáticas como meio de

reduzir a concentração de compostos orgânicos, metais pesados, fosfato e

compostos nitrogenados já era muito discutida no período do estudo conduzido

por Esteves (1988). Ainda antes disso, considerada a pioneira nesta área, Seidel

(1966), após vários anos de pesquisa, demonstrou que Scirpuslacustris, uma

macrófita emersa, era capaz de absorver significativas quantidades de

compostos orgânicos, entre eles o pentaclorofenol. Este composto tem-se

evidenciado tóxico para bactérias, algas, fungos e insetos.

26

De acordo com Mangabeira et al. (2006), a concentração de metais em

plantas aquáticas pode ser mais de 100.000 vezes maior do que a região onde

ela está situada. A extensão da absorção e a maneira como os metais pesados

estão distribuídos nas plantas podem ter importantes efeitos sobre o tempo de

residência desses metais e o uso potencial das plantas em técnicas de

fitorremediação.

Existem dois métodos mais comuns para se conhecer quais espécies

seriam as melhores para remediar um determinado poluente ou grupo de

poluentes. O primeiro deles é baseado em testar várias espécies e suas

capacidades para remover um poluente. Em contrapartida, o segundo método

busca investigar as plantas que ocorrem naturalmente em ambientes poluídos

(BARRETO, 2011).

De acordo com Rai (2009), o segundo método é também conhecido como

prospecção da biodiversidade (ou investigações em campo) e oferece inúmeros

benefícios, sendo o principal deles a possibilidade de conservação de um amplo

número de ecossistemas. Isso é possível devido a descoberta de plantas

ocorrendo naturalmente em uma região e que poderiam ser usadas para

descontaminar ambientes poluídos. Pode-se então destacar algumas espécies

através da análise conjunta com os índices de fitorremediação.

O potencial de fitorremediação de macrófitas aquáticas em condições

naturais foi investigado por diferentes pesquisadores (RAI, 2009). Um estudo,

conduzido por Vardanyan; Ingole (2006), objetivou o entendimento da

importância das macrófitas aquáticas no que se refere ao acúmulo de metais

pesados. No referido estudo, foram coletadas 45 macrófitas, pertencentes a 8

famílias e estudadas para estimar concentrações de 14 metais diferentes. A

principal conclusão foi a constatação da importância das macrófitas aquáticas

para remover diferentes metais do ambiente e reduzir os efeitos causados pelas

altas concentrações desses elementos. Além disso, a proteção e recuperação

da comunidade de macrófitas foram citadas como ações prioritárias para manter

a qualidade ambiental da área estudada.

27

3. MATERIAIS E MÉTODOS

3.1 Caracterização da Área de Estudo

O arroio Santa Bárbara (Figura 3) é um dos principais corpos hídricos do

município de Pelotas, Estado do Rio Grande do Sul. Encontra-se numa área com

altitude média de 7 metros em relação ao nível do mar e posição geográfica de

31°45’43” de latitude sul e 52°21’00” de longitude oeste, sendo o principal

responsável pelo escoamento hídrico da sub-bacia hidrográfica do arroio Santa

Bárbara, a qual aflui para o canal São Gonçalo e este até a lagoa dos Patos

(SIMON et al., 2007).

Figura 3 – Localização do arroio Santa Bárbara dentro do município de Pelotas/RS.

A sub-bacia do arroio Santa Bárbara apresenta grande importância para

o município de Pelotas e já foi submetida, segundo relatado no Plano Ambiental

de Pelotas (2013), a uma alteração do seu leito normal de escoamento,

implantação de uma barragem para abastecimento público e implantação de um

sistema de proteção contra cheias.

28

Simon et al. (2007) descreve a área do arroio, assim como a área do

município de Pelotas, como sendo caracterizada por um clima subtropical úmido

com invernos frios e verões brandos, com uma média anual de temperatura igual

a 17,6°C além de possuir uma precipitação pluviométrica (média anual) de 1.249

milímetros. A vegetação predominante no entorno do arroio, segundo o autor, é

composta por banhados, gramíneas (como a grama-forquilha e os juncos),

plantas aquáticas (aguapés por exemplo), entre outras como eucalipto, aroeira

e chorão.

3.2 Coleta das macrófitas

Foram realizadas duas coletas de macrófitas aquáticas. A primeira

ocorreu em novembro de 2015 e a segunda em junho de 2016. As plantas foram

escolhidas por observações visuais das diferentes espécies na área

selecionada. A figura 4 abaixo ilustra a presença das macrófitas no local, sendo

(a) canal paralelo e (b) leito principal do arroio Santa Bárbara. As fotos referem-

se à primeira coleta (novembro de 2015).

Figura 4 – Presença de macrófitas na área de estudo (a) canal paralelo e (b) leito principal do

arroio Santa Bárbara.

29

3.3 Identificação das espécies

O processo de identificação das espécies coletadas foi feito pelo

Departamento de Botânica do Instituto de Biologia da Universidade Federal de

Pelotas, através da análise de material fresco e de fotografias digitais. A

metodologia utilizada baseou-se na bibliografia de IRGANG; GASTAL (1996) e

POTT; POTT (2000).

3.4 Análise da concentração de metais pesados nas plantas

As plantas foram lavadas em água corrente e com água destilada, com o

intuito de remover os sedimentos associados. As raízes das plantas foram

separadas da parte aérea com um corte na haste principal e colocadas

separadas e identificadas na estufa a 60ºC por 48h para secagem até peso

constante. Após esse processo de secagem, as amostras foram trituradas

individualmente e foi realizada a etapa de digestão, de acordo com a metodologia

de Tedesco et al. (1995), para determinar as concentrações dos metais pesados

Pb, Cr, Mn, Ni e Zn. Após essa digestão em ácido nítrico-perclórico concentrado,

os metais foram quantificados por plasma indutivamente acoplado -

espectrometria de emissão óptica (ICP), no Laboratório de Solos da UFRGS.

3.5 Análise da água

A concentração de metais pesados também foi analisada na água. O

processo se iniciou pela digestão em ácido nítrico-perclórico e os elementos

foram quantificados também por plasma indutivamente acoplado.

Outros parâmetros analisados foram os sólidos totais, pH e nitrogênio. Os

sólidos totais foram analisados a partir da pesagem em cápsulas mantidas em

estufa a 105º C até peso constante e o pH foi obtido através do pHmetro. O

nitrogênio (NTK) foi analisado de acordo com Standard Methods for the

Examination of Water and Wastewater 21th, APHA (2005), na Agência de

Desenvolvimento da Lagoa Mirim.

30

3.6 Cálculo dos índices de fitorremediação

O fator de translocação (TF) de Pb, Cr, Mn, Ni e Zn da raiz para a parte

aérea das plantas foi calculado de acordo com Yoon et al. (2006), utilizando a

seguinte equação:

Fator de translocação (FT) = [metal] parte aérea / [metal] raiz Eq. 1

Onde, [metal] parte aérea é a concentração do metal na parte aérea da planta,

[metal] raiz é a concentração do metal nas raízes da planta.

O fator de bioconcentração (BCF) de Pb, Cr, Mn, Ni e Zn foi calculado

também de acordo com Yoon et al (2006), sendo [metal] água a concentração

desses metais na água, seguindo a equação:

Fator de bioconcentração (BCF) = [metal] raiz / [metal] água Eq. 2

3.7 Análise estatística

O delineamento experimental neste estudo foi inteiramente casualizado e

os resultados foram tratados mediante o módulo de Análise de Variância

(ANOVA) do programa ASSISTAT 7.7, através do teste de diferença de médias

(Tukey).

31

4. RESULTADOS E DISCUSSÃO

4.1 Caracterização da água do arroio Santa Bárbara

A partir da análise da água, constatou-se que o arroio Santa Bárbara

possui alguns parâmetros acima do permitido na legislação Brasileira (Tabela 4).

Considerando os valores de referência da resolução CONAMA nº 357/2005 para

águas doces (padrões de Classe II), verifica-se teores de chumbo, cromo, níquel,

fosforo e Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) com valores de 0,015 mg L-1, 0,37 mg

L-1, 0,15 mg L-1, 0,30 mg L-1 e 10,44 mg L-1, respectivamente; valores estes que

se encontram acima do permitido na legislação Brasileira.

Tabela 4 - Parâmetros analisados da água do arroio Santa Bárbara e valores de referência segundo Resolução CONAMA 357/2005, águas doces Classe II.

Elemento Arroio Santa

Bárbara

CONAMA

(Classe II)

---------- mg L-1 -----------

Pb 0,015 0,01

Cr 0,37 0,05

Mn 0,05 0,1

Ni 0,15 0,025

Zn 0,14 0,18

PO4 0,30 0,050

NTK 10,44 2,18

O pH medido no arroio foi 6,88 (Tabela 5). A concentração de Sólidos

Totais analisados foi 347 mg L-1, estando este valor dentro do limite proposto na

Resolução CONAMA 357/2005, a qual informa um valor máximo de 500 mg L-1

para Sólidos Dissolvidos Totais. Destaca-se que o valor de Sólidos Dissolvidos

Totais está incluso no valor de Sólidos Totais.

32

Tabela 5 - Parâmetros pH e sólidos totais do arroio Santa Bárbara.

pH Sólidos Totais

---------1:1------- ------ mg L-1 -----

Arroio Santa Bárbara 6,88 347

O crescente número de ocupações inadequadas às margens do arroio

Santa Bárbara, tanto na região do leito principal, quanto na região do canal

lateral, contribui para que a região seja impactada e possua vários problemas

ambientais (SIMON, 2007). O autor afirma também que o lançamento de

efluentes domésticos e industriais sem tratamento afeta o arroio Santa Bárbara,

visto que esse material é lançado no canal paralelo, o qual tem a função de

receber também o excedente das águas pluviais, e ao longo do percurso existem

bombas que fazem a transferência até o leito principal.

4.2 Espécies identificadas

A primeira coleta permitiu a identificação de seis espécies distintas de

macrófitas aquáticas na área de estudo (Tabela 6). O leito principal do arroio

Santa Bárbara apresentou a ocorrência de quatro espécies, sendo elas E.

anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa e P. stratiotes. Já o canal paralelo

apresentou seis espécies: E. anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa, L.

valdiviana, P. stratiotes e S. montevidensis, sendo que quatro foram as mesmas

espécies encontradas em ambos os locais (Figura 5).

Tabela 6 - Espécies de macrófitas coletadas no leito principal e canal paralelo do arroio Santa Bárbara.

Nome popular

Família

Espécie

Ocorrência

Leito

principal

Canal

paralelo

- Asteraceae Enydra anagallis x x

- Araliaceae Hydrocotyle ranunculoides x x

Canavião Poaceae Hymenachne grumosa x x

- Araceae Lemna valdiviana x

Alface-d’água Araceae Pistia stratiotes x x

Flecha, Sagitária Alismataceae Sagittaria montevidensis x

33

Figura 5 - Espécies coletadas: (a) E. anagallis, (b) H. ranunculoides, (c) H. grumosa, (d) L. valdiviana, (e) P. stratiotes e (f) S. montevidensis.

A segunda coleta realizada no mês de junho (inverno), permitiu a

identificação de somente uma espécie: a H. grumosa. Apesar da redução

perceptível visualmente na quantidade de plantas, essa espécie ainda

apresentava quantidades significativas mais próximas as margens.

Visando o levantamento de macrófitas fitorremediadoras em canais de

drenagem pluvial, investigações à campo realizadas por Oliveira et al. (2011) no

Litoral Norte do Estado do Rio Grande do Sul demonstraram a ocorrência natural

de três espécies iguais às identificadas neste trabalho, sendo elas: H.

ranunculoides, P. stratiotes e S. montevidensis, em ambientes possivelmente

poluídos.

34

Trindade et al. (2010) caracterizou a comunidade de macrófitas aquáticas

presentes no campus Carreiros da Universidade Federal de Rio Grande (FURG),

Rio Grande do Sul, tendo como objetivo ilustrar a importância que elas

apresentam para o ecossistema onde se encontram, destacando o potencial

para serem utilizadas como bioindicadoras. Dentre as quarenta e três espécies

de macrófitas documentadas por ele, cinco foram iguais a este trabalho: E.

anagallis, H. ranunculoides, L. valdiviana, P. stratiotes e S. montevidensis. O

ambiente não foi caracterizado como contaminado, porém apresenta

perturbações antrópicas.

A espécie H. ranunculoides também teve ocorrência natural registrada no

Estado do Rio Grande do Sul em duas outras localidades. A primeira é o Parque

Nacional da Lagoa do Peixe, de acordo com Rolon et al. (2011). O segundo local

é o distrito de Povo Novo, no município de Rio Grande (KAFER, 2011). Ambas

as ocorrências foram em áreas consideradas sem contaminação.

4.3 Concentrações dos metais pesados

4.3.1 Zinco (Zn)

As concentrações de zinco nas plantas analisadas estão descritas na

tabela 7. Os valores totais referem-se a soma da parte aérea com a raiz. Esse

metal foi encontrado em altas concentrações principalmente na parte radicular

das plantas. Os teores desse elemento variaram de 189,68 mg kg-1 na espécie

L. valdiviana a 361,59 mg kg-1 na espécie H. grumosa, considerando valores

totais.

A espécie H. grumosa apresentou valores significativamente maiores de

zinco na parte aérea da planta (124,10 mg kg-1). Em relação a concentração nas

raízes e no total da planta, as espécies com os teores mais elevados foram S.

montevidensis, E. anagallis e H. grumosa.

Em um estudo conduzido por Del Río et al. (2002) a família Poaceae, da

espécie H. grumosa, foi encontrada ocorrendo em três dos quatro locais

selecionados para análise na região de Sevilla, ao sul da Espanha. Esse local

foi afetado no ano de 1998 por uma contaminação de metais pesados. Uma das

35

espécies da família Poaceae teve teores de zinco similares a esta pesquisa, com

valores de 365 mg kg-1.

O grupo Asteraceae (família da E. anagallis) foi relatado também por Del

Río et al. (2002), presente nos quatro locais analisados. Porém, os valores

detectados foram inferiores (261 mg kg-1) a espécie E. anagallis.

Tabela 7 – Concentrações de zinco na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas analisadas.

Espécie Aérea Raiz Total

-------------------------mg kg-1 ----------------------

H. grumosa 124,10 a** 237,49 ab* 361,59 a**

H. ranunculoides 79,12 bc** 162,53 b* 241,65 bc**

P. stratiotes 80,74 bc** 158,64 b* 239,39 bc**

E. anagallis 65,37 c** 291,07 a* 356,44 ab**

S. montevidensis 91,67 b** 239,88 ab* 331,56 ab**

L. valdiviana - - 189,68 c**

Médias seguidas da mesma letra dentro da coluna, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

4.3.2 Chumbo (Pb)

As concentrações do elemento chumbo (Tabela 8) foram superiores na

parte aérea da espécie P. stratiotes, com a concentração de 8,59 mg kg-1,

comparada às outras espécies. A espécie E. anagallis apresentou a maior

concentração de chumbo tanto nas raízes quanto no total da planta, com valores

de 33,77 mg kg-1 e 37,90 mg kg-1, respectivamente.

Vardanyan; Ingole (2006) detectaram concentração de chumbo similar a

este estudo para a espécie P. stratiotes (28,83 mg kg-1), coletada no lago

Carambolim, na Índia, local com grande influência antrópica.

O grupo Asteraceae (família da E. anagallis) foi relatado também por Del

Río et al. (2002) com concentrações similares a este estudo para o chumbo (37

mg kg-1), em área possivelmente contaminada, ao sul da Espanha. A família

Poaceae (a qual pertence a espécie H. grumosa), foi relatada também pelo autor

com concentração similar (26 mg kg-1).

36

Tabela 8 – Concentrações de chumbo na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas analisadas.

Espécie Aérea Raiz Total

-------------------------mg kg-1 ------------------------

H. grumosa 6,23 b* 20,0 b* 26,23 b*

H. ranunculoides 7,14 b* 15,75 bc* 22,89 b*

P. stratiotes 8,59 a* 15,93 bc* 24,52 b*

E. anagallis 4,13 c* 33,77 a* 37,90 a*

S. montevidensis 4,64 c* 11,65 c* 16,29 c*

L. valdiviana - - 20,64 bc*

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

O metal pesado chumbo tem como característica a baixa mobilidade em

vegetais pois tende a se ligar fortemente aos tecidos radiculares (KABATA-

PENDIAS; PENDIAS, 2001), o que foi confirmado pela concentração mais

elevada nas raízes do que na parte aérea de todas as espécies.

4.3.3 Cromo (Cr)

O elemento cromo foi detectado em concentrações mais elevadas na

parte aérea das plantas H. grumosa, H. ranunculoides e P. stratiotes (Tabela 9),

com valores de 6,41 mg kg-1, 4,50 mg kg-1 e 4,87 mg kg-1, respectivamente.

Já a espécie que apresentou maior concentração de cromo nas raízes da

planta foi a E. anagallis, com concentração de 19,51 mg kg-1. Pode-se constatar

que a concentração de cromo foi mais elevada em todas as raízes do que na

parte aérea das plantas analisadas.

Em relação às concentrações totais, as plantas com maiores teores foram

H. grumosa e E. anagallis, com valores de 21,54 mg kg-1 e 23,51 mg kg-1.Avila

et al. (2007) detectou concentração de cromo similar no gênero Lemna sp. (10,6

mg kg-1) na região do Lago de Maracaibo na Venezuela, local afetado pelo

crescimento excessivo desse vegetal.

Vardanyan;Ingole (2006) observaram algumas espécies da família

Asteraceae (a qual pertence E. anagallis) e uma concentração foi similar a este

estudo (20,51 mg kg-1), no lago Sevan na Armênia. O intuito do estudo era

37

demonstrar a importância das macrófitas na remoção de metais pesados nessa

região. Também foi analisado por eles a concentração de cromo em P. stratiotes,

porém os valores detectados foram superiores (118,47 mg kg-1).

Odelu et al. (2014) pretendendo listar macrófitas aquáticas em lagos

eutrofizados, identificou diversas espécies da família Poaceae (a qual pertence

H. grumosa), Asteraceae (incluindo o gênero Enydra), Araceae (incluindo a

espécie P. stratiotes), e também o gênero Lemna sp.

Tabela 9 – Concentrações de cromo na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas analisadas.

Espécie Aérea Raiz Total

-------------------------mg kg-1------------------------

H. grumosa 6,41 a* 15,13 b** 21,54 ab**

H. ranunculoides 4,50 ab* 13,36 b** 17,85 b**

P. stratiotes 4,87 ab* 13,24 b** 18,12 b**

E. anagallis 4,00 b* 19,51 a** 23,51 a **

S. montevidensis 3,25 b* 7,98 c** 11,23 c**

L. valdiviana - - 10,87 c**

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

4.3.4 Manganês (Mn)

A espécie com concentração mais elevada de manganês em sua parte

aérea foi a H. grumosa, a qual foi detectada como hiperacumuladora deste

elemento por fitoextrair uma concentração acima de 1000 mg kg -1 na parte área

(Tabela 10). Vardanyan; Ingole, (2006) encontraram duas espécies da mesma

família de H. grumosa (Poaceae) hiperacumuladoras de manganês, no estudo

conduzido na Índia, local com intensa alteração antrópica.

As espécies H. ranunculoides e P. stratiotes foram as espécies com

maiores concentrações de manganês nas raízes (6072,67 mg kg-1 e 5309,47 mg

kg-1) e no total das plantas (6618,76 mg kg-1 e 6008,58 mg kg-1). Vardanyan;

Ingole, (2006) detectaram valores inferiores para a espécie P. stratiotes (1286,37

mg kg-1). O gênero Hydrocotyle (a qual pertence H. ranunculoides) foi descrito

38

por Lone et al. (2008) e Oliveira et al. (2011) como macrófita aquática

fitorremediadora de metais pesados, porém não foram quantificadas

concentrações de manganês para este vegetal.

Constatou-se também que o manganês teve maiores concentrações nas

raízes de todas as plantas do que na parte aérea das mesmas.

Tabela 10 – Concentrações de manganês na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas analisadas.

Espécie Aérea Raiz Total

-------------------------mg kg-1------------------------

H. grumosa 1091,62 a** 3256,14 b** 4347,76 b**

H. ranunculoides 546,09 b** 6072,67 a** 6618,76 a**

P. stratiotes 699,11 b** 5309,47 a** 6008,58 a**

E. anagallis 537,05 b** 2999,26 b** 3536,31 b**

S. montevidensis 53,76 c** 202,01 c** 255,77 c**

L. valdiviana - - 4113,13 b**

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. Números em negrito destacam espécies hiperacumuladoras deste elemento. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

4.3.5 Níquel (Ni)

A espécie S. montevidensis apresentou concentração significativamente

maior de níquel na parte aérea da planta (Tabela 11), porém foi a espécie E.

anagallis que apresentou concentração mais elevada desse metal nas raízes e

no total das plantas, considerando todas as espécies. O níquel esteve presente

em teores significativamente maiores nas raízes do que na parte aérea de todas

as plantas.

As concentrações de níquel encontradas neste estudo foram similares ao

obtido por Barreto (2011), onde foram relatadas 33 espécies de macrófitas com

concentrações de níquel variando entre 2,2 mg kg-1 e 20,1 mg kg-1, em locais

possivelmente contaminados. Uma das espécies identificadas pelo autor foi S.

montevidensis, porém o teor encontrado foi superior ao obtido nesta pesquisa

(44,1 mg kg-1).

39

Vardanyan; Ingole (2006), a partir da análise de macrófitas no lago

Carambolim (Índia) com intensa alteração antrópica, obtiveram uma

concentração de níquel em uma espécie do gênero Sagittaria (gênero de S.

montevidensis) similar (14,92 mg kg-1).

Apesar da existência da macrófita E. anagallis ser relatada por Rolon et

al. (2011); Trindade (2010) e Kafer (2011), não foram encontrados valores

referentes a concentração de níquel nesta espécie, nem neste gênero.

Entretanto, os autores Vardanyan; Ingole (2006) relataram duas espécies da

família de E. anagallis (Asteraceae) com concentrações inferiores (2,28 mg kg-1

e 0,62 mg kg-1).

Tabela 11 – Concentrações de níquel na parte aérea, raiz e total das espécies de plantas analisadas.

Espécie Aérea Raiz Total

-------------------------mg kg-1------------------------

H. grumosa 3,37 c** 9,01 b** 12,38 bc**

H. ranunculoides 2,16 d** 6,40 b** 8,56 de**

P. stratiotes 1,77 e** 8,41 b** 10,18 cd**

E. anagallis 3,66 b** 16,85 a** 20,51 a**

S. montevidensis 4,13 a** 10,09 b** 14,22 b**

L. valdiviana - - 5,79 e**

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

4.4 Fator de bioconcentração (BCF)

A espécie E. anagallis apresentou índices de BCF mais elevados do que

as outras espécies para o chumbo, cromo e níquel, com valores de 2251,23,

53,46 e 112,32, respectivamente (Tabela 12). Esta espécie também teve os

maiores valores de BCF para o zinco, juntamente com S. montevidensis e H.

grumosa (2079,08, 1713,50 e 1696,37).

O fator BCF do elemento manganês obtido neste trabalho para todas as

espécies foi encontrado na mesma ordem de grandeza por Martins (2014) para

outra espécie de macrófita presente naturalmente no Rio Apodi/Mossoró (RN),

40

importante recurso hídrico afetado por altos índices de eutrofização em alguns

trechos.

A espécie P. stratiotes é uma das mais estudadas no Brasil devido ao

crescimento em quantidades excessivas segundo Thomaz; Bini (2003). Odjegba;

Fasidi (2004), analisaram o índice BCF para esta espécie após a exposição de

metais em condições hidropônicas e recomendou-se a utilização dessa planta

para fitorremediação de metais pesados. Os valores encontrados foram

superiores a este estudo, sendo cromo um BCF de 1607,57, níquel 675,80, zinco

2452,67 e chumbo 1515,87.

Cheraghi et al. (2011) investigando a fitoextração e fitoestabilização em

solos contaminados com metais pesados detectaram índices de BCF inferiores

a este trabalho para o zinco e manganês em diversas espécies da família

Asteraceae e Poaceae, as quais pertencem E. anagallis e H. grumosa,

respectivamente. Os valores detectados foram em sua maioria inferiores a 1,0 e

desse modo, percebe-se o destaque das espécies identificadas neste trabalho.

Tabela 12 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na biomassa das plantas analisadas.

Espécie BCF

Zn Pb Cr Mn Ni

H. grumosa 1696,37 ab* 1333,18 b** 41,46 b** 72358,66 b** 60,08 b**

H. ranunculoides 1160,96 b* 1050,23 bc** 36,60 b** 134948,30 a** 42,66 b**

P. stratiotes 1133,19 b* 1061,96 bc** 36,28 b** 117988,40 a** 56,07 b**

E. anagallis 2079,08 a* 2251,23 a** 53,46 a** 66650,33 b** 112,32 a**

S. montevidensis 1713,50 ab* 776,63 c** 21,87 c** 4489,15 c** 67,28 b**

L. valdiviana - - - - -

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre

si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

O fator BCF da espécie presente nas duas coletas (H. grumosa) também

foi comparado (Tabela 13) e observou-se o cromo e o níquel com índices

superiores na segunda amostragem (314,62 e 265,94) quando comparados à

primeira. Já os elementos zinco, chumbo e manganês foram detectados com

valores maiores de BCF na primeira coleta (valores de 1696,37, 1333,18 e

41

72358,66). Esta espécie, além de merecer destaque por ser a única resistente

às variações sazonais da região e ser hiperacumuladora do elemento manganês,

apresentou um aumento significativo na quantidade bioacumulada de dois

metais pesados (Cr e Ni) que estão presentes em concentrações acima do

permitido no local, segundo a Resolução CONAMA nº 357/2005.

Tabela 13 – Fator de bioconcentração (BCF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na biomassa da espécie H. grumosa, presente nas duas coletas realizadas (mês de novembro e mês de junho).

BCF

Elemento Coleta 1 (nov.) Coleta 2 (jun.)

Zn 1696,37 a** 958,55 b**

Pb 1333,18 a* 1045,66 b*

Cr 41,46 b** 314,62 a*

Mn 72358,66 a* 6667,015 b*

Ni 60,08 b** 265,94 a**

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma linha, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

4.5 Fator de translocação (TF)

Os fatores de translocação (TF) foram inferiores ao valor 1,0 para todos

os metais em todas as espécies analisadas (Tabela 14), indicando que essas

plantas mantêm maiores concentrações em suas raízes. Cheraghi et al. (2011)

ao analisar o TF de diversas espécies em solos contaminados (incluindo as

famílias Asteraceae e Poaceae), detectou também valores inferiores a 1,0 para

a maioria das plantas estudadas.

42

Tabela 14 – Fator de translocação (TF) dos elementos Zn, Pb, Cr, Mn e Ni na biomassa das plantas analisadas.

Espécie TF

Zn Pb Cr Mn Ni

H. grumosa 0,52 a* 0,31 c** 0,42 a** 0,35 a* 0,37 a**

H. ranunculoides 0,50 ab* 0,45 ab** 0,33 ab** 0,09 b* 0,34 ab**

P. stratiotes 0,53 a* 0,54 a** 0,36 a** 0,13 ab* 0,21b **

E. anagallis 0,22 b* 0,12 d** 0,20 b** 0,18 ab* 0,21 b**

S. montevidensis 0,38 ab*

0,40 bc** 0,41 a** 0,27 ab* 0,41 a**

L. valdiviana - - - - -

Médias seguidas da mesma letra dentro da mesma coluna, para cada variável não diferem entre si pelo teste de Tukey.*0,05% de probabilidade de erro.** 0,01% de probabilidade de erro. - Valores não obtidos devido a impossibilidade de separação das partes do vegetal.

Pode-se concluir que todas as espécies analisadas apresentam potencial

para uso em técnicas de fitorremediação pela rizofiltração e fitoestabilização

para todos os metais pesados, já que possuem altos valores de BCF e baixos

valores de TF, características estas propostas por Yoon et al. (2006), visto que

elas apresentam capacidade de bioconcentrar esses elementos e mantê-los em

maiores concentrações em suas raízes. Recomenda-se a análise de outros

fatores dessas espécies, como por exemplo, a quantidade de biomassa que cada

espécie apresenta, para verificação do tempo e eficiência de remoção.

43

5. CONCLUSÃO

A análise da água do Arroio Santa Bárbara permitiu a identificação de

teores acima do permitido na legislação para os metais chumbo, cromo e níquel

e também para os elementos fósforo e nitrogênio, demonstrando que há uma

grave contaminação ambiental da água, e indicando a necessidade de uma

profunda intervenção na recuperação deste corpo hídrico. Além disso, no mesmo

ambiente, foram identificadas seis espécies de macrófitas aquáticas, sendo elas

E. anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa, L. valdiviana, P. stratiotes e S.

montevidensis.

A macrófita E. anagallis destacou-se nesta pesquisa por apresentar as

maiores concentrações de zinco (juntamente com H. grumosa e S.

montevidensis), chumbo, cromo e níquel comparada às outras espécies, bem

como os maiores fatores BCF para estes metais.

O manganês foi o elemento bioconcentrado em maiores quantidades

pelas espécies E. anagallis, H. ranunculoides, H. grumosa, P. stratiotes e S.

montevidensis, demonstrando o alto potencial destas em biorremediar áreas

contaminadas com esse metal pesado. A espécie H. grumosa apresentou

excelentes características de planta hiperacumuladora deste elemento, o qual é

encontrado em altas concentrações nos solos da região.

Além disso, a macrófita H. grumosa demonstrou resistência às variações

sazonais da região. A análise do fator de bioconcentração nas duas coletas desta

planta permitiram verificar que os índices foram maiores no mês de novembro

para o zinco, chumbo e manganês. Já o cromo e níquel foram detectados com

valores maiores no mês de junho.

Todas as espécies analisadas apresentam potencial para uso em técnicas

de fitorremediação dos metais pesados zinco, cromo, chumbo, níquel e

manganês através de mecanismos de rizofiltração e fitoestabilização, visto que

apresentam capacidade de bioconcentrar esses elementos e mantê-los em

maiores concentrações em suas raízes.

44

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