VALORES ORIENTADORES DE PREVENÇÃO PARA ......RESUMO OLIVEIRA, Daniela Aparecida de. Valores orientadores de prevenção para cobre e zinco em solos do estado de Santa Catarina. 2019

DANIELA APARECIDA DE OLIVEIRA

VALORES ORIENTADORES DE PREVENÇÃO PARA COBRE E ZINCO EM

SOLOS DO ESTADO DE SANTA CATARINA

Tese apresentada ao Curso de Pós-Graduação em Ciência

do Solo da Universidade do Estado de Santa Catarina,

como requisito parcial para obtenção do grau de Doutor em Ciência do Solo.

Orientador: David José Miquelluti

Coorientador: Milton da Veiga

LAGES

2019

DANIELA APARECIDA DE OLIVEIRA

VALORES ORIENTADORES DE PREVENÇÃO PARA COBRE E ZINCO EM

SOLOS DO ESTADO DE SANTA CATARINA

Tese apresentada ao Curso de Pós-Graduação em Ciência do Solo da Universidade do Estado

de Santa Catarina, como requisito parcial para obtenção do grau de Doutor em Ciência do Solo.

Banca Examinadora

Orientador: _______________________________________________________________

Prof. Dr. David José Miquelluti

Universidade do Estado de Santa Catarina

Membro: _________________________________________________________________

Prof. Dr. Osmar Klauberg Filho


Membro: _________________________________________________________________

Profa. Dra. Mari Lucia Campos


Membro: _________________________________________________________________

Profa. Dra. Júlia Carina Niemeyer

Universidade Federal de Santa Catarina

Membro: _________________________________________________________________

Prof. Dr. Paulo Roger Lopes Alves

Universidade Federal da Fronteira Sul

LAGES

2019

Dedico,

Ao meu paizinho, José Ademar e

mãezinha Maria Nilsa, pelo amor

incondicional e por acreditarem e incentivarem

a realização dos meus sonhos;

Aos meus irmãos Diego e Duda, à

afilhada que escolhi, Valentina. A distância

nunca foi empecilho para que eu me sentisse

perto de vocês meus queridos.

Ao Éderson, meu companheiro de

caminho e meu maior incentivador.

Em especial, aos meus avós que amarei

eternamente.

AGRADECIMENTOS

É com muita gratidão que chego ao final do doutorado. Contudo, essa etapa não foi

vencida de maneira solitária e, em reconhecimento às pessoas indispensáveis para essa

conquista, faço meus agradecimentos.

A Deus que guia meus passos e ao universo que sempre conspira a meu favor, colocando

pessoas maravilhosas em meu caminho, fazendo com que tudo dê certo, de alguma maneira,

meu muito obrigada.

Aos mestres do Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo da UDESC, pelos

conhecimentos transmitidos que engrandeceram minha visão de mundo.

Aos técnicos e servidores da UDESC do Centro de Ciências Agroveterinárias, por todo

o auxílio prestado e por serem facilitadores da trajetória acadêmica.

Ao meu Orientador e amigo Professor David José Miquelluti, à dedicação, orientação,

conselhos, ensinamentos e por sua dedicada atenção à formação de seus alunos. Obrigada, por

todo o conhecimento repassado, a confiança em mim depositada, mas principalmente, obrigada

pelas conversas e conselhos que sempre traziam afeto e motivação, sem dúvida o caminho foi

menos árduo por saber que “tinha com quem contar”.

Ao Professor Osmar Klauberg Filho, agradeço a oportunidade e confiança em mim

depositada, ao exemplo profissional, à dedicação e orientação no decorrer desses quatro anos.

Obrigada pelo seu lado “humano”, e pela acolhida no laboratório que, além dos recursos,

proporcionou um ambiente de trabalho de muito aprendizado pessoal e profissional.

À Professora Mari, agradeço seu entusiasmo, motivação, conselhos e ensinamentos.

Obrigada pelas longas conversas que, além de conhecimento, traziam conforto e motivação.

Mas principalmente, obrigada pela força feminina que representa no Programa de pós-

Graduação, és um exemplo!

Ao meu “pai acadêmico” Milton da Veiga, agradeço o apoio, a partilha do saber, as

valiosas orientações e contribuições para o trabalho. Acima de tudo, obrigada pela inspiração

de profissional e ser humano que és e que ainda me fazem ter fé na humanidade. Obrigada pela

amizade e pelo acolhimento desde o início da minha vida acadêmica e por continuar a me

acompanhar nesta jornada, estimulando meu interesse pelo conhecimento. Sem sombra de

dúvidas, todos esses anos que passei sob sua orientação formaram a base para a construção de

meu futuro.

Aos meus amados pais José Ademar de Oliveira e Maria Nilza de Oliveira, irmão Diego

Denis Oliveira, irmã Dheniffer Eduarda de Oliveira, afilhada Valentina Bianca da Silva e a toda

a família, que mesmo sem entender muito bem o trabalho da vida acadêmica foram apoiadores,

incentivadores e compreensivos me proporcionando uma vida cheia de amor, que permitiram

fazer as minhas escolhas e estiveram comigo, sempre.

Ao Ederson Rodrigues Pereira, meu amigo e meu amor, por tornar a “estrada” mais leve

com seu carinho, parceria e compreensão. Essa conquista não seria possível e não teria o mesmo

valor se não fosse ao seu lado e, citando La Serna (1952), sigamos sempre com identidade de

aspirações e conjunção de sonhos, eu te amo.

Aos colegas, amigos e companheiros de jornada do Programa de Pós-Graduação em

Ciência do Solo, mais especificamente os membros e bolsistas (Andressa, Eduardo, Isabella, e

Gabriela) do laboratório de ecologia do solo, meu mais sincero muito obrigada. Por serem

muitos, não há espaço nesse documento para que sejam nomeados um a um, mas há muito

espaço em meu coração para saber que, sem a ajuda de vocês, sem os momentos de

descontração e os desafios compartilhados, a concretização desse trabalho seria certamente

mais difícil e não seria tão gratificante.

Quero agradecer, em especial, aos amigos que o processo de doutoramento me

proporcionou e que acompanharam um pouco mais de perto essa caminhada, Nessa, Pati, Luíza,

Milton, Gil, Julinha, Josi e Jéssica, vocês fizeram essa experiência ter um sentido todo especial.

Aos amigos que, por vezes, não tiveram minha presença física, mas sempre estiveram

em meu coração Augusto, Luiz, Taci, Keli, Glau, Eliane, Manu, Corada, Danda, Ana, Cris,

Valderi e Brenda.

Estendo meus agradecimentos aos colegas dos laboratórios de Fertilidade, Química e

análise ambiental, Manejo e física, Uso e conservação e Gênese do Solo, pelos materiais e

equipamentos cedidos, auxílio nas análises laboratoriais e conversas sempre muito construtivas.

À UDESC, de maneira geral, principalmente por proporcionar ensino gratuito e de qualidade.

“Tenho a impressão de ter sido uma criança

brincando à beira-mar, divertindo-me em

descobrir uma pedrinha mais lisa ou uma

concha mais bonita que as outras, enquanto o

imenso oceano da verdade continua misterioso

diante de meus olhos”. (Isaac Newton)

RESUMO

OLIVEIRA, Daniela Aparecida de. Valores orientadores de prevenção para cobre e zinco

em solos do estado de Santa Catarina. 2019. 205p. Tese de Doutorado em Ciência do Solo.

Área: Biologia do Solo. Universidade do Estado de Santa Catarina – Centro de Ciências

Agroveterinárias, Lages, 2019

A crescente expansão populacional, industrial e agrícola vem contribuindo de forma

significativa para o aporte de elementos-traço nos ecossistemas, interferindo na composição e

estrutura das comunidades e ocasionando desequilíbrio ambiental, com perda das funções e

serviços ecossistêmicos. Entre os diversos elementos inseridos de forma direta e indireta no

solo destacam-se os elementos cobre e zinco, elementos-traço que, apesar de serem

fundamentais para o metabolismo biológico, quando em excesso tornam-se prejudiciais,

requerendo avaliações mais efetivas de forma a melhor compreender e prevenir os potenciais

riscos da exposição biológica a estes elementos estressores. Considerando o acima exposto, o

objetivo da presente pesquisa foi avaliar os efeitos da aplicação de cobre e zinco sobre o

desenvolvimento de organismos do solo, visando derivar um valor orientador de prevenção para

solos representativos de Santa Catarina. O estudo foi desenvolvido em Lages (SC), no Centro

de Ciências Agroveterinárias, campus da Universidade do Estado de Santa Catarina. Os

experimentos foram realizados em amostras de Nitossolo Vermelho Eutrofico, Cambissolo

Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT), sendo os dois primeiros coletados na camada de 0-20

cm de profundidade em áreas sob vegetação natural não antropizada. As principais

determinações durante o estudo foram: caracterização dos solos quanto à granulometria, pH em

água, teores trocáveis de Ca, Mg, Al, P, K, Cu, Fe, Mn e Zn, acidez potencial, frações da matéria

orgânica, mineralogia da fração argila, fósforo remanescente e capacidade máxima de adsorção.

Foram determinados os teores de Cu e Zn e o efeito destas na reprodução e sobrevivência

Enchytraeus crypticus, E. bigeminus, Eisenia andrei, Perionyx excavatus, Folsomia candida, e

Proisotoma minuta. Os tratamentos consistiram de doses crescentes de cobre e zinco, sendo

determinados os efeitos sobre a reprodução e sobrevivência desses organismos do solo. Os

dados obtidos foram submetidos à análise de variância (ANOVA One-way) e as médias

comparadas pelo teste de Dunnett (p≤0,05). Os valores de EC50 (Concentração que causa Efeito

em 50% da população) foram determinados por análise de regressão não linear. A partir dos

valores de CE50, foram construídas as Curvas de Distribuição de Sensibilidade das Espécies

(SSD) e obtidos os valores de HC5 e HC50, (Concentração de risco para 5 e 50% das espécies,

respectivamente), assim como os valores orientadores para cada classe de solo. No Nitossolo,

contaminado com o Cu, a espécie mais sensível foi a P. excavatus e a menos sensível P. minuta

e, o valor de HC5 foi 252,90 (144,10 – 325,40) mg kg-1 de solo seco. Para essas mesmas

condições no Cambissolo o HC5 foi 40,21 (9,08 – 78,25) mg kg-1 de solo seco e a espécie mais

sensível foi a P. excavatus e a menos sensível P. minuta. Em relação ao Zn, quando aplicado

no Nitossolo, o valor da HC5 foi de 316,42 (193,29 – 394,49) mg kg-1 de solo seco e a espécie

mais sensível foi o E. andrei e a menos sensível foi P. minuta. No Cambissolo, o valor de HC5

foi de 153,85 (94,48 – 191,36) mg kg-1 de solo seco e a espécie mais sensível foi a E. bigeminus

e a menos sensível foi P. minuta. O Cu e o Zn apresentaram maior biodisponibilidade no

Cambissolo do que no SAT e Nitossolo. Considerando os resultados obtidos nos testes agudos

e crônicos com os seis organismos evidenciam efeitos negativos sobre a sobrevivência e o

número de juvenis gerados com aumento das doses de Cu e Zn aplicadas, independente do solo

avaliado, sendo os anelídeos mais sensíveis ao Cu e Zn do que os colêmbolos. Contudo, os

efeitos destes elementos-traço na sobrevivência e reprodução dos organismos variam nos solos

de diferentes classes texturais, pH’s e teores de óxidos, sendo os efeitos, mais expressivos no

Cambissolo. O VP (Valor de Prevenção) para o Cu para o Cambissolo foi mais restritivo

(141,21 mg kg-1) quando comparado aos outros solos estudados, devido às suas características

que propiciam menor retenção do Cu, enquanto para o Nitossolo, o maior valor de VP de Cu

encontrado (363,90 mg kg-1) foi atribuído ao seu caráter mais argiloso, sua riqueza em ferro, e

à elevada capacidade de troca de cátions. O VP para o Zn para o Cambissolo foi mais restritivo

(214,85 mg kg-1), quando comparado ao Nitossolo (377,70 mg kg-1) devido ao seu caráter mais

argiloso, sua riqueza em ferro e mais elevada de capacidade de troca de cátions. Recomendamos

utilizar o valor de 141,21 mg kg-1 como valor o preventivo para Cu e 214,85 mg kg-1 para Zn

em solos do Estado de Santa Catarina.

Palavras-chave: Solos. Elementos-traço. Valores de Prevenção. Ecotoxicologia terrestre. SSD.

ABSTRACT

OLIVEIRA, Daniela Aparecida. Precaution guiding values for copper and zinc to Santa

Catarina State soils.. 2019. 205 p. PhD Thesis in Soil Science. Area: Soil Biology. Santa

Catarina State University – Agroveterinary Sciences Center, Lages, 2019.

The increasing population, industrial and agricultural expansion has contributed significantly

to the supply of trace elements in ecosystems, affecting the composition and structure of

communities and causing environmental imbalance with loss of function and ecosystem

services. Among the several elements inserted directly and indirectly in the soil we highlight

the elements copper and zinc, trace elements that, although fundamental for biological

metabolism, when in excess become harmful, requiring more effective evaluations in order to

better understand and prevent the potential risks of biological exposure to these stressors.

Considering the above, the aim of this research was to evaluate the effects of the application of

copper and zinc on the development of soil organisms, aiming to derive a guiding value of

prevention for soils representative of Santa Catarina. The study was developed in Lages (SC),

at the Agroveterinary Sciences Center, campus of Santa Catarina State University. The

experiments were carried out on samples of Nitosol, Cambisol and Tropical Artificial Soil

(TAS), the first two were collected in the 0-20 cm depth layer in under natural non-

anthropogenic vegetation areas. The main determinations during the study were:

characterization of the soil as the particle size, water pH, exchangeable Ca, Mg, Al, P, K, Cu,

Fe, Mn and Zn, the potential acidity, soil organic matter, mineralogy clay fraction, remaining

phosphorus and maximum adsorption capacity. The levels of Cu and Zn and their effect on

reproduction and survival were determined on Enchytraeus crypticus, E. bigeminus, Eisenia

andrei, Perionyx excavatus, Folsomia candida, and Proisotoma minuta. The treatments

consisted of increasing doses of copper and zinc, and the effects on reproduction and survival

of these soil organisms were determined. Data were submitted to analysis of variance (ANOVA

One-way) and means were compared by the Dunnett test (p≤0.05). The EC50 (concentration

that causes 50% effect on the population) were determined by nonlinear regression analysis.

From the EC50 values, the Species Sensitivity Distribution Curves (SSD) were constructed and

the values of HC5 and HC50, (hazzard concentration for 5 and 50% of the species, respectively)

were obtained, as well as guiding values for each class of soil. On Nitossolo, contaminated with

Cu, the most sensitive species was P. excavatus and the less one sensitive P. minuta, and the

value of HC5 was 252.90 (144.10 - 325.40) mg kg-1 of dry soil. For the same conditions on

Cambisol the HC5 was 40.21 (9.08 - 78.25) mg kg-1 of dry soil and the most sensitive species

was P. excavatus and the least sensitive species P. minuta. Regarding Zn, when applied on

Nitosol, the value of HC5 was 316.42 (193.29 - 394.49) mg kg-1 of dry soil and was the most

sensitive species E. andrei and was less sensitive P. minuta. On the Cambisol, the HC5 value

was 153.85 (94.48 - 191.36) mg kg-1 of dry soil and the most sensitive species was E. bigeminus

and the least sensitive was P. minuta. The Cu and Zn exhibited higher bioavailability in

Cambisol than TAS and Nitosol. Considering the results obtained in the acute and chronic tests

with the six organisms, there were negative effects on the survival and the number of juveniles

generated with increased Cu and Zn applied, independently of the evaluated soil, being the

annelids more sensitive to Cu and Zn than the collembolans. However, the effects of these trace

elements on the survival and reproduction of organisms vary in soils of different textural

classes, pH's and oxides contents, and the effects were more significant in Cambisols. The PV

(Prevention Value) for Cu on Cambisols was more restrictive (141.21 mg kg-1) when compared

to the other soils studied, due to their characteristics that lead to lower retention of Cu, whereas

for Nitossolo, the highest value of PV of Cu found (363.90 mg kg-1) was attributed to its more

clayey character, its iron richness, and its high cation exchange capacity. The PV for the Zn on

Cambisols was more restrictive (214.85 mg kg-1), when compared to Nitossolo (377.70 mg kg-

1) due to its more clayey character, its iron richness and higher capacity of cation exchange. We

recommend using a value of 141.21 mg kg-1 and the preventive value for Cu and 214.85 mg kg-

1 for Zn in Santa Catarina state soils.

Keywords: Soil. Trace elements. Prevention Values. Terrestrial ecotoxicology. SSD

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Dinâmica e vias de exposição dos elementos-traço no meio ambiente..... ...........35

Figura 2 - Tipos de interação entre as fases sólida e líquida do solo.. .................................. 38

CAPÍTULO 1

Figura 3 - Conjunto de amostras para análise granulométrica do solo. ............................... 76

Figura 4 - Lâminas de argila orientada em processo de secagem ao ar. .............................. 78

Figura 5 - Equipamento de fluorescência de raios-X contendo as amostras para leitura dos

teores de óxidos (a). Amostras de TFSA dispostas em portas amostras (b). ....... 80

Figura 6 - Extratos de amostras dos solos prontos para a dosagem dos teores de P-rem. .... 81

Figura 7 - Distribuição do COT nas frações húmicas em um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),

Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT)................... 86

Figura 8 - Difratograma da fração argila saturadas com magnésio (Mg) e magnésio mais

etileno glicol (Mg+EG); com potássio (K+ ) a diferentes temperaturas: à

temperatura ambiente (K25), 100°C (K100), 350°C (K350) e a 550°C (K550) de

um Nitossolo Vermelho (Nitossolo) ................................................................... 87


etileno glicol (Mg+EG); com potássio (K) a diferentes temperaturas: à temperatura

ambiente (K25), 100°C (K100), 350°C (K350) e a 550°C (K550) de um Cambissolo

Húmico. ............................................................................................................. 89


etileno glicol (Mg+EG); com potássio (K+ ) a diferentes temperaturas: à

temperatura ambiente (K25), 100°C (K100), 350°C (K350) e a 550°C (K550) de

um Solo Artificial Tropical (SAT). .................................................................... 90

Figura 11 - Isotermas de adsorção de Cu em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo Húmico (b)

e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), indicando a quantidade adsorvida (q) de Cu

em função da concentração de equilíbrio (Ce)... ................................................. 94

Figura 12 - Isotermas de adsorção de Zn em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo Húmico (b)

e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), indicando a quantidade adsorvida (q) de Zn

em função da concentração de equilíbrio (Ce). ................................................... 97

CAPÍTULO 2

Figura 13 - Média de indivíduos vivos de E. andrei em Nitossolo Vermelho (a),

Cambissolo Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c) contaminado com

doses de Cu. ..................................................................................................... 120

Figura 14 - Número de indivíduos juvenis de E. andrei e P. excavatus em Nitossolo Vermelho

(Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e Solo artificial tropical (SAT) (c,

f), contaminados com doses de Cu. ................................................................. 123

Figura 15 - Média de indivíduos vivos de E. crypticus em Nitossolo Vermelho (a),


doses de Cu. ..................................................................................................... 126

Figura 16 - Número de indivíduos juvenis de E. crypticus e E. bigeminus em Nitossolo

Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e Solo artificial tropical

(SAT) (c, f), contaminados com doses de Cu.. ................................................. 127

Figura 17 - Média de indivíduos vivos de E. andrei em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo

Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c) contaminado com doses de Zn 131

Figura 18 - Número de indivíduos juvenis de E. andrei e P. excavatus em Nitossolo Vermelho


f), contaminados com doses de Zn. .................................................................. 134

Figura 19 - Média de indivíduos vivos de E. crypticus em Nitossolo Vermelho (a),

Cambissolo Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), contaminados com

doses de Zn. ..................................................................................................... 136

Figura 20 - Número de indivíduos juvenis de E. crypticus e E. bigeminus em Nitossolo

Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e Solo artificial tropical

(SAT) (c, f), contaminados com doses de Zn. ................................................... 138

CAPÍTULO 3

Figura 21 - Média de indivíduos vivos de F. candida em Nitossolo Vermelho (a),


doses de Cu.. .................................................................................................... 161

Figura 22 - Número de indivíduos juvenis de F. candida e P. minuta em Nitossolo Vermelho


f), contaminados com doses de Cu.... ............................................................... 163

Figura 23 - Média de indivíduos vivos de F. candida em Nitossolo Vermelho (a),


doses de Zn. ..................................................................................................... 167

Figura 24 - Número de indivíduos juvenis de F. candida e P. minuta em Nitossolo Vermelho


f), contaminados com doses de Zn.. ................................................................. 169

CAPÍTULO 4

Figura 25 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Cu em um Nitossolo

Vermelho com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de invertebrados

do solo. O tracejado representa o (HC5): a concentração de risco para 5% (eixo

y=0,05) das espécies avaliadas. e (HC50): a concentração de risco para 50% (eixo

y=0,5) das espécies avaliadas... ........................................................................ 189

Figura 26 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Cu em um Cambissolo

Húmico com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de invertebrados do

solo. O tracejado representa o (HC5): a concentração de risco para 5% (eixo y=0,05)

das espécies avaliadas. e (HC50): a concentração de risco para 50% (eixo y=0,5) das

espécies avaliadas... ......................................................................................... 190

Figura 27 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Cu em um um Solo

Artificial Tropical (SAT) com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de

invertebrados do solo. O tracejado representa o (HC5): a concentração de risco para

5% (eixo y=0,05) das espécies avaliadas. e (HC50): a concentração de risco para

50% (eixo y=0,5) das espécies avaliadas. ......................................................... 191

Figura 28 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Zn em um Nitossolo




y=0,5) das espécies avaliadas. .......................................................................... 193

Figura 29 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Zn em um Cambissolo

Húmico com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de invertebrados do

solo. O tracejado representa o (HC5): a concentração de risco para 5% (eixo y=0,05)

das espécies avaliadas. e (HC50): a concentração de risco para 50% (eixo y=0,5) das

espécies avaliadas... ......................................................................................... 194

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Adições globais de elementos-traço ao solo (Gg ano -1). ..................................... 35

Tabela 2 - Valores orientadores para Cu e Zn (mg kg-1) para o Brasil e o Estado de

São Paulo. .......................................................................................................... 43

CAPÍTULO 1

Tabela 3 - Granulometria e classes texturais de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),


Tabela 4 - Parâmetros químicos de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico

(Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT) ................................................... 84

Tabela 5 - Relação entre as áreas dos picos dos argilominerais de um Nitossolo Vermelho

(Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT) 88

Tabela 6 - Teores médios de elementos químicos expressados em óxidos de um Nitossolo

Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial

Tropical (SAT) analisados por fluorescência de raios-x (método Omnian semi-

quantitativo) ...................................................................................................... 91

Tabela 7 - Teores de fósforo remanescente (P-rem) de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),


Tabela 8 - Capacidade máxima de adsorção (CMA) e coeficientes de determinação, ajustados

aos dados de adsorção de cobre e zinco de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),


CAPÍTULO 2

Tabela 9 – Concentrações nominais dos metais cobre e zinco em miligrama (mg) por

quilograma (kg) de solo seco (mg kg-1) utilizadas nos testes de toxicidade crônica

com os organismos terrestres em cada tipo de solo. .......................................... 115

Tabela 10 - Equações dos modelos utilizados nos testes ecotoxicológicos para determinação

da CE50.. .......................................................................................................... 117

Tabela 11 –Número médio de juvenis (± desvio padrão) nos controles dos testes crônicos de

ecotoxicidade realizados em quatro espécies de anelídeos em um Nitossolo

Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical

(SAT) para Cu e Zn ......................................................................................... 119

Tabela 12 - Concentração letal (CL50) calculada para o teste de letalidade com E. andrei em

Nitossolo Vermelho Cambissolo Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT),

contaminados com doses de Cu. ....................................................................... 121

Tabela 13 - Concentração efetiva (CE50) e intervalo de confiança, Modelo estatístico e R² (%

do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de minhocas em

Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo

Artificial Tropical - SAT com aplicação de doses de Cu.). ............................... 123

Tabela 14 - Concentração letal (CL50) calculada para o teste de letalidade com E. crypticus em

Nitossolo Vermelho, Cambissolo Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT),

contaminados com doses de Cu ........................................................................ 127

Tabela 15 - Concentração efetiva (CE50) e intervalo de confiança, Modelo estatístico e r² (% do

ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de enquitreídeos em


Artificial Tropical - SAT com aplicação de doses de Cu. ................................ 129



contaminados com doses de Zn ........................................................................ 132


do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de minhocas testados em


Tropical Artificial - SAT com aplicação de doses de Zn.. ................................. 133



contaminados com doses de Zn. ...................................................................... 137


ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução dos organismos testados em


Artificial Tropical - SAT com aplicação de doses de Zn.. ................................. 139

CAPÍTULO 3

Tabela 20 - Concentrações nominais dos metais Cu e Zn em miligrama (mg) por quilograma

(kg) de solo seco (mg kg-1) utilizadas nos testes de toxicidade crônica com os

colêmbolos em cada tipo de solo.. ................................................................... 157

Tabela 21 - Número médio de juvenis (± desvio padrão) nos controles encontrados ao fim dos

testes crônicos de ecotoxicidade realizados com duas espécies de artrópodes do solo

usando um Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e

Solo Artificial Tropical (SAT) para Cu e Zn.. .................................................. 160

Tabela 22 - Concentração letal (CL50) calculada para o teste de letalidade com F. candida em

Nitossolo Vermelho, Cambissolo Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT)

contaminados com doses de Cu.. ..................................................................... 161


ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de colêmbolos em Nitossolo


- SAT com aplicação de doses de Cu................................................................ 164



contaminados com doses de Zn.. ..................................................................... 166


ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de colêmbolos testados em

Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e SAT com

aplicação de doses de Zn. ................................................................................. 168

CAPÍTULO 4


do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução dos organismos testados

em Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e SAT com

aplicação de doses de Cu. ................................................................................ 186




aplicação de doses de Zn... ............................................................................... 187

Tabela 28 - Concentração de risco das espécies para 5% (HC5) e 50% (HC50) e limites

superiores e inferiores do intervalo de confiança (95%) em Nitossolo

Vermelho, Cambissolo Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT) contaminados com

doses de Cu. .................................................................................................... 189


superiores e inferiores do intervalo de confiança (95%) e em Nitossolo Vermelho,

Cambissolo Húmico contaminados com doses de Zn........................................ 194

Tabela 30 - Valores de HC5 calculados a partir das CE50 determinadas para diferentes

invertebrados do solo, valores de VP para o Cu, resultantes da soma de cada HC5

com o VRQ. ..................................................................................................... 196


invertebrados do solo, valores de VP para o Zn, resultantes da soma de cada HC5

com o VRQ... ................................................................................................... 197

LISTA DE ABREVIATURAS

ABNT – Associação Brasileira de Normas Técnicas

ANVISA – Agência Nacional de Vigilância Sanitária

ARE – Análise de Risco Ecológico

B.O.D – Biochemical Oxygen Demand. Pt: Demanda Bioquímica de Oxigênio. Incubadora para

criação das culturas

CAV – Centro de Ciências Agroveterinárias

CENO – Concentração de Efeito Não Observado

CEO – Concentração de Efeito Observado

CLx – Concentração Letal em X % da População

CMR – Capacidade Máxima de Retenção de Água

CRA – Capacidade de Retenção de Água

CTC – Capacidade de Troca Catiônica em pH 7,0

DSE – Distribuição da Sensibilidade das Espécies

ECx – Effect Concentration em X % da População. Pt: Concentração de Efeito

EFSA – European Food Safety Authority. Pt: Autoridade Europeia para a Segurança Alimentar

Endpoints – Parâmetros que indicam os ensaios utilizados, ex.: Letalidade (LC) e reprodução

(EC) são dos mais comuns

FAO – Organização das Nações Unidas para Agricultura e Alimentação

HCx – Hazardous Concentration em X % de uma comunidade. Pt.: Concentração de Risco

IBAMA – Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais

ISO – International Organization for Standardization. Pt: Organização Internacional de

Normalização

MAPA – Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento

MO – Matéria Orgânica

NBR – Norma da Associação Brasileira de Normas Técnicas

OECD – Organization for Economic Co-operation and Development. Pt: Organização para

Cooperação e Desenvolvimento Econômico

SAT – Solo Artificial Tropical

SSD – Species Sensitivity Distribution. Pt: Distribuição da Sensibilidade das Espécies (DSE)

ou Curva de Sensibilidade das Espécies

TIER – Nível ou Etapa

UDESC – Universidade do Estado de Santa Catarina

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO GERAL...... .................................................................................... 29

1.1 OBJETIVOS...... ......................................................................................................... 32

1.1.1 Objetivo Geral................................................................................................................32

1.1.2 Objetivos Específicos.......................................................... ......................................... 32

1.2 HIPÓTESES........................................................................................ .......................... 32

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................................. 33

2.1 ELEMENTOS-TRAÇO NO SOLO........................ ..................................................... 33

2.2 REAÇÕES QUE CONTROLAM A DISPONIBILIDADE DO COBRE E DO ZINCO

NO SOLO ................................................................................................................... 37

2.3 VALORES ORIENTADORES PARA SOLOS CONTAMINADOS........................... 41

2.4 ECOTOXICOLOGIA ................................................................................................. 43

2.5 FAUNA EDÁFICA E SERVIÇOS ECOSSISTÊMICOS ............................................ 46

REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 51

3 CAPÍTULO 1: A INFLUÊNCIA DOS ATRIBUTOS FÍSICOS, QUÍMICOS E

MINERALÓGICOS DE SOLOS SUBTROPICAIS NA DISPONIBILIDADE DE

COBRE E ZINCO .................................................................................................... 69

RESUMO ................................................................................................................... 69

ABSTRACT ............................................................................................................... 71

3.1 INTRODUÇÃO .......................................................................................................... 76

3.2 MATERIAL E MÉTODOS......................................................................................... 74

3.2.1 Critérios para seleção dos solos e amostragem.............................................................74

3.2.2 Caracterização química dos solos ................................................................................75

3.2.3 Distribuição de tamanho de partículas do solo (granulometria) ............................. 76

3.2.4 Fracionamento das substâncias húmicas ................................................................. 77

3.2.5 Mineralogia da fração argila .................................................................................... 77

3.2.6 Teores de óxidos totais por fluorescência de raio X................................................. 80

3.2.7 Capacidade de adsorção de fosfato – P remanescente ............................................. 81

3.2.8 Capacidade máxima de adsorção de Cu e Zn .......................................................... 81

3.2.9 Análise dos dados ...................................................................................................... 83

3.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO............................................................ ....................... 83

3.3.1 Características gerais dos solos estudados .............................................................. 83

3.3.2 Fracionamento das substâncias húmicas ................................................................. 85

3.3.3 Mineralogia da fração argila .................................................................................... 86

3.3.4 Teores de óxidos por fluorescência de raio X .......................................................... 90

3.3.5 Capacidade de adsorção de fosfato – P remanescente ............................................. 92

3.3.6 Capacidade máxima de adsorção (CMA) ................................................................ 93

3.3.6.1 CMA - Cobre ........................................................................................................... 93

3.3.6.2 CMA - Zinco ............................................................................................................. 96

3.4 CONCLUSÃO ............................................................................................................ 98

REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 99

4 CAPÍTULO 2: EFEITOS ECOTOXICOLÓGICOS DO COBRE E DO ZINCO

SOBRE OS ANELÍDEOS DO SOLO ................................................................... 107

RESUMO ................................................................................................................ 107

ABSTRACT ............................................................................................................ 109

4.1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 111

4.2 MATERIAL E MÉTODOS...................................................................................... 111

4.2.1 Critérios para seleção dos solos e amostragem ..................................................... 113

4.2.2 Ensaios ecotoxicológicos ........................................................................................ 113

4.2.2.1 Contaminação dos solos com concentrações de Cu e Zn ........................................ 113

4.2.2.2 Teste de toxicidade aguda – Letalidade ................................................................ 114

4.2.2.3 Testes de toxicidade crônica - Reprodução ........................................................... 114

4.2.2.4 Testes de toxicidade crônica (reprodução) com minhocas ..................................... 115

4.2.2.5 Testes de toxicidade crônica (reprodução) com enquitreídeos ............................... 116

4.2.3 Análise dos dados ................................................................................................... 117

4.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO .............................................................................. 118

4.3.1 Validação dos testes ............................................................................................... 118

4.3.2 Testes de toxicidade - Cu ....................................................................................... 119

4.3.2.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de minhocas .... 119

4.3.2.2 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de enquitreídeos 125

4.3.3 Testes de toxicidade - Zn ....................................................................................... 130

4.3.3.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de minhocas .... 130

4.3.3.2 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de enquitreídeos 136

4.4 CONCLUSÃO ......................................................................................................... 141

REFERÊNCIAS ...................................................................................................... 143


SOBRE OS ARTRÓPODES DO SOLO ............................................................... 151

RESUMO ................................................................................................................ 151

ABSTRACT ............................................................................................................ 153

5.1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 155


5.2.1 Critérios para seleção dos solos e amostragem ..................................................... 156

5.2.2 Ensaios ecotoxicológicos ........................................................................................ 157

5.2.2.1 Contaminação dos solos com concentrações de Cu e Zn ........................................ 157

5.2.2.2 Teste de toxicidade aguda – Letalidade ................................................................ 157

5.2.2.3 Testes de toxicidade crônica - Reprodução ........................................................... 157



5.3.1 Validação dos testes ............................................................................................... 159

5.3.2 Testes de toxicidade - Cu ....................................................................................... 160

5.3.2.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução).......................... 160

5.3.3 Testes de toxicidade - Zn ....................................................................................... 166

5.3.3.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução).......................... 166

5.4 CONCLUSÃO ......................................................................................................... 172

REFERÊNCIAS ...................................................................................................... 173

6 CAPÍTULO 4: DERIVAÇÃO DE VALORES ORIENTADORES PARA SOLOS

CONTENDO COBRE E ZINCO EM SANTA CATARINA ............................... 179

RESUMO ................................................................................................................ 179

ABSTRACT ............................................................................................................ 181

6.1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 183


6.2.1 Determinação do CEx ............................................................................................ 184

6.2.2 Determinação dos valores orientadores de prevenção .......................................... 187



6.3.1 Curvas de Distribuição de Sensibilidade das Espécies (SSD) ............................... 188

6.3.1.1 SSD - Cu ............................................................................................................... 188

6.3.1.2 SSD - Zn ............................................................................................................... 193

6.3.2 Valores prevenção (VP) ......................................................................................... 195

6.3.2.1 VP - Cu ................................................................................................................. 195

6.3.2.2 VP - Zn ................................................................................................................. 196

6.4 CONCLUSÃO ......................................................................................................... 197

REFERÊNCIAS ...................................................................................................... 199

7 CONSIDERAÇÕES FINAIS ................................................................................. 205

29

1 INTRODUÇÃO GERAL

A escassez dos recursos naturais, aliada ao crescimento da população mundial e

intensidade dos impactos ambientais negativos, ativou a preocupação com relação à

sustentabilidade dos sistemas econômico e ambiental e tornou o meio ambiente um tema

cientificamente discutido (GARCÍA-GOMEZ et al., 2014). Nesse sentido, diversas pesquisas

vêm sendo desenvolvidas nas áreas de ciências do solo, reconhecendo a importante função do

solo para a sustentabilidade dos ecossistemas (CAMPOS et al., 2005; FADIGAS et al., 2006;

BURAK et al., 2010; BIONDI et al., 2011; D’EMÍLIO et al., 2013; NIEMEYER et al., 2015).

Não obstante, o fato do solo se comportar como um filtro natural e, ou, fonte de contaminantes

para corpos d’água e se constituir em via de dispersão desses para a cadeia trófica, fez com que

aumentasse a necessidade de se conhecer a dinâmica e o comportamento ambiental desses

elementos no sistema (BIONDI, 2011).

Além disso, o aumento do consumo e a exploração de matérias primas, somado ao

desenvolvimento agrícola e industrial nas últimas décadas, têm gerado uma grande quantidade

de resíduos, muitos dos quais contendo elementos-traço. A disposição inadequada dos mais

diversos tipos de resíduos nos solos resulta na contaminação química destes que tem sido

apontada como um problema crescente e responsável por sérios danos ecológicos e econômicos

(FADIGAS et al., 2006; OLIVEIRA & COSTA, 2004; PELOZATO et al., 2011).

Elementos-traço são elementos químicos com densidade específica maior do que quatro,

relativamente estáveis, não degradáveis, apresentam elevado caráter tóxico e que,

historicamente, vêm sendo associados a processos de contaminação em diferentes ecossistemas.

No solo, os elementos-traço têm origem litogênica, ocorrendo naturalmente como componentes

de minerais das rochas (BURAK et al., 2010).

Alguns desses elementos-traço são micronutrientes essenciais para os organismos vivos

enquanto outros são poluentes prioritários, sem função biológica alguma (CHEN et al., 1991).

Em concentrações acima do normal qualquer um desses elementos pode causar desequilíbrios

ecológicos, devido ao seu caráter tóxico e à capacidade de bioacumulação (HOBBELEN,

KOOLHAAS & VAN GESTEL, 2006; VELTMAN et al., 2007), com aumento da concentração

ao longo da cadeia alimentar, processo esse chamado de biomagnificação trófica (ROSA,

MESSIAS &AMBROZINI, 2003).

Embora o Brasil tenha definido alguns critérios e valores orientadores nacionais de

qualidade para o solo quanto à presença de substâncias químicas (BRASIL, 2009), dado às

dimensões do país e considerando que os processos pedogenéticos podem sofrer especificidades

30

locais (CAMARGO et al., 2001), percebe-se a necessidade de explorar e estabelecer valores de

referência de acordo com as características de cada estado ou região e, principalmente, material

de origem do solo.

Até o momento, os valores de prevenção utilizados no Brasil são aqueles adotados pelo

órgão ambiental do estado de São Paulo (CETESB) e a maioria das pesquisas realizadas por

autores nacionais avaliam apenas o teor total do elemento-traço em solos utilizando diferentes

metodologias de extração, tais como EDTA, DTPA e Mehlich 1 (NATALE et al., 2002;

SANTOS et al., 2002; SEGANFREDO et al., 2004; HUGEN et al., 2013; KUMAR et al., 2015).

Contudo, o solo constitui um sistema dinâmico, no qual existe um equilíbrio muito delicado

entre o teor total do metal (fração inativa ou inerte), a fração móvel (efetivamente solúvel, muito

ativa, denominada de biodisponível) e a fração mobilizável (potencialmente biodisponível,

lixiviável e parcialmente ativa) (FADIGAS et al., 2006). Por isso, embora a análise do teor de

metais totais em um determinado solo constitua uma componente importante na avaliação da

qualidade desse, fornece muitas vezes informação insuficiente no que diz respeito à

biodisponibilidade, à mobilidade e à toxicidade que esses metais efetivamente apresentam no

solo (ALVARENGA et al., 2009).

Os testes de ecotoxicidade, através da medida de biodisponibilidade dos contaminantes,

são uma maneira de avaliar os efeitos dos poluentes nos organismos do solo e são capazes de

fornecer informações para se estabelecer a conexão entre a contaminação de uma área e seus

efeitos ecológicos resultantes (HOFFMAN, et al., 2003), antes que esses efeitos possam se

manifestar em níveis mais elevados da cadeia trófica, como populações, comunidades e

ecossistemas (MAGALHÃES & FERRÃO-FILHO, 2008).

Nesse sentido, a ecotoxicologia contribui para definir limites de concentrações das

substâncias que sirvam de guia para a tomada de decisões das entidades reguladoras (WALKER

et al., 2006). Para tanto, são realizados ensaios laboratoriais sob condições experimentais

específicas e controladas para se estimar a toxicidade de cada elemento e/ou substância

(COSTA et al., 2008). São utilizados organismos teste expostos a uma matriz (água, sedimento

ou solo) contaminada, com o objetivo de avaliar o nível de contaminação capaz de causar algum

efeito adverso e/ou mudança comportamental sobre a taxa de sobrevivência e desempenho

reprodutivo desses organismos (BIANCHINI, MARTINS & JORGE, 2009).

Desta forma, torna-se imprescindível a definição de padrões de qualidade ambiental

com base no conhecimento dos efeitos dos elementos-traço sobre a biodiversidade dos

organismos edáficos. Contudo, a realização deste trabalho implica, a priori, na construção de

31

uma base de conhecimentos em estudos ecotoxicológicos para a região (NIEMEYER,

CHELINHO & SOUSA, 2017).

No Brasil, CONAMA (Conselho Nacional de Meio Ambiente) dispõe sobre critérios de

qualidade do solo quanto à presença de substâncias química através da Resolução n° 420, de 28

de dezembro de 2009. As Normativas da ABNT (ABNT NBR ISO 15799:2011; ABNT NBR

ISO 16387:2012 e ABNT NBR ISO 17616:2010) por sua vez, estabelecem diretrizes acerca do

risco oferecido pelos contaminantes à fauna edáfica. Essas normativas apontam somente

ensaios agudos de fuga e letalidade com minhocas e de reprodução de colêmbolos e

enquitreídeos na avaliação do risco ambiental oferecido ao ecossistema terrestre. Sabe-se que

os organismos do solo apresentam diferenças de sensibilidade aos elementos-traço (DEL

SIGNORE et al., 2016), comprovando que não há como considerar esses ensaios como únicos

indicadores de toxicidade.

Nesse sentido, foi proposto o método de avaliação da Curva de Distribuição de

Sensibilidade de Espécies (SSD). Esse método foi criado para reduzir a incerteza da

extrapolação realizada a partir de uma ou duas espécies, sugerindo-se, então, a construção de

uma curva de distribuição de sensibilidade dessas espécies (NEWMAN, 2000). Este método

considera que há uma variação na sensibilidade dos organismos aos contaminantes ambientais

(XU et al., 2015). Com base nessas informações, pode ser proposto um valor máximo da

substância no ambiente de acordo com a proporção de espécies que se quer proteger

(BELANGER et al., 2017).

Diante do exposto e considerando que: áreas contaminadas podem causar riscos não só

à saúde humana, mas também aos demais organismos e suas funções ecológicas; os valores de

prevenção adotados até o momento para solos do Estado de Santa Catarina são aqueles

estabelecidos pelo CONAMA (BRASIL, 2009), que adotaram os valores da CETESB para

solos de São Paulo; há necessidade de definição de valores regionais e específicos,

considerando as peculiaridades pedológicas, geológicas, climáticas, hidrológicas e

geomorfológicas dos diferentes Estados; e que o artigo 11 da Resolução CONAMA 420/2009

recomenda a revisão dos valores de prevenção e investigação dos solos para níveis estaduais ou

regionais; faz-se necessário o estabelecimento de valores orientadores para solos contaminados

por elementos-traço no Estado de Santa Catarina, em especial para os elementos cobre e zinco.

32

1.1 OBJETIVOS

1.1.1 Objetivo Geral

Avaliar a disponibilidade e os efeitos da aplicação de cobre e zinco no solo sobre a

sobrevivência e reprodução de organismos chave da fauna edáfica e derivar valores orientadores

de prevenção para dois solos do Estado de Santa Catarina.

1.1.2 Objetivos Específicos

1. Determinar os teores biodisponíveis do cobre e do zinco em dois solos (Nitossolo e

Cambissolo) com diferentes atributos físicos, químicos e mineralógicos;

2. Determinar a toxicidade do cobre e do zinco para espécies representativas de invertebrados

terrestres por meio de ensaios ecotoxicológicos em dois solos catarinenses e em solo

artificial tropical;

3. Estabelecer Curvas de Distribuição da Sensibilidade de Espécies com base nos dados obtidos

nos testes ecotoxicológicos, verificando a toxicidade dos elementos-traço para um conjunto

de no mínimo seis organismos edáficos representativos;

4. Recomendar valores orientadores de prevenção para os dois solos subtropicais contaminados

com cobre e zinco.

1.2 HIPÓTESES

1. A disponibilidade de cobre e zinco varia nos solos com diferentes classes texturais, sendo

os efeitos mais expressivos em solos com textura arenosa do que em solos de textura

argilosa.

2. A aplicação de doses elevadas de cobre e zinco reduzem a sobrevivência e a reprodução de

organismos testes (colêmbolos, enquitreídeos e minhocas).

3. Os efeitos do cobre e do zinco na sobrevivência e na reprodução dos organismos variam

nos solos com diferentes classes texturais, sendo os efeitos mais expressivos em solos

arenosos.

4. A curva de distribuição de sensibilidade das espécies e os valores de prevenção podem ser

utilizados como ferramenta para indicar a toxicidade de Cu e Zn para uma comunidade de

organismos edáficos em solos subtropicais brasileiros.

33

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 ELEMENTOS TRAÇO NO SOLO

O solo é uma mistura heterogênea de partículas minerais e de material orgânico, de

constituição e complexidade muito diversa, que se encontram agregados de forma mais ou

menos intrínseca que constituem a chamada fase sólida do solo (BRADY, 2013).

A fração mineral sólida do solo pode incluir, em proporções extremamente variáveis,

fragmentos de rocha, minerais primários, minerais secundários e sais não combinados

(ALLEONI et al., 2005; ALLEONI & MELO, 2009). Os minerais primários possuem a mesma

constituição da rocha matriz do solo, encontrando-se expostos a uma progressiva alteração

provocada por diversos fenômenos físico-químicos e biológicos, dando origem aos minerais

secundários (minerais de argila, óxidos de Fe, Al e Mn e, por vezes, carbonatos e sulfatos). Os

minerais secundários, resultantes da alteração dos primários, são fragmentos ou partículas de

formas e dimensões extraordinariamente variáveis, desde rochas e cascalho até materiais tão

finos que apresentam propriedades coloidais (ALLOWAY, 1995; ALVARENGA et al., 2009).

O solo é um dos maiores sistemas ambientais e possui função tampão natural na retenção

de metais, desempenhando papel de controlador do transporte desses elementos e outras

substâncias para outros compartimentos, como atmosfera, hidrosfera e biota (KABATA-

PENDIAS & PENDIAS, 2011).

Os metais são constituintes naturais dos minerais primários, incorporados na estrutura

cristalina por substituição isomórfica do alumínio durante a sua cristalização (Alloway, 1995).

Consequentemente, esses elementos podem ser indicativos das diferentes litologias e, em

alguns casos, utilizados em estudos sistemáticos e pedogenéticos de solos (JING-SHENG et al.,

1993). Vale ressaltar que há uma tendência de variação das concentrações de metais no solo

conforme o material de origem (BIONDI et al., 2011). Dessa forma, é possível caracterizar a

relação entre o material de origem e diferentes classes de solo (OLIVEIRA, COSTA & CRUZ,

1999).

O termo elemento-traço, designado e regulamentado pela entidade científica

especializada IUPAC (International Union of Pure and Applied Chemistry), vem sendo bastante

utilizado na literatura científica (LUKKARI et al., 2005; BIONDI, 2011; BURAK et al., 2010;

PELOZATO et al.,2011), além de ser o mais empregado para designar elementos classificados

como poluentes do ar, água, solo e alimentos.

34

Os elementos-traço ocorrem normalmente em baixas concentrações e em formas pouco

disponíveis, geralmente não representando riscos ao homem, animais e plantas (ZHAO et al.,

2007; LU et al., 2012). Após serem liberados das rochas pelos processos intempéricos, em razão

de possuírem eletronegatividades, raios iônicos e estados de oxidação distintos (ALLEONI &

MELO, 2009), os elementos-traço podem: constituir os minerais secundários; ser adsorvidos à

superfície destes minerais (argilas silicatadas ou óxidos de Fe, Al e Mn) ou à matéria orgânica

do solo; ou, ainda, ser complexados e lixiviados com a solução do solo (ALLEONI et al., 2005).

O Cu é encontrado associado a minerais acessórios presentes nas rochas magmáticas

básicas e, com o intemperismo, poderá estar presente nos solos e na água. Embora este elemento

seja essencial tanto para as plantas quanto para os animais, a ingestão e/ou inalação em demasia

podem ocasionar em humanos a doença de Wilson, que se caracteriza por inflamação intestinal

e hepática, hemólise e hiperglicemia (PLUMLEE & ZIEGLER, 2005). O Cu é um metal de

transição essencial redox-ativo, que age como um elemento estrutural em proteínas reguladoras

e participa do transporte de elétrons na fotossíntese, respiração mitocondrial, respostas ao

estresse oxidativo, sinalização hormonal e metabolismo da parede celular (YRUELA, 2005),

além de ser essencial para o crescimento das plantas (AIT ALI et al., 2004). Porém, em altas

concentrações passa a ser tóxico para os organismos (MASUTTI, 2004), comprometendo os

processos bioquímicos e fisiológicos, alterando a permeabilidade da membrana nas plantas, a

estrutura da cromatina, síntese proteica, atividade enzimática, fotossíntese, processos

respiratórios e, consequentemente, levando à senescência (MONFERRÁN et al., 2009;

YRUELA, 2005).

O Zn, por sua vez, é componente estrutural de diversas metaloenzimas e

metaloproteínas, participando do funcionamento de reações do metabolismo celular e de

processos fisiológicos como o de crescimento, desenvolvimento e funções antioxidante e

imune. Portanto, é um elemento essencial tanto para as plantas quanto para os animais. A

principal fonte de zinco no ambiente ocorre na forma de mineral acessório nas rochas ígneas

extrusivas básicas (basaltos) e, portanto, o mesmo poderá estar presente nos solos e nas águas

após o intemperismo. É um elemento importante, embora em altas concentrações possam

contaminar o meio ambiente (PLUMLEE & ZIEGLER, 2005).

Nesse sentido, surge o problema ambiental acerca dos elementos-traço inseridos no

meio ambiente pelas vias antrópicas. A dinâmica e as vias de exposição dos metais-traço ao

homem são as mais diversas, sendo, os solos, as plantas e as águas as principais vias diretas de

exposição humana (BURAK et al., 20). A Figura 1 indica as principais vias do aporte de

elementos-traço no meio ambiente.

35

Figura 1 – Dinâmica e vias de exposição dos elementos-traço no meio ambiente.

Fonte: Elaborado pela autora, 2019.

As atividades antrópicas podem adicionar materiais que contêm elementos-traço aos

solos, os quais podem atingir concentrações muito altas, que comprometem a qualidade dos

ecossistemas (CHEN et al., 1991). De acordo com Alloway (1995), as principais fontes

antropogênicas de elementos-traço para os solos são os insumos agrícolas, os restos de

mineração, o lodo de esgoto, a queima de combustível fóssil, a indústria metalúrgica, a indústria

química e os depósitos de resíduos. A Tabela 1 apresenta as adições globais de elementos-traço

em solos.

Tabela 1 - Adições globais de elementos-traço ao solo (Gg ano -1).

Fonte Cu Zn Cd Mn Pb

Gg ano -1

Resíduos agrícolas 3-38 12-150 0-0,3 15-112 1,5-27

Resíduos de animais 14-80 150-320 0,2-1,2 50-140 3,2-20

Resíduos de madeira 3,3-52 13-65 0,2-2 18-104 6,6-8,2

Rejeitos urbanos 13-40 22-97 0,88-7,5 7-42 18-62

Lodo de esgoto municipal 4,9-21 18-57 0,02-0,34 4,4-11 2,8-9,7

Resíduos manufatura de metais 0,95-7,6 2,7-19 0-0,8 0,41-4,9 4,1-11

Fertilizantes 0,05-0,58 0,26-1,1 0,03-0,25 0,13-0,83 0,42-2,3

Deposição atmosférica 14-36 49-135 2,2-8,4 7,4-46 202-263

Fonte: Adaptado de Guilherme et al. (2005).

Algumas das fontes antropogênicas poluidoras são as emissões pelas atividades de

mineração e fundição, queima de carvão como fonte de energia e incineração de resíduos

municipais. Um dos maiores acidentes relatados em área de mineração foi o que ocorreu na

36

Mina de Aználcollar, na Espanha, onde o derramamento do lodo contendo resíduos da fundição

resultou em altas concentrações de Cu no ambiente, gerando problemas em áreas agrícolas,

cultivo de arroz, algodão, cereais e pastagens, além de espécies frutíferas, e também na morte

de 30 t de peixes, 40 t de anfíbios, 20 t de pássaros e 8 t de mamíferos (PEDROZO & LIMA,

2001).

Os fertilizantes utilizados na agricultura com a finalidade de fornecer nutrientes às

plantas e corrigir deficiências nutricionais podem representar, segundo Brady e Weil (2013),

uma fonte difusa de contaminação dos solos por elementos-traço. Adições globais de

elementos-traço ao solo por fertilizantes são da ordem de: 30 a 250 t ano-1 de Cd; 50 a 580 t

ano-1 de Cu; 30 a 380 t ano-1 de Cr; 200 a 550 t ano-1 de Ni; 420 a 2.300 t ano-1 de Pb; e 260 a

1.100 t ano-1 de Zn (NRIAGU & PACYNA, 1988).

Outra atividade antrópica potencialmente poluidora é a pecuária. Sabe-se que a

produção animal é uma das atividades mais expressivas do agronegócio brasileiro (THIELE-

BRUN, 2003) e que sua contribuição para gerar superávits da balança comercial é,

incontestavelmente, importante para o Brasil. Entretanto, o processo de produção animal é uma

atividade muito impactante para o meio ambiente (KONZEN et al., 1997). Com o aumento da

demanda por proteína animal houve necessidade de se utilizar sistemas de produção mais

intensivos, principalmente de suínos e aves, mas também de bovinos, criando animais em

confinamento e aumentando o número de animais por unidade de produção. Como

consequência, tem-se o aumento da produção e da concentração de dejetos (BOXALL et al.,

2003).

O aumento da produção dos resíduos provenientes de atividades pecuárias tem

despertado uma preocupação quanto ao seu potencial de degradação ambiental, principalmente

no que diz respeito ao seu efeito no solo e nos recursos hídricos (BURKHOLDER et al., 2007).

A suinocultura e bovinocultura se destacam como atividade potencialmente poluidora, uma vez

que sua criação em sistema de confinamento tem causado um aumento da disponibilidade de

dejetos nas propriedades (BOXALL et al., 2003) e consequente aplicação de taxas anuais

elevadas e acúmulo de nutrientes no perfil do solo (VEIGA & PANDOLFO, 2010).

Para assegurar a produtividade e a competitividade do setor agropecuário,

principalmente no setor suinícola, e no intuito de diminuir a incidência de doenças, promotores

de crescimento são utilizados nas dietas dos animais em diversas fases do desenvolvimento

(PARTANEN, 2002). Certos elementos, como o cobre e o zinco, são adicionados em grandes

quantidades nas dietas animais para garantir uma mínima absorção (DORTZBACH, 2009). O

zinco é utilizado na dieta dos animais em concentrações próximas a 2.400 mg kg-1 com objetivo

37

de minimizar distúrbios gastrointestinais ocasionados pelo desmame (CRISTANI, 1997). Já o

cobre é fornecido na alimentação como promotor de crescimento, em doses até 250 mg kg-1

(CORRÊA et al., 2011).

Em consequência, resíduos orgânicos como estercos podem conter altas concentrações

de elementos-traço (Gräber et al., 2005), às vezes maiores do que os presentes nos solos

agrícolas, e o uso contínuo destes resíduos pode aumentar as quantidades totais de Cu, Zn, Pb,

Cd, Fe e Mn nos solos. Carlson et al. (2004) relata que, quando da utilização excessiva de

minerais nas rações, esses acabam não sendo totalmente metabolizados pelo animal e, assim,

são excretados em grandes quantidades, apresentando um grande potencial poluidor do meio

ambiente. De acordo com esse mesmo autor, leitões alimentados com dietas que contenham

altos níveis de Zn acabam excretando nas fezes cerca de 80% do nutriente suplementado.

Adeola et al. (1995) encontraram valores de relação nutriente excretado/ingerido equivalentes

a 77,3 e 69,8% para Cu e Zn, respectivamente. Girotto et al. (2010) relataram que aplicações

sucessivas de dejeto líquido de suínos no solo ocasionam acúmulo de Cu e Zn em camadas

superficiais, onde, com a aplicação de 20, 40 e 80 m3 ha-1 de dejeto foram encontrados acúmulos

significativos de Cu na camada de 0-12 cm e de Zn na camada de 0-10 cm.

2.2 REAÇÕES QUE CONTROLAM A DISPONIBILIDADE DO COBRE E DO ZINCO

NO SOLO

Em solos não contaminados, o Cu e o Zn são encontrados em maior quantidade ligados

às frações orgânicas e inorgânicas, respectivamente, sendo retidos por ligações físicas e,

principalmente, químicas com alto grau de energia. Consequentemente, a quantidade desses

elementos-traço biodisponível e a concentração na solução do solo são muito baixas

(GIROTTO et al., 2010). Os elementos químicos adicionados ao solo pela atividade antrópica

distribuem-se nas formas pré-existentes e a especiação desses elementos entre a fase sólida e a

solução do solo é dependente da quantidade adicionada, da quantidade e tipo de adsorvente e

das condições geoquímicas da solução, sobretudo da concentração de prótons e da força iônica

(ALLOWAY, 1995; KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2011).

Alguns atributos do solo se destacam por sua relação com o conteúdo de elementos-

traço e a fração à qual está associado um metal é fator determinante da sua mobilidade e

disponibilidade no solo (ALVARENGA et al., 2009). A solubilidade dos metais é controlada

por reações de adsorção/dessorção, precipitação/dissolução e complexação. Essas interações

38

influenciam a partição de metais nas fases líquida e sólida do solo e são responsáveis pela

mobilidade e biodisponibilidade no sistema (ALLOWAY, 1995).

Alguns autores elencam os atributos do solo que influenciam nessa disponibilidade, tais

como: o pH; o teor de matéria orgânica e a sua composição; os minerais de argila; a presença e

a natureza de óxidos e hidróxidos de Fe/Mn/Al; o potencial redox; a concentração de sais e de

agentes complexantes; e o teor em cátions e ânions da solução do solo (ALLOWAY, 1995 &

ALVARENGA et al., 2009).

A disponibilidade dos elementos aos organismos do solo depende, essencialmente, de

sua presença na solução do solo. Esta presença é governada pela composição, reação e

condições de óxido-redução do solo e pela cinética das reações, que dependem de atributos do

solo e de suas tendências para formar precipitados insolúveis e coprecipitados com outros

minerais e formar complexos com a matéria orgânica (CAMARGO et al., 2001).

A capacidade dos solos em reter e fornecer metais é um importante fator para prever

impactos ambientais negativos (CHEN et al. 1991). Metais aplicados ao solo entram em

equilíbrio com a solução e, consequentemente, com a fase sólida do solo. Esse equilíbrio é

controlado pelas propriedades químicas do solo e a cinética de dissolução do metal irá

determinar as taxas das reações (Figura 2). A quantidade total de metais no solo é distribuída

em diferentes frações. Os metais podem estar presentes como íons-livres, como complexos

organo-minerais solúveis ou adsorvidos às partículas do solo (Yu et al., 1997).

Figura 2 - Tipos de interação entre as fases sólida e líquida do solo.

Fonte: Adaptado de Mattigod e Page, (1983).

A capacidade de reposição de determinado elemento na solução do solo pela fase sólida

é determinada principalmente pelos fenômenos de adsorção e dessorção (ALLOWAY, 1995).

Adsorção, definida como o acúmulo de uma substância ou material na interface entre uma

39

superfície sólida e uma solução, parece ser o processo químico mais importante no controle da

biodisponibilidade e do comportamento de metais em solos (ALLOWAY, 1995 & SPARKS,

1995). A reação de adsorção é um importante fator que controla a atividade de elementos-traço

em solos. Como resultado da adsorção, os metais são removidos da solução do solo e retidos

na superfície dos colóides. Os grupos de superfície que complexam metais incluem o grupo

hidrogênio nas superfícies dos óxidos e dos minerais de argila, além dos grupos carboxílico e

fenólico na superfície da matéria orgânica do solo (SPOSITO, 1983).

A adsorção do Zn em solos é o principal fator que controla sua biodisponibilidade. São

inúmeros os fatores que podem afetar a adsorção de zinco no solo. Se os mecanismos de

retenção envolvidos forem reações de precipitação-dissolução, adsorção-dessorção ou

complexação, sofrerão a influência do pH, da atividade microbiana, do potencial de

oxirredução, da composição química e mineralógica do solo e da composição química de sua

solução, entre outros fatores (CUNHA, CAMARGO & KINJO, 1994). As concentrações de Zn

nos solos de regiões tropicais são baixas e geralmente se encontram em formas pouco móveis,

pois esse elemento possui capacidade de ser fixado pela matéria orgânica do solo (MOS),

argilas silicatadas e óxidos e hidróxidos de Fe (DECHEN & NACHTIGALL, 2006). Elevados

valores de pH reduzem ainda mais a disponibilidade de Zn para as culturas, pois a

disponibilidade dos elementos-traço, dentre eles o Zn, é baixa em valores de pH ao redor de 6,5

a 7,0 (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2011). Nesse contexto, Sodré, Lenzi e Costa (2001)

relatam que ambientes ácidos determinam maior mobilidade dos metais no solo, enquanto pH

acima de 6,0 favorece a sua retenção, principalmente em solos com elevado grau de

intemperismo, onde os grupos funcionais de superfície dos componentes coloidais são, em

grande parte, dependentes de pH.

Nos solos, o Cu tem sua disponibilidade reduzida devido a sua forte interação com a

MOS (HOSSAIN; FURUMAI; NAKAJIMA, 2009), além da adsorção na fase mineral do solo.

Segundo Kunhikrishnan (2011), as propriedades eletrônicas do Cu resultam em uma afinidade

muito forte com a MOS e na formação de fortes complexos de esfera interna. No caso das

frações minerais, vale ressaltar que o Cu possui acentuada afinidade pela superfície reativa de

óxidos e hidróxidos de ferro e de alumínio (SILVEIRA, ALLEONI & CASAGRANDE, 1999).

Existem, no entanto, diversos outros fatores que controlam a disponibilidade de Cu em solos,

podendo-se citar como exemplo a umidade, a capacidade de troca de cátions (CTC) e o pH do

solo.

Dessa forma, a concentração total de elementos-traço no solo é um indicador limitado

em termos de disponibilidade (ALVAREZ et al., 2000). Segundo Girotto et al. (2010), o Cu e

40

o Zn são acumulados no solo, sobretudo nas formas biodisponíveis, sendo os maiores teores de

Cu encontrados na forma orgânica e mineral do solo, e os do Zn na forma mineral.

Vários são os tipos de procedimentos laboratoriais para estimar a disponibilidade dos

elementos-traço aos organismos vivos e, ou, à mobilidade no perfil do solo. Os mais usados são

as extrações com produtos químicos de forma isolada ou sequencialmente (Sodré et al., 2001).

Os valores de concentração de elementos-traço extraídos por qualquer que seja os

extratores usados devem ser calibrados com a absorção por um organismo vivo

(biodisponibilidade) ou validados com a transferência dentro do perfil (mobilidade). A

calibração com a absorção pelas plantas, embora onerosa, é bastante usada nos sistemas de

recomendação de fertilizantes e corretivos. No entanto, a relação entre concentração do

elemento-traço extraído e a sua toxidez a um organismo-alvo ou a sua mobilidade no perfil do

solo é muito mais difícil de estabelecer e, consequentemente, essa informação é escassa na

literatura (CHOPIN & ALLOWAY, 2007).

Nesse sentido, sabendo-se que a disponibilidade dos elementos aos organismos do solo

depende essencialmente de sua presença na solução do solo e: que os fenômenos de adsorção

diminuem essa disponibilidade (ALLOWAY, 1995); que a avaliação da contaminação por

cobre e zinco nos diferentes compartimentos do ecossistema tem sido realizada principalmente

com o auxílio de parâmetros químicos; e que a relação entre concentração do elemento-traço

extraído e a sua toxidez a um organismo-alvo é difícil de estabelecer, uma vez que essa

informação não é suficiente para prever as alterações estruturais e funcionais na comunidade

da biota do solo e, portanto, em todo o ecossistema (TEREKHOVA, 2011), recomenda-se a

utilização de ensaios ecotoxicológicos.

Como regra geral, os ensaios ecotoxicológicos complementam os métodos químicos de

análises (TEREKHOVA, 2011), uma vez que os poluentes, mesmo quando presentes em

concentrações baixas ou indetectáveis por métodos analíticos, podem gerar efeitos negativos

sobre as atividades dos organismos (HOFFMAN et al., 2002).

Vários estudos relatam a influência das características dos solos sobre a absorção e a

toxicidade de metais para minhocas, pois se sabe que as características físico-químicas dos solos

influenciam diretamente o comportamento de diferentes poluentes no solo e têm grande

influência na biodisponibilidade de poluentes para os organismos edáficos (VAN GESTEL,

1997, SPADOTTO et al., 2004). Ellis et al. (2007), por exemplo, verificaram que quanto maior

a adsorção do composto ao substrato, menor é a absorção e mortalidade das minhocas. Por outro

lado, as minhocas também influenciam os processos de dissipação de vários poluentes no solo

(FARENHORST et al. 2000, SINGER et al. 2001). Por meio de seus deslocamentos e de

41

ingestão de solo ou serapilheira contaminados, as minhocas entram em contato com poluentes

que atingem ou são aplicados no solo e nele podem permanecer adsorvidos nas partículas

minerais e na matéria orgânica (SPADOTTO et al. 2004). Desse modo, ainda que o metal não

esteja totalmente solubilizado, as minhocas podem sofrer influência dos mesmos. Elas podem

ainda se expor e absorver os contaminantes da solução do solo por meio de contato direto e

passagem pela cutícula (VIJVER et al. 2003; CASTELLANOS & HERNANDEZ 2007). A

partir desse contato, as minhocas podem se intoxicar, morrer ou sobreviver, incorporar e até

mesmo bioacumular esses poluentes em seus tecidos (CURRY 2004).

2.3 VALORES ORIENTADORES PARA SOLOS CONTAMINADOS

No Brasil, o CONAMA (Conselho Nacional de Meio Ambiente) publicou no Diário

Oficial da União n° 249, de 30/12/2009, a Resolução n° 420, de 28 de dezembro de 2009 que

dispõe sobre critérios e valores orientadores (VOs) de qualidade do solo quanto à presença de

substâncias químicas e estabelece diretrizes para o gerenciamento ambiental de áreas

contaminadas por essas substâncias em decorrência de atividades antrópicas. Valores

orientadores são concentrações de substâncias químicas que fornecem orientação sobre a

qualidade e as alterações do solo e da água, e englobam desde aqueles que expressam as

ocorrências naturais das substâncias nos solos até os relacionados com riscos ecotoxicológicos

de plantas, humanos e animais. Adicionalmente, esta resolução estabelece que a avaliação da

qualidade do solo quanto à presença de substâncias químicas deve ser efetuada com base nos

valores orientadores (BRASIL, 2009).

Os métodos utilizados para determinação dos valores orientadores podem ser agrupados

em: (a) aqueles que utilizam valores orientadores pré-estabelecidos, com ou sem diferenciação

do uso do solo (VISSER, 1994); (b) aqueles que comparam os teores totais de elementos-traço

encontrados em um solo com aqueles encontrados em condições de qualidade naturais,

denominado valor de background; e (c) aqueles que se baseiam na avaliação de risco, caso a

caso, considerando um cenário de exposição padronizado.

Em todo o mundo se utilizam várias terminologias para este termo, estabelecendo-se,

geralmente, faixas de valores indicativos das diferentes condições do elemento-traço nos solos.

A legislação brasileira estabelece três valores orientadores distintos: Valores Orientadores de

Referência de Qualidade (VRQs); de Prevenção (VP); e de Investigação (VI) (BRASIL, 2009).

Estes valores são baseados na análise dos solos sob condição natural, sem nenhuma ou mínima

interferência antrópica, e em análise de risco, sendo conceituados como descrito abaixo.

42

Valor Orientador de Referência de Qualidade (VRQ), - também conhecido como

background geoquímico, baseado na avaliação dos teores naturais dos elementos-traço nos

solos, sem a influência de atividade humana. Para sua definição, a distribuição dos dados de

uma população de amostras é normalizada, existindo inúmeros processos indicados para sua

obtenção (MATSCHULLAT, OTTENSTEIN & REIMANN, 2000), mas geralmente se

baseiam na exclusão de dados anômalos de uma população. A normalização dos dados pode

basear-se na exclusão em percentil (geralmente percentil 90 ou 95) e quartil superior (percentil

75) dos valores observados (CAIRES, 2009; CETESB, 2005; MICÓ et al., 2007), sendo esta a

sugestão do CONAMA (BRASIL, 2009). Outras técnicas são discutidas em Matschullat,

Ottenstein & Reimann (2000). Em princípio, considera-se como solo não contaminado aquele

cujo teor seja igual ou inferior aos VRQs para todos os metais.

Valor de Prevenção (VP) - Valor intermediário entre o VRQ e o valor de investigação

(VI), constituindo-se o valor limite de metal no solo que não interfere em sua capacidade de

cumprir suas funções de sustentador da diversidade biológica e dos ciclos biogeoquímicos,

meio para a produção de alimentos e matéria prima, regulador da dispersão de substâncias

contaminantes no solo mediante sua atuação como filtro e tampão ambiental, além de meio para

a ocupação territorial e área para utilização recreacional, dentre outros. No caso deste valor ser

alcançado será requerido o monitoramento e avaliação da causa deste alto teor, tornando-se

determinante para extinção de possíveis fontes de contaminação na área ou verificação da

existência de teores naturais atípicos.

Valor de Investigação (VI) - Valor acima do qual haverá risco à saúde humana e ao

desenvolvimento dos demais organismos vivos. Sua determinação é baseada em análise de

risco, considerando-se a dose máxima aceitável absorvida pelo organismo receptor segundo

pesquisas desenvolvidas por diversos órgãos, dentre os quais a Agência de Proteção Ambiental

dos Estados Unidos (Environmental Protection Agency - EPA), baseado na toxicologia do

metal ou substância e nível de exposição dos indivíduos mediante a aplicação de sistemas de

modelagens. Uma vez observado um valor acima do VI, serão necessárias ações específicas

para o gerenciamento da contaminação de forma a remediá-la e reduzir o risco de poluição.

A determinação de valores orientadores, embora incipiente no Brasil, já é bem

estabelecida em países como Alemanha, Argentina, Austrália, Estados Unidos, França, Itália,

México e, principalmente, Holanda, os quais desenvolveram respeitáveis políticas ambientais

para proteção do solo e das águas subterrâneas por meio de suas agências de proteção ambiental.

No Brasil, o estado de São Paulo, via Companhia de Tecnologia de Saneamento

Ambiental (CETESB), foi o primeiro estado brasileiro a estabelecer os VRQs para elementos-

43

traço e compostos orgânicos em solos, e VIs para solos e água subterrânea, os quais foram

regulamentados em 2001 e atualizados em 2005 por meio da Decisão de Diretoria N°195-2005-

E, de 23 de novembro de 2005. Os valores orientadores (VOs) de São Paulo (VP e VI), com

exceção do VRQ, foram os adotados na Resolução n° 420, de 28/12/2009, do Conselho

Nacional do Meio Ambiente (BRASIL, 2009), sendo requerido aos demais estados brasileiros

que adotassem os valores estabelecidos nessa Resolução até que sejam estabelecidos VOs

regionais para solos e águas subterrâneas. Destaca-se o trecho “fica estabelecido o prazo de

quatro anos para que cada Estado da Federação estabeleça seus respectivos VRQs, a contar da

data da publicação dessa Resolução”, mas esse período já expirou e poucos estados iniciaram

o estudo para estabelecer esses VOs.

Os valores orientadores vigentes no Brasil e nos Estados de São Paulo para o

gerenciamento da qualidade de solos contaminados por Cu e Zn, encontram-se na Tabela 2.

Tabela 2 - Valores orientadores para Cu e Zn (mg kg-1) para o Brasil e o Estado de São Paulo.

Contaminante VRQ VP VI

Agrícola Residencial Industrial

Brasil 1

Cu 1112 60 200 400 600

Zn 612 300 450 1.000 2.000

São Paulo 3

Cu 35 60 760 2.100 10.000

Zn 60 86 1.900 7.000 10.000

VRQ= Valor de Referência de Qualidade; VP= Valor de prevenção; VI= Valor de Investigação (CONAMA) /

Valor de Intervenção (CETESB).

Fonte: 1 BRASIL (2009); 2 HUGEN, Camila. Valores de referência para teores de Cr, Cu, Ni, Pb e Zn em solos

do Estado de Santa Catarina. 2010. Dissertação (Mestrado em Ciência do Solo) – Universidade do Estado de

Santa Catarina, Lages, SC. 2010. 3CETESB (2016).

2.4 ECOTOXICOLOGIA

Para o estabelecimento de critérios de qualidade do solo que permitam o monitoramento

e controle dos impactos das ações antrópicas, fez-se necessário desenvolver ferramentas de

avaliação de risco ecológico em ecossistemas terrestres tropicais e subtropicais, com a

finalidade de proteger os organismos edáficos e os serviços ecossistêmicos que o solo provê

(NIEMEYER et al., 2010; CESAR et al., 2015). Uma das formas de se avaliar os efeitos de

poluentes nos organismos terrestres é por meio da realização de testes ecotoxicológicos. Os

testes ecotoxicológicos são utilizados para determinar a concentração de uma substância que

44

produz efeitos negativos em um grupo de organismos, sob condições controladas, durante um

período fixo de exposição (ZAGATTO, 2006).

A ecotoxicologia é definida atualmente como a ciência que estuda os efeitos adversos

de substâncias sintéticas ou naturais nos organismos vivos, populações ou comunidades, nos

ambientes terrestres e aquáticos (TRUHAUT, 1977; SISINNO & OLIVEIRA-FILHO, 2013),

sendo utilizada na observação do risco ambiental oferecido por diferentes agentes, tais como

efluentes agrícolas, domésticos e industriais (DOMINGUEZ-CRESPO et al., 2012),

agrotóxicos (KISS & BAKONYL, 1992; LUO et al., 1999; ALVES et al., 2013), resíduos da

mineração (GÁRCIA-GOMEZ et al., 2014; NIEMEYER et al., 2015), resíduos orgânicos

(ALVES et al., 2015) dejetos de animais (DOMENE et al., 2008) e elementos-traço (NURSITA

et al., 2005; RATHNAYAKE et al., 2012; AMUNO, 2013; D’EMILIO et al., 2013, ALVES et

al., 2016), auxiliando no estabelecimento de limites para lançamentos de resíduos de

contaminantes no ambiente (NASCIMENTO et al., 2008).

Os estudos ecotoxicológicos, através de suas ferramentas de análise, permitem

responder preditivamente à toxicidade de substâncias, seus potenciais ecotoxicológicos e

mecanismos de ação em organismos vivos (MAGALHÃES & FERRÃO FILHO, 2008). Os

testes de toxicidade são ensaios laboratoriais realizados sob condições experimentais

controladas, utilizados para estimar a toxicidade de substâncias, compostos, entre outros

materiais (COSTA et al., 2008).

Esses ensaios são realizados expondo-se os organismos-testes a uma matriz

contaminada, constituída por água, sedimento ou solo, com o objetivo de avaliar se o

contaminante causa algum efeito adverso sobre a taxa de sobrevivência, crescimento,

desempenho reprodutivo ou mudanças comportamentais (MAGALHÃES & FERRÃO FILHO,

2008). Para a contaminação é feita a diluição do contaminante em várias concentrações

crescentes e estas dispostas no meio a ser analisado (ISO, 1997). Os resultados obtidos nos

testes são comparados ao controle e podem ser expressos em:

CLx - concentração onde se observa efeito agudo em determinado percentual (x) de

indivíduos;

CENOx - concentração onde não há efeito observado;

CEOx - menor concentração onde há efeito observado;

CEx - concentração efetiva onde ocorre inibição da taxa de reprodução dos organismos.

O número que sucede a sigla (x) refere-se à porcentagem avaliada. Por exemplo: CL50 -

concentração letal em 50% dos indivíduos.

45

Os testes ecotoxicológicos podem ser classificados em agudos ou crônicos e podem ser

realizados em laboratório ou no campo. Os testes ecotoxicológicos agudos avaliam efeitos mais

severos e rápidos sofridos pelos organismos, cujo parâmetros de avaliação é a taxa de letalidade,

determinada através do cálculo da Concentração Letal Média (CL50) (RAND & PETROCELLI,

1995).

Já nos testes ecotoxicológicos crônicos, o organismo-teste é exposto a doses subletais

de contaminantes de maneira contínua, durante um período maior de tempo, podendo muitas

vezes não levar o organismo à morte, mas causar distúrbios comportamentais ou fisiológicos

ao longo do ciclo de vida (ARAGÃO & ARAÚJO, 2008). Os testes crônicos dependem

diretamente dos resultados dos testes de toxicidade aguda, uma vez que as concentrações

subletais são calculadas a partir da Concentração Letal (CL50) (MAGALHÃES & FERRÃO

FILHO, 2008).

Como já mencionado, a ecotoxicologia é um método eficiente para estimar o perigo

potencial de substâncias (TEREKHOVA, 2011) e seu impacto geralmente é mensurado através

de endpoints, parâmetros que indicam os ensaios utilizados, como reprodução, através das

concentrações de efeito ou letalidade em concentrações letais (NIEMEYER et al., 2017),

utilizando organismos da macrofauna (minhocas), mesofauna (enquitreídeos e colêmbolos) e

microfauna (nematoides), além de bactérias, fungos e plantas (KULA e RÖMBKE, 1998; VAN

STRAALEN et al., 2002; RÖMBKE et al., 2006; KUPERMAN et al., 2006; SOCHOVÁ, et al.,

2006; HAMEL et al., 2007; STYRISHAVE et al., 2008; MENEZES-OLIVEIRA et al., 2011;

PATTNAIK et al., 2011; CHELINHO et al., 2011; AMORIM et al., 2012; CHELINHO et al.,

2013a; CHELINHO et al., 2013b; PELOSI et al., 2013; ERNST et al., 2016).

Como substrato para a realização dos ensaios ecotoxicológicos se utiliza um solo

artificial, no qual são adicionadas as substâncias potencialmente tóxicas. Esse solo é utilizado

para que não haja interferências externas além da substância testada, determinando

padronização do teste. Contudo, esse material não representa o comportamento das substâncias

como em solos naturais (CHELINHO et al., 2011). Desse modo, é necessária a adaptação dos

métodos no que diz respeito à avaliação de áreas contaminadas, substituindo o solo artificial

por amostras de solo coletadas em áreas naturais (Van GESTEL & WEEKS, 2004).

Os ensaios ecotoxicológicos utilizam organismos-teste padronizados como, por

exemplo, os enquitreídeos (Enchytraeus albidus), as minhocas (Eisenia fetida) e os colêmbolos

(Folsomia candida) (RÖMBKE et al., 2006; MENEZES-OLIVEIRA et al., 2011). Contudo,

cada organismo-teste pode responder de maneira diferente a compostos tóxicos e outros

estressores, devido à diferença de sensibilidade que cada um apresenta (IWASAKI, HAYASHI

46

& KAMO, 2013). Deste modo, quando determinamos as concentrações máximas permitidas

para apenas uma espécie podemos estar subestimando os valores, pois não consideramos as

distinções entre os organismos que compõem a fauna edáfica, protegendo apenas a espécie

testada (TEREKHOVA, 2011).

Nesse sentido, foi proposto o uso da SSD (Species Sensitivity Distribution) ou curva de

Distribuição de Sensibilidade das Espécies, considerando que há uma variação na sensibilidade

às substâncias testadas entre as diferentes espécies do ecossistema terrestre (DOMENE et al.,

2008; KWAK et al., 2018). Através dos dados de diferentes espécies, propostas por esse

método, é possível calcular uma concentração conhecida como o HC5% (Concentração de

Risco), concentração que assume risco para 5% das espécies ou que proporciona um nível de

proteção para 95% das espécies (DEL SIGNORE et al., 2016), e encontrar valores de risco

ambiental para as diferentes espécies testadas, a partir da realização de testes ecotoxicológicos

(BELANGER et al., 2017).

2.5 FAUNA EDÁFICA E SERVIÇOS ECOSSISTÊMICOS

As funções exercidas pela fauna do solo estão diretamente relacionadas aos serviços

prestados pelos ecossistemas. Comumente, a fauna do solo tem sido dividida em diferentes

grupos funcionais uma vez que os serviços ecossistêmicos são promovidos pelas funções do

ecossistema, que por sua vez, estão diretamente relacionadas às funções exercidas pela fauna

do solo (BRUSSAARD, 2012). Com base nessa abordagem da funcionalidade da fauna, passou-

se a entender que a restauração ou a proteção de um ambiente está pautada nos serviços que

esse ecossistema fornece.

De acordo com a definição de Millennium Ecosystem Assessment (2003) serviços

ecossistêmicos “são os benefícios que as pessoas obtêm dos ecossistemas”. Os serviços

ecossistêmicos são categorizados em quatro distintos grupos: serviços culturais; serviços de

regulação; serviços de provisionamento; e serviços de suporte. Nos serviços culturais são

incluídas contribuições não materiais dos ecossistemas, nos quais podemos citar o lazer,

recreação e as chamadas “belezas naturais”; já nos serviços de regulação estão elencados

serviços como o controle de doenças e pragas, regulação do clima e da erosão do solo; os

serviços de provisionamento de ecossistema são aqueles que podem ser diretamente

consumidos pelos humanos, como comida, água; e os serviços de suporte, por sua vez, são

aqueles necessários para a produção de todos os outros serviços, como é o caso da ciclagem de

nutrientes, decomposição da matéria orgânica, sequestro de carbono, fotossíntese, ciclo da

47

água, entre outros (PLEASANT et al ., 2014). Dentro dessa categorização, a fauna do solo tem

importante participação nos serviços de regulação do carbono, matéria orgânica e fertilidade do

solo, ciclo da água, controle de populações, descontaminação, biorremediação e saúde humana

e, ainda, os benefícios da biota estão direta e indiretamente ligados aos serviços de suporte

(VAN DER PUTTEN & RITZ, 2012).

Nesse sentido, a biota do solo indica importantes serviços de apoio ao solo. Dentre os

organismos edáficos com potencial para indicar alterações ambientais, alguns são utilizados nos

ensaios ecotoxicológicos. No Brasil, os ensaios ecotoxicológicos terrestres são baseados em

duas normas da ABNT:

•Guia para caracterização ecotoxicológica de solos e materiais de solo - ABNT NBR

ISO 15799:2011;

•Guia para a seleção de bioensaios para a caracterização ecotoxicológica de solos e

materiais de solo - ABNT NBR ISO 17616:2010.

Com os seguintes organismos do solo e testes ecotoxicológicos:

•ABNT NBR ISO 11267:2011 - Inibição da reprodução de Collembola;

•ABNT NBR 15537:2007 - Ecotoxicidade aguda com minhocas;

•ABNT NBR ISO 17512-1:2011 - Ensaio de fuga com minhocas;

•ABNT NBR ISO 16387:2012 - Efeitos sobre a reprodução de Enchytraeidae.

A biota do solo indica importantes serviços de apoio ao solo. Dentre os organismos

edáficos com potencial para indicar alterações ambientais, estão as espécies da classe

oligoqueta, que representam um elo importante da cadeia trófica terrestre (CESAR et al., 2008).

Estes organismos têm papel destacado na formação do solo; são organismos da base de

várias teias alimentares, indicando o potencial de contaminação dos organismos que se

alimentam delas; são importantes na decomposição de resíduos de plantas e ciclagem de

nutrientes da matéria orgânica; na formação do húmus e de agregados de solo, onde a atividade

biológica é mais intensa; no melhoramento da estrutura, fertilidade, porosidade e capacidade de

infiltração, drenagem e retenção de água, fluxo de ar e também no transporte de microrganismos

e nutrientes do solo por meio dos canais formados pela escavação e pelos seus deslocamentos

no solo (FRAGOSO & BROWM, 2007; INGHAM, 2013).

Minhocas das espécies Eisenia fetida e E. andrei são utilizadas como organismos -teste

padrão em testes ecotoxicológicos para solos de regiões de clima temperado (OECD 207, 1984;

ISO 17512, 2008) e tropical (ABNT/NBR 15537, 2007), pois são consideradas como bons

indicadores de qualidade ambiental. Tais espécies são utilizadas em ensaios ecotoxicológicos

48

utilizando metais (ONUOHA & WORGU, 2011; DOMINGUEZ-CRESPO et al. 2012; CÉSAR

et al. 2015), por serem comprovadamente sensíveis a estes.

Os enquitreídeos regulam indiretamente a degradação da matéria orgânica e promovem

um bom arejamento do solo, funções estas vitais para o ecossistema terrestre (AMORIM et al.,

2005), pertencendo à mesofauna saprofítica da camada decompositora superficial do solo.

Através da alimentação dos enquitreídeos, o solo assume uma estrutura de grânulos com

estabilidade mais elevada do que a maioria dos demais agregados (DIDDEN, 1993).

As comunidades da mesofauna invertebrada, na qual se encontram os enquitreídeos,

desempenham papel-chave nos processos de ciclagem de nutrientes (sobretudo nas camadas

mais superficiais do solo) e na estrutura do solo (BLANCHART et al., 1992). Estes organismos,

além da fragmentação do material orgânico (RÖMBKE, 1991), regulam a população

microbiana (HEDLUND & AUGUSTSSON, 1995) responsável pelos processos de

mineralização e humificação, influenciando na ciclagem de matéria orgânica e na liberação de

nutrientes assimiláveis para as plantas (HUHTA et al., 1991). Podem ser também vetores de

microrganismos simbióticos das plantas, como fixadores de nitrogênio e fungos micorrízicos,

bem como digerem, de maneira seletiva, microrganismos patógenos (BROWN, 1995).

Os enquitreídeos foram propostos para ensaios ecotoxicológicos por terem uma ampla

distribuição global e por estarem presentes em solos onde não são encontradas significativas

comunidades de minhocas (ISO 16387, 2004). Dentro desse grupo, a espécie E. crypticus é

usada como representante deste grupo por sua relevância ecológica, sensibilidade a agentes

extressores e grande facilidade de manutenção em laboratório (NOVAIS et al., 2010; CASTRO-

FERREIRA et al., 2012; CHELINHO et al., 2012; VAN GESTEL, 2012).

Os colêmbolos, por sua vez, são organismos da mesofauna, os quais colaboram na

humificação, redistribuição da matéria orgânica, estímulo à atividade microbiana, entre outros

benefícios (NATAL-DA-LUZ, RIBEIRO & SOUSA, 2004). Os colêmbolos da espécie F.

candida são considerados bons indicadores de qualidade do solo (BARETTA et al., 2008). Essa

espécie tem sido usada em testes para avaliar efeitos ecotoxicológicos à agentes estressores,

pois são sensíveis a presença destes, têm elevada taxa de reprodução, além da facilidade da

manutenção das criações em laboratório (FOUNTAIN & HOPKIN, 2005. Na literatura,

trabalhos de pesquisa têm utilizado os colêmbolos na avaliação do impacto de elementos-traço

no solo, efeitos residuais de agroquímicos e como bioindicadores das condições hídricas do

solo (KISS & BAKONYI, 1992; PHILLIPS, KUPERMAN & CHECKAI, 2002).

Sabe-se que, em concentrações acima do normal, os elementos-traço podem causar

desequilíbrios ecológicos, devido ao seu caráter tóxico e à capacidade de bioacumulação

49

(Hobbelen et al. 2006). Diversos estudos mostram que, em altas concentrações, o cobre e zinco

são tóxicos para os três grupos de organismos já citados. Por exemplo, segundo Bremner

(1998), o Cu provoca danos oxidativos nos organismos através da reação de Habere-Weiss,

catalisando a formação do poderoso radical hidroxilo oxidante (OH). Lock e Janssen (2002),

ao avaliarem a reprodução de E. albidus expostos a solos contaminados por Cu e Zn,

encontraram valores de CE50 de 306 mg kg-1 de Cu e de 267 mg kg-1 de Zn. Amorim et al.

(2005), ao realizaram ensaios de fuga com diferentes contaminantes em enquitreídeos da

espécie E. albidus, encontraram o valor de CL50 de 133 mg kg-1 para o Cu. Amorim & Scott-

Fordsmand (2012) verificaram letalidade de E. albidus em solos contaminados com CuCl2 e

nanopartículas de Cu, apresentando os valores de CL50 de 475 mg kg-1 para CuCl2; e 241 mg

kg-1 para nanopartícula de Cu.

Segundo Reinecke e Reinecke (2007) algumas espécies de minhocas, através de

receptores presentes em seu tegumento, podem sentir a presença de produtos químicos. César

et al. (2008), avaliando o potencial tóxico de metais de solos contaminados de área de

mineração em ensaios subletais para E. andrei, constataram que o Zn e o Cu foram os metais

com maior influência sobre o deslocamento dos organismos. Pardo et al. (2014), ao avaliarem

o solo de mina contaminados com Cu e Zn, também encontraram inibição na taxa de reprodução

de E. fetida. Domínguez-Crespo et al. (2012) verificaram alteração no tempo de maturação

sexual de E. fétida e redução do no número de casulos quando utilizados doses de 82 mg kg-1

de Zn e 323 mg kg-1 de Cu.

Conder, Lanno e Basta (2001) determinaram redução no tempo de sobrevivência para

E. fetida em solo contaminado com Cu em doses de 167 mg kg -1, enquanto Spurgeon et al.

(1994), ao avaliarem o solo artificial contaminado, observaram efeito na sobrevivência desse

mesmo organismo a partir da dose de 683 mg kg-1 de Cu.

Os efeitos da toxicidade de metais em colêmbolos ainda são bastante discrepantes.

Segundo Vijver et al. (2001), os colêmbolos têm a capacidade de manter baixos os níveis de Cu

em seu organismo, de maneira que não causem efeito negativo, possivelmente em função de

seus mecanismos de homeostase. Contudo, Fountain e Hopkins (2004), ao avaliarem

organismos expostos em solo com a presença de Zn, encontraram redução no número de juvenis

de F. candida gerados. Smit e Van Gestel (1996), ao avaliarem a toxicidade de Zn em solo

artificial, em F. candida, verificaram valores de CE50 de 348 μg de Zn g-1. Vijver et al. (2001),

testando o acúmulo de Zn em F. candida, observaram redução na reprodução destes organismos

com 9,1 mmol de Zn g-1 em solo OECD. Já, Van Gestel & Hensbergen (1997), encontraram

valores de CE50 626 μg de Zn g-1 em solo artificial.

50

ESTRUTURA DA TESE

Para melhor compreensão dos objetivos, a presente tese foi dividida em quatro partes.

A saber:

No Capítulo I são testadas as hipóteses de que a disponibilidade de cobre e zinco varia

em solos com diferentes classes texturais, sendo os efeitos mais expressivos em solos com

textura arenosa. Para isso, a caracterização física, química e mineralógica dos solos foi

realizada, e apresentados os resultados da investigação da relação entre teores disponíveis

desses metais e a capacidade de adsorção dos solos.

No capítulo II são testadas as hipóteses de que a aplicação de doses elevadas de cobre e

zinco reduzem a sobrevivência e a reprodução de anelídeos do solo e que esses efeitos variam

nos solos com diferentes classes texturais, sendo os efeitos mais expressivos em solos arenosos.

Os valores obtidos nesses ensaios foram utilizados para a condução dos experimentos descritos

no Capítulos IV.

No capítulo III são testadas as hipóteses de que a aplicação de doses elevadas de cobre

e zinco afetam negativamente a sobrevivência e a reprodução de artrópodes do solo e que esses

efeitos variam nos solos com diferentes classes texturais, sendo os efeitos mais expressivos em

solos arenosos. Os valores obtidos nesses ensaios foram utilizados para a condução dos

experimentos descritos no Capítulos IV.

No Capítulo IV é discutida a importância do estabelecimento de valores orientadores de

prevenção para o monitoramento adequado de solos contaminados. Nesse capítulo são

propostos valores de prevenção máximos permitidos, de Cu e Zn, para duas classes de solos do

Estado de Santa Catarina, por meio da determinação da Curva de sensibilidade de seis

invertebrados do solo obtida através de ensaios ecotoxicológicos.

51

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3 CAPÍTULO 1: A INFLUÊNCIA DOS ATRIBUTOS FÍSICOS, QUÍMICOS E

MINERALÓGICOS DE SOLOS SUBTROPICAIS NA DISPONIBILIDADE DE

COBRE E ZINCO

RESUMO

O Cu e o Zn são elementos-traço potencialmente tóxicos no ambiente. Sua adsorção no

solo depende de diversos fatores, como a capacidade de troca catiônica, pH, teor de argila e

matéria orgânica e potencial de oxirredução. Em função disso, é importante conhecer os teores

disponíveis de Cu e Zn no solo para prevenir a contaminação ambiental e entrada destes na

cadeia alimentar. O objetivo deste estudo foi determinar a disponibilidade de Cu e Zn em

Nitossolo Vermelho, Cambissolo Húmico e em Solo Artificial Tropical (SAT). Foi realizada a

determinação dos atributos físicos (granulometria) mineralógicos (mineralogia da fração argila)

e químicos (pH, teor e fracionamento químico da matéria orgânica e P remanescente) e a

capacidade máxima de adsorção (CMA) de Cu e Zn dos solos. Para quantificar a CMA foram

utilizadas doses de Cu nas concentrações de 0, 40, 100, 160, 220, 280, 340, 400, 460, 520 mg

L-1 (relação solo:solução final de 1:100); e de Zn nas concentrações de 0, 60, 140, 220, 300,

380, 460, 540, 620, 700 mg L-1, na mesma relação solo: solução final). Os maiores teores de

argila e ácidos fúlvicos foram observados no Nitossolo, assim como as maiores concentrações

de Fe2O3 e Al2O3. No Cambissolo foram encontrados os maiores teores de ácidos húmicos,

humina e as maiores concentrações de SiO2. A caulinita foi o argilomineral predominante na

fração argila dos três solos estudados, sendo os menores índices de cristalinidade encontrados

nas amostras do Nitossolo. Os teores de P remanescente seguiram a ordem SAT > Cambissolo

> Nitossolo. A CMA calculada para Cu no Nitossolo foi de 3.681 mg kg-1, no Cambissolo de

2.677 mg kg-1 e no SAT de 1.609 mg kg-1. Para o Zn, a CMA calculada no Nitossolo foi de

2.001 mg kg-1, no Cambissolo de 1.116 mg kg-1 e no SAT de 234 mg kg-1. A disponibilidade

de Cu e Zn foi menor no Nitossolo, seguido do Cambissolo e do SAT.

Palavras–chave: Elementos-traço. Granulometria. Argilominerais. Óxidos. Sorção do solo

70

71

ABSTRACT

Cu and Zn are potentially toxic metals in the environment. Its retention in the soil depends on

several factors such as the cation exchange capacity, pH, clay content and organic matter and

oxidation potential. It is important to know the available levels of Cu and Zn in the soil to

prevent environmental contamination and entry of these into the food chain. The objective of

this work was to determine the availability of Cu and Zn in a Nitisol, a Cambisol and in Tropical

Artificial Soil (TAS). The determination of the physical attributes (texture) mineralogical

(oxides and mineralogy of the clay fraction) and chemical (pH, content and chemical

fractionation of the organic matter, remaining P) and maximum adenosion capacity (MAC) of

Cu and Zn of the soils. In order to quantify MAC, Cu levels were used at concentrations of: 0,

40, 100, 160, 220, 280, 340, 400, 460, 520 mg L-1 (soil: final ratio = 1: 100) and Zn: 0, 60, 140,

220, 300, 380, 460, 540, 620, 700 mg L-1 (soil ratio: final solution = 1: 100). The highest clay

and fulvic acid contents were observed in the Nitisol, as well as the highest concentrations of

Fe2O3 and Al2O3. In the Cambisol, the highest levels of humic acids, humina and the highest

concentrations of SiO2 were found. The kaolinite was the predominant clay mineral in the three

studied soils, being the lowest crystallinity indexes found in the Nitisol samples. The remaining

P contents followed the order TAS> Cambisol> Nitisol. The MAC calculated for Cu in the

Nitisol was 3680.6 mg kg-1, in the Cambisol of 2677.0 mg kg-1 and in the SAT

1609.2 mg kg -1. For the Zn, the MAC calculated in the Nitisol was of 2001.2 mg kg-1, in the

Cambisol of 1115.9 mg kg-1 and in the TAS of 233.38 mg kg-1. The availability of Cu and Zn

was lower in the Nitisol, followed by the Cambisol and the TAS.

Key – words: Trace elements. Granulometry. clay minerals. Oxides. Sorption of soil

72

73

3.1 INTRODUÇÃO

O solo possui uma ampla capacidade de retenção de elementos-traço que, em função de

seus atributos, podem ser lixiviados, penetrarem na cadeia trófica dos organismos ou, ainda,

colocarem em risco a qualidade das águas superficiais e subterrâneas (CASARTELLI &

MIEKELEY, 2003). Essses elementos, dentre eles o Cu e o Zn, podem estar ligados às

partículas e aos minerais, adsorvidos, precipitados ou complexados no perfil do solo

(ALLOWAY, 1995; KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2011).

A disponibilidade dos metais e sua toxicidade para os organismos do solo depende da

forma com que se encontram, que é função dos atributos do solo como a capacidade de troca

catiônica (CTC), pH, potencial de oxirredução, teor de argila, competição com outros íons pelos

sítios de adsorção e quelação (LOCK, JANSSEN & DECOEN, 2000).

Os elementos-traço que se encontram retidos na estrutura dos minerais, devido à baixa

mobilidade, estarão indisponíveis para serem absorvidos pelas plantas e organismos do solo.

Em contrapartida, os teores de elementos-traço da fase solúvel e trocável representam a

quantidade prontamente disponível para esses organismos. Já, os elementos-traço ligados aos

óxidos de Fe, Mn e Al e aos grupos funcionais da matéria orgânica, formam complexos estáveis,

tornando-os menos disponíveis do que os teores dos compartimentos solúvel e trocável

(STEVENSON,1986).

Os teores de Cu e Zn normalmente são maiores em solos orgânicos do que em solos

arenosos ou siltosos com baixo teor de matéria orgânica (KABATA PENDIAS & PENDIAS,

2011). Em contrapartida, solos argilosos, com maior CTC e teor de matéria orgânica, podem

reter mais fortemente esses elementos-traço. O caráter eletrostático da adsorção se dá pela CTC,

enquanto a matéria orgânica e a argila estão associadas à adsorção específica, com a formação

de ligações de caráter covalente (KABATA PENDIAS & SZTEKE, 2015).

Segundo Spurgeon et al. (1994), há uma relação direta entre os diferentes atributos do

solo e a disponibilidade de cátions metálicos, tornando esses elementos mais ou menos

disponíveis e afetando, desta forma, a sobrevivência e a reprodução dos organismos do solo.

Dentre eles, podemos destacar os argilominerais (REINECKE, REINECKE & MABOETA,

2001). Segundo Gräber et al. (2005), a mobilidade e disponibilidade de Cu e Zn são diretamente

influenciadas pelo teor de argila do solo. Van Gestel et al. (2011), em testes de ecotoxicidade

para E. andrei e E. crypticus em solos contaminados por molibdênio e de diferentes classes

texturais, constataram que solos com menor teor de argila apresentaram maior toxicidade desse

elemento-traço para os organismos do solo.

74

Outro atributo do solo que influencia nessa disponibilidade é o teor em matéria orgânica

e suas frações (ALLOWAY, 1995; ALVARENGA et al., 2009). Segundo Mattias et al. (2010),

a disponibilidade e o acúmulo de Cu e Zn podem ser maiores em solos com menor conteúdo de

matéria orgânica e, nesses solos, há maior risco de contaminação ambiental. Adicionalmente, a

presença e a natureza de óxidos e hidróxidos de Fe/Mn/Al, o potencial redox, a concentração

de sais e de agentes complexantes e a CTC, também tem grande importância na disponibilidade

desses metais no solo (LOCK & JANSSEN, 2001; ALVARENGA et al., 2009).

Apesar da importância de se considerar a biodisponibilidade dos metais nas avaliações

de locais contaminados, os estudos das propriedades do solo relacionadas à ecotoxicologia não

são muito comuns na academia e não há um consenso sobre a influência desses fatores nos

resultados obtidos nos testes. Nesse contexto e seguindo as recomendações internacionais

(VAN GESTEL & WEEKS, 2004), considera-se que a biodisponibilidade dos elementos-traço

é um aspecto fundamental no controle da assimilação de contaminantes por organismos do solo

em estudos ecotoxicológicos e, sempre que possível, deve ser abordada por meio de

determinações da concentração desses elementos no solo, tanto no início quanto no final dos

testes.

Nesse sentido, a preocupação com a degradação dos solos e outros compartimentos

ambientais no mundo, especialmente nas regiões tropicais e subtropicais onde o processo de

intemperismo propiciados pelas elevadas temperaturas e índices de umidade é mais elevado,

tem despertado amplo interesse pela qualidade do solo e pela sustentabilidade do meio

ambiente. Desse modo, o objetivo deste capítulo é determinar a disponibilidade de Cu e Zn em

Nitossolo Vermelho, Cambissolo Húmico e em Solo Artificial Tropical, com o intuito de

explicar os resultados encontrados nos ensaios ecotoxicológicos realizados em solos com

diferentes atributos físicos, químicos e mineralógicos, de forma a auxiliar na tomada de decisão

e na prevenção da contaminação ambiental e na entrada destes compostos na cadeia alimentar.

3.2 MATERIAL E MÉTODOS

3.2.1 Critérios para seleção dos solos e amostragem

Os experimentos foram realizados utilizando amostras de dois solos com diferentes

características texturais e que ocorrem em áreas extensas no Estado de Santa Catarina, sendo

um desenvolvido a partir de rochas sedimentares no Planalto Catarinense (Cambissolo) e outro

desenvolvido a partir de rochas ígneas extrusivas intermediárias a ácidas no Planalto e Oeste

75

Catarinense (Nitossolo). O Nitossolo Vermelho (Nitossolo) foi coletado no município de

Concórdia, SC [27o48’71’’S e 51o59’34’’W] e o Cambissolo Húmico (Cambissolo) foi coletado

no município de Lages, SC [27º48’57’’S e 50º21’45’’W], ambos em áreas sob vegetação

natural não antropizada, livre de adubação e uso de agroquímicos. Também foi utilizado o Solo

Artificial Tropical (SAT) proposto por Garcia (2004), com adaptações, constituído por uma

mistura de 75% de areia industrial (fina), 20% de argila caulinítica e 5% de fibra de coco (seca

e peneirada). O pH do SAT foi corrigido para 6,0 ± 0,5 por meio da adição de carbonato de

cálcio (CaCO3), conforme preconizado na ISO 1039 (ISO, 2004; ABNT NBR ISO, 2010); para

os solos naturais o pH não foi corrigido, para representar as condições naturais.

As amostras do Nitossolo e do Cambissolo foram coletadas na camada de 0 - 0,2 m de

profundidade, secos à 55 oC em estufa com circulação forçada de ar e tamisados em peneiras

de 2 mm de abertura de malha, para separação de fragmentos vegetais e obtenção da fração

terra fina seca ao ar (TFSA).

3.2.2 Caracterização química dos solos

As concentrações dos metais foram determinadas de acordo com o método USEPA 3051

A (USEPA, 1999), conforme requerido na Resolução Conama 420/2009 (BRASIL, 2009).

Neste método, as amostras de solo foram suavemente trituradas com um almofariz de porcelana

e três repetições de 0,5 g de solo foram digeridos em 5 mL de HN03 concentrado e 5 mL de

água tridestilada, em tubos de vidro, aquecidos em bloco digestor. Os teores pseudototais dos

elementos Cu e Zn foram determinados em espectrofotômetro de absorção atômica em chama

de ar-acetileno (AAS; A ANALYST 300, PERKIN-ELMER).

O pH em água e o teor de nutrientes foram determinados conforme EMBRAPA (1997),

sendo o Ca, Mg e Al trocáveis extraídos com KC1 1 mol L-1; e P, K, Fe, Mn disponíveis por

extração com HC1 0,05 mol/L + H2S04 0,0125 mol L-1 (Mehlich 1). O Al trocável foi

determinado por titulometria de neutralização com NaOH 0,0125 mol L-1. A quantificação do

Ca, Mg, Fe e Mn foi realizada por espectrometria de absorção atômica (AAS; A ANALYST

300, PERKIN-ELMER). O P foi determinado por espectrofotometria de absorção molecular

em comprimento de onda de 660 nm e o K por espectrofotometria de chama (DM62,

DIGIMED).

76

3.2.3 Distribuição de tamanho de partículas do solo (granulometria)

A granulometria dos solos foi determinada pelo método da pipeta (DAY, 1965), onde,

em um frasco de vidro do tipo “snap-cap”, foram adicionados 20 g de TFSA, duas esferas de

teflon, 10 mL de solução 6% (normal) de NaOH e 100 mL de água deionizada. O frasco foi

agitado, deixado em repouso por 8 horas, acondicionado em um agitador horizontal e agitado

com movimentos reciprocantes por 4 horas.

O conteúdo de cada frasco foi transferido para uma proveta de 1.000 mL, a qual foi

completada com água deionizada. A suspensão foi, então, agitada durante um minuto com

agitador manual, determinada a temperatura da solução para estabelecer o intervalo de tempo

para coleta da fração de argila à 5 cm de profundidade da solução, com o auxílio de uma pipeta

volumétrica de 50 mL, transferida para um becker e levada à estufa a 105 °C até completa

evaporação da água em 24 horas (Figura 3).

Figura 3 – Conjunto de amostras para análise granulométrica do solo.


O conteúdo remanescente da proveta foi passado por uma peneira com abertura de

malha de 0,053 mm, para separação das partículas de areia; a fração retida na peneira foi

transferida para uma cápsula e levada a estufa a 105 °C e determinada a massa da areia. Os

teores de argila e de areia, em g-1 kg-1, foram calculados, respectivamente, a partir da relação

entre a massa de argila contida na alíquota de 50 mL coletada na suspensão e do material retido

na peneira de 0,053 mm de abertura de malha e a massa total da amostra. O teor de silte

corresponde à subtração dos teores de argila e de areia da massa total da amostra.

77

3.2.4 Fracionamento das substâncias húmicas

A extração e o fracionamento das susbtâncias húmicas do solo foi realizado em três

frações principais: ácidos fúlvicos (AF), ácidos húmicos (AH), e huminas, conforme

metodologia descrita por SWIFT (1996) com adaptações sugeridas por Benites, Ker e

Mendonça, (2000) e Benites, Madari e Machado (2003). Foi pesada uma amostra de solo

contendo aproximadamente 30 mg de carbono orgânico total, adicionado 20 mL de NaOH 0,1

mol L-1 e deixado em repouso por 24 horas. Após período de repouso, foi levado para

centrifugação (5.000 rpm por 30 min) com correção do tempo para 63 min e 2.400 rpm.

Recolhido o sobrenadante em tubo falcon de 50 mL e repetida a operação para máxima

recuperação das frações ácidos fúlvicos e ácidos húmicos. O precipitado foi reservado e levado

a estufa à 65 °C para a secagem e determinação da fração humina. O reservado com pH alcalino,

próximo a 13, foi acidificado com ácido sulfúrico (H2SO4 20% v/v) até que atingisse pH 1,0, o

que resulta na precipitação dos ácidos húmicos, sendo separados por filtração com filtro de

membrana 0,45 µm a vácuo. A leitura do C nas frações líquidas e sólidas foi realizada pelo

analisador elementar de carbono TOC (Total Organic Carbon) - (MULTI/NC 2100S,

ANALYTIK JENA).

3.2.5 Mineralogia da fração argila

As análises mineralógicas foram procedidas em lâminas de argila orientada (Figura 4),

sendo os resultados interpretados com base nos parâmetros descritos por Brindley e Brown

(1980) e Whittig e Allardice (1986). Para tanto, o volume total das mesmas amostras de

suspensão do silte e argila usada no método da pipeta, foi transferido para recipientes plásticos

de 1 L, de fundo largo e altura aproximada de 10 cm.

Com base na Lei de Stokes (1851), calculou-se o tempo (5 horas) necessário para que

toda a fração silte ultrapassasse uma altura (6 cm) fixada no balde, retirando-se, por

sinfonamento, todo volume imediatamente acima da marca dos 6 cm, que foi transferida para

outro recipiente. O restante da suspensão foi rehomogenizada novamente e completado o

volume para 1 L. Novas retiradas (no total de dez) da fração argila foram realizadas até que não

houvesse mais argila em suspensão. Após a última retirada da argila, a fração silte total contida

no fundo do balde sofreu dez lavagens com água destilada, sendo seca em estufa à 105 °C por

24 h para determinação da massa. Posteriormente, a suspensão de argila foi floculada com HCl

concentrado e centrifugada (2.000 rpm por 2 minutos).

78

Figura 4 - Lâminas de argila orientada em processo de secagem ao ar.


As amostras foram saturadas com soluções de Cloreto de Potássio (KCl) e Cloreto de

Magnésio (MgCl2) e à solvatação com etileno glicol (EG). A saturação com K+ permite separar

vermiculitas (expansivas) de cloritas (não expansivas) com espaçamento basal 1,4 nm, pois as

vermiculitas colapsam para estruturas não expansivas de 1,0 nm quando saturadas com K+.

Segundo Fabris et al. (2009), para se observar a presença de vermiculitas e esmectitas com

hidróxi Al entrecamadas (2:1 HE), é necessário elevar a temperatura das amostras à 550 °C

após a saturação com K+, para o colapso das camadas e completa separação das fases. A

saturação com Mg2+, permite a expansão uniforme e homogênea das camadas em toda a amostra

analisada, além da formação de uma camada dupla de água estável após secagem ao ar, pela

expansão das lâminas das argilas expansivas dos grupos das vermiculitas e esmectitas. Esse

processo resulta em um espaçamento basal de aproximadamente 1,4 nm, separando as

vermiculitas e esmectitas dos filossilicatos 2:1 não expansivos como, por exemplo, as micas,

que possuem espaçamento de aproximadamente 1,0 nm.

Para tanto, parte da suspensão de argila total foi inicialmente saturada com solução de

KCl 1 M e parte com solução de MgCl2 0,5 M, sendo o excesso de sais eliminado após submeter

as amostras saturadas, acondicionadas em sacos de diálise, a sucessivas lavagens com água

destilada. Após esse procedimento, procedeu-se à confecção das lâminas de argila orientada

para serem analisadas por difratometria de raios-X (DRX). Onde, a suspensão contendo argila

total, fina ou grossa, foi gotejada em lâminas de vidro de modo que toda a superfície da lâmina

fosse coberta de maneira uniforme, e não muito espessa (Figura 4). Posteriormente, as amostras

79

foram secas em temperatura ambiente. As amostras saturadas com K foram aquecidas em mufla

a temperaturas de 100, 350, e 550 ºC, por quatro horas (WHITTIG & ALLARDICE, 1986).

Esse procedimento foi necessário para observar a estabilidade do mineral e visualizar o colapso

das argilas expansivas que acontece com a elevação da temperatura. Os minerais do grupo da

caulinita decompõem-se entre 500 e 550°C, podendo ajudar a identificação na presença de

cloritas, que tem pico coincidente e são resistentes ao aquecimento. A haloisita (1,0 nm)

desidrata e desloca o pico para 0,7 nm em temperatura próxima de 100 °C. Os minerais 2:1 HE

colapsam para 1,0 nm, como descrito anteriormente, e a clorita mantém o espaçamento basal

em 1,4 nm após o aquecimento à 550 °C (FABRIS et al., 2009).

Para que ocorresse a solvatação das amostras saturadas com Mg, estas foram submetidas

a uma atmosfera saturada com vapor de etileno glicol 50% em frasco dessecador, acondicionado

em estufa mantida à 60 ºC por 24 horas. Esse procedimento foi realizado para identificar

argilominerais expansíveis, que interpolam esses compostos orgânicos e promovem o

deslocamento dos picos correspondentes à expansão das camadas. As esmectitas adsorvem o

glicerol entre as camadas adjacentes, resultando em um aumento no espaçamento basal e

chegando a 1,8 nm; as vermiculitas, por sua vez, não alteram sua expansão, mantendo o

espaçamento basal de aproximadamente 1,4 nm.

A caracterização mineralógica foi realizada no Laboratório de Gênese e Mineralogia

dos Solos da UDESC-CAV, através da técnica de DRX, em um difratômetro PHILIPS PW

1830 automatizado, dotado de goniômetro vertical e monocromador de grafite. O equipamento

foi operado a 30 kV e 30 mA e a fonte de radiação utilizada foi a de Cu Kα. Para analisar todas

as amostras, os intervalos angulares das irradiações variaram entre 3 a 44 ⁰2Ɵ, com intervalo

de 0,01 ⁰2Ɵ para cada 1 s. Os resultados foram interpretados com base nos parâmetros descritos

por Brindley e Brown (1980) e Wittig e Allardice (1986).

Foi realizada uma semi-quantificação dos minerais nos difratogramas obtidos com o

auxílio do software HighScore Plus (Panalytical). A determinação foi realizada com base no

cálculo de áreas de cada um dos picos principais dos minerais identificados pela técnica de

DRX, onde os valores foram calculados através do recurso fitprofile, onde os picos em

aproximadamente: 1,4 nm correspondendo aos minerais 2:1 e 2:1 HE (com hidróxi-Al

entrecamadas); 0,72 nm, cuja reflexão basal corresponde à caulinita; 0,48 nm, que corresponde

à gibbsita; 0,41 nm, que corresponde à goethita; e 0,25 nm, que corresponde à hematita. Os

critérios empregados para a interpretação dos difratogramas e para a identificação dos minerais

de argila foram aqueles apresentados por Jackson (1965), Brindley & Brown (1980) e Whittig

e Allardice (1986).

80

3.2.6 Teores de óxidos totais por fluorescência de raio-X

As concentrações dos elementos químicos na forma de óxidos totais foram determinadas

por espectrometria de fluorescência de raios-X (FRX), através do método do pó em

equipamento de fluorescência de raios-X (modelo Epislon 3 - Panalytical), com espetrômetro

compacto de energia dispersível de raios-X (EDX) (NASCIMENTO FILHO, 1999) (Figura 5a).

Foram quantificados os elementos maiores (Si, Al, Fe, Ca, Mg, K) e os menores ou traço (Mn,

P, S, Cu, Zn, Ti, Ni, Cr, Zr, V, Sr, Sn, Y, Rb, Ba) em 2 g de TFSA moídas e passadas em peneira

com malha 0,053 mm. As amostras foram acondicionadas em porta amostras padrão com fundo

revestido com filme poliéster “mylar” de 3,6 µm e dispostas em um carrossel removível com

capacidade para 10 amostras (Figura 5b).

Figura 5 – Equipamento de fluorescência de raios-X contendo as amostras para leitura dos

teores de óxidos (a). Amostras de TFSA dispostas em portas amostras (b).


A quantificação dos elementos foi feita através da criação de uma aplicação denominada

OMNIAN, pacote do software Epsilon, calibrada a partir de amostras padrões no formato de

pastilhas fundidas. Em seguida foram calculados os índices Ki e Kr (EMBRAPA, 1997). Estes

índices indicam o grau de intemperização dos solos: quanto menor o valor de Ki e Kr mais

intemperizado é o solo, devido, possivelmente, aos processos de perda de silicatos e acúmulo

de óxidos de ferro e alumínio.

a) b)

81

3.2.7 Capacidade de adsorção de fosfato – P remanescente

O fósforo remanescente (Prem) foi determinado adicionando-se 0,5 g de TFSA (moída e

passada em peneira com malha 0,053 mm) em uma solução de equilíbrio de 0,01 mol L-1 de

CaCl2 contendo 60 mg L-1 de P; como fonte de P foi utilizado o KH2PO4, ficando uma relação

solo: solução 1:10 (ALVAREZ et al., 2000). Posteriormente, as amostras foram agitadas por

30 minutos a 150 rpm e deixadas em repouso por 16 h (Figura 6).

Figura 6 - Extratos de amostras dos solos prontos para a dosagem dos teores de Prem.


O teor de P na solução foi determinado por espectrofotometria de absorção molecular

em comprimento de onda de 882 nm, conforme método descrito por Murphy & Riley (1962).

Onde, P-solúvel é o compartimento das formas de fósforo dissolvidas em água e reativas ao

método colorimétrico de Murphy & Riley.

Com base nos teores de fósforo remanescente (Prem), cada solo foi classificado em

relação à capacidade de adsorção de fosfato, sendo: MB = muito baixa (46-60 mg L-1); B =

baixa (31-45 mg L-1); M = média (21-30 mg L-1); A = alta (11-20 mg L-1); MA = muito alta (6-

10 mg L-1); EA = extremamente alta (0-5 mg L-1) (ALVAREZ et al., 2000).

3.2.8 Capacidade máxima de adsorção de Cu e Zn

Foram preparadas suspensões de TFSA dos solos em solução de fundo de Ca(NO3)2 em

força iônica de 15 mmol L-1 (força iônica semelhante à observada na solução de solos

82

intemperizados); a relação solo: solução de fundo foi de 1:68 (0,5 g de solo e 34 mL de solução).

As suspensões foram agitadas por 12 h e deixadas em repouso por mais 12 h e esses ciclos de

agitação e repouso foram repetidos por 72 h. As suspensões de cada solo (FI = 15 mmol L-1;

relação solo:solução de 1:68) foram colocadas para reagir com solução de Cu(NO3)2 nas doses

de 0, 40, 100, 160, 220, 280, 340, 400, 460, 520 mg L-1 de Cu (relação solo:solução final de

1:100); e de Zn(NO3)2 nas doses de 0, 60, 140, 220, 300, 380, 460, 540, 620, 700 mg L-1 de Zn

(relação solo:solução final de 1:100). O tempo de contato foi de 72 h, dividido em ciclos de 12

h de agitação e 12 h de repouso. Posteriormente, as suspensões foram filtradas e os teores de

Cu e Zn no sobrenadante foram quantificados por espectrofotometria de absorção atômica,

utilizando-se um equipamento Perkin Elmer AAnalyst 100 com atomização em chama.

O total adsorvido foi calculado pela diferença entre o cobre e zinco adicionados e os

encontrados na solução. Para identificação do tipo de isoterma, foram relacionados em gráfico

a adsorção (q) em função da concentração de equilíbrio (Ce) (SPARKS, 1995), ou seja, a

concentração do elemento-traço encontrada, e ajustados os modelos convenientes de acordo

com classificação proposta por Sposito (1989). A capacidade máxima de adsorção (CMA) é o

valor obtido quando a adsorção se estabiliza, formando um patamar. A quantidade adsorvida

foi calculada seguindo as equações abaixo:

𝑀𝑎𝑑𝑠 = (𝐶𝑖 − 𝐶𝑒) ∗ (𝑉1 + 𝑉2

𝑀𝑠)

𝑀𝑎𝑑𝑐 = 𝐶𝑖 ∗ (𝑉1 + 𝑉2

𝑀𝑠)

%𝑞 = 𝑞

𝑀𝑎𝑑𝑐∗ 100

onde q é o Cu ou Zn adsorvido em mg kg-1 de solo; Ce é a concentração de equilíbrio após 72

h (mg L-1); Ms é a massa do solo (g); Madc é o Cu ou Zn adicionado em mg kg-1 de solo; Ci é

a concentração inicial (mg kg-1) de Cu ou Zn; V1 é o volume da solução padrão de Cu ou Zn

utilizada para atingir a concentração de 0,15 mmol L-1 (mL); V2 é o volume de solução de

fundo (Ca(NO3)2 15 mmol L-1 em mL; e %q é a porcentagem de Cu ou Zn adsorvido pelo solo.

O delineamento experimental utilizado foi o inteiramente casualizado, com quatro repetições.

83

3.2.9 Análise dos dados

O delineamento experimental utilizado foi o inteiramente casualizado, com quatro

repetições. Os dados obtidos foram submetidos ao teste de normalidade de Shapiro-Wilk

(p>0,05) e homogeneidade das variâncias dos erros pelo teste de Cochran e Bartlett (p>0,05).

A comparação entre médias (Tukey, P<0,05) foi realizada quando o teste F apresentou

significância ao nível de 95%.

3.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO

3.3.1 Características gerais dos solos estudados

No presente trabalho os dois solos analisados são oriundos de diferentes regiões

catarinenses, sendo resultantes da atuação de diferentes fatores e processos que influenciaram

sua formação (clima, relevo, vegetação, geologia, dentre outros) e, portanto, apresentam

variação em suas características físicas, químicas e mineralógicas.

O solo coletado em Concórdia é um Nitossolo Vermelho (EMBRAPA, 2004; SANTOS

et al., 2013), desenvolvido a partir de rochas ígneas extrusivas intermediárias a ácidas no Oeste

Catarinense, enquanto o solo coletado em Lages é um Cambissolo Húmico (EMBRAPA, 2004;

SANTOS et al., 2013), desenvolvido a partir de rochas sedimentares no Planalto Catarinense.

O SAT, por ser um solo artificial, não é passível de classificação.

As características físicas e químicas dos solos abordados nesse estudo se encontram nas

Tabelas 3 e 4, respectivamente.

Tabela 3 – Granulometria e classes texturais de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),

Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT). Solo Argila Silte Areia Classe textural

-------------------g kg -1--------------------

Nitossolo 543,7 a 272,7 a 183,5 c Argilosa

Cambissolo 133,7 b 115,7 b 750,5 b Franco - Arenosa

SAT 94,9 c 108,7 b 796,4 a Franco - Arenosa

Médias seguidas por letras diferentes na coluna diferem estatisticamente entre si (Tukey, P<0,05).

Fonte: Elabora pela autora, 2019.

Os dois solos naturais ocorrem sob clima úmido, com chuvas bem distribuídas

mensalmente, sendo o Nitossolo localizado em região mais quente, em clima tipo Cfa segundo

84

Duffloth, (2005), de acordo com a classificação de Köppen (1948), sob floresta tropical

decidual e semi-decidual (mata subtropical), e o Cambissolo em região de clima mais frio, no

Planalto Sul Catarinense, em clima tipo Cfb, segundo Duffloth, (2005), de acordo com a

classificação de Köppen (1948), com vegetação de campo subtropical.

O Nitossolo apresenta textura argilosa (SANTOS et al., 2013) (Tabela 3), acidez muito

baixa, elevados valores de CTC e saturação por bases (RAIJ et al., 1997) (Tabela 4), o que lhe

confere, de maneira geral, caráter fértil, boa capacidade de retenção de água, baixa taxa de

decomposição da MOS e, consequentemente, boa capacidade de retenção de nutrientes e metais

(REICHARDT, 1990; REICHERT, VEIGA & CABEDA, 1993; REICHERT, REINERT &

BRAIDA, 2003; ALVARENGA et al., 2009; HOSSAIN; FURUMAI; NAKAJIMA, 2009).

Tabela 4 – Parâmetros químicos de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico

(Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT) Parâmetros Nitossolo Cambissolo SAT

MOS (g kg -1) 42 52 22

T 21,1 25,3 1,2

CTC (t) 12,5 6,5 1,2

pH (H2O) 5,8 4,7 6,2

V (%) 78 18 46

m (%) 0,0 42 0,0

Ca (cmolc dm-3) 11,7 2,6 2,0

Mg (cmolc dm-3) 2,5 1,4 0,9

P (mg dm-3) 47,1 6,9 11,1

K (mg dm-3) 162 52 262

Al (cmolc dm-3) 0,2 3,0 0,0

Al + H (cmolc dm-3) 6,5 25,3 1,2

Cu (mg dm-3) 10,6 2,8 10,2

Zn (mg dm-3) 29,0 3,8 0,7

B (mg dm-3) 0,65 0,67 1,38

Mn (mg dm-3) 159 21,1 2,2

S (mg dm-3) 20,4 15,3 18,5

T: capacidade de troca catiônica a pH 7,0; CTC(t): capacidade de troca catiônica efetiva; V: saturação por bases; e

m: saturação por alumínio.


O Cambissolo tem textura franco-arenosa (SANTOS et al., 2013), acidez elevada,

baixos valores de CTC e saturação por bases, teor de alumínio trocável relativamente elevado

e saturação em alumínio alta (RAIJ et al., 1997). Apresenta, de maneira geral, caráter pouco

fértil (REICHERT, REINERT & BRAIDA, 2003). Uma possível explicação para esse fato

85

poderia ser atribuída ao baixo valor de pH deste solo (Tabela 4), determinado, possivelmente,

pela lixiviação das bases trocáveis (alto excedente hídrico) e biodegradação da matéria orgânica

que, ao produzir ácidos orgânicos, causa acidificação no solo (ANDRADE, FERNANDES &

FAQUIN, 2002).

O SAT, por sua vez, tem textura franco-arenosa (SANTOS et al., 2013), teve seu pH

ajustado para 6,2 conforme preconizado na ISO 1039 (ISO, 2004; ABNT NBR ISO, 2010) e,

portanto, apresenta acidez muito baixa (RAIJ et al., 1997), baixos valores de CTC e saturação

por bases, o que lhe confere caráter pouco fértil, baixa retenção de água e baixa capacidade de

retenção de nutrientes e metais (REICHARDT, 1990; REICHERT, VEIGA & CABEDA, 1993;

REICHERT, REINERT & BRAIDA, 2003; HOSSAIN; FURUMAI; NAKAJIMA, 2009).

3.3.2 Fracionamento das substâncias húmicas

A quantidade de substâncias húmicas depende do equilíbrio dos processos químicos,

bioquímicos e biológicos do solo. O Nitossolo apresentou o teor de ácidos fúlvicos (AF)

superior aos demais solos (Figura 7), possivelmente devido aos fatores climáticos, como

temperatura e precipitação pluvial, que são mais elevadas nesse solo em relação ao Cambissolo,

e que proporcionam maior atividade microbiana e maior decomposição da MOS, com

aceleração do processo de humificação desta. Esse processo permite a liberação dos ácidos

hidrossolúveis e formação dos AF no solo (LOSS et al., 2010). Segundo Duchaufour (1982),

os AF, por apresentarem menor tamanho molecular e maior polaridade, são os compostos

húmicos de maior solubilidade, sendo responsáveis pelo transporte de cátions metálicos no solo,

uma vez que formam complexos organo-metálicos.

Para a fração ácidos húmicos (AH), o Cambissolo seguido do Nitossolo apresentaram

os maiores teores (Figura 7). Segundo Benites et al. (2003), os ácidos húmicos são os compostos

mais estudados por serem os responsáveis pela maior parte CTC de origem orgânica. Contudo,

o Cambissolo, por apresentar acidez elevada e, consequentemente, baixa CTC (Tabela 4),

possivelmente apresenta alta solubilidade desses compostos pela formação de complexos

organo-metálicos.

Os teores das substâncias húmicas (HUM) foram mais altos para o Cambissolo quando

comparados ao Nitossolo e ao SAT (Figura 7), condicionados pelo clima mais frio dominante

na região de ocorrência daquele. Por se tratar de um solo ácido, esta característica pode estar

relacionada com os teores de Al trocável mais elevados desse solo (Tabela 4) (LOSS et al.,

2010). Apesar dessa fração da MOS apresentar baixa reatividade, melhora a estrutura física do

86

solo, pois são responsáveis pela formação de agregados (RICE & MACCARTHY, 1990).

Adicionalmente, essa quantidade elevada de humina resulta em um aporte elevado de nutrientes

no solo, pela disponibilidade de carbono orgânico facilmente decomponível para a microbiota,

além de ser fonte para formação de compostos recalcitrantes (LOSS et al., 2010).

Figura 7 –Distribuição do COT nas frações húmicas em um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),

Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT).

AF: fração ácidos fúlvicos; AH: fração ácidos húmicos; HUM: fração humina; (┬) Desvio padrão. Médias seguidas

por letras diferentes na coluna diferem estatisticamente entre si (Tukey, P<0,05). Fonte: Elaborado pela autora, 2019.

3.3.3 Mineralogia da fração argila

Na amostra saturada com magnésio (Mg2+) e potássio (K+) do Nitossolo, observa-se

uma maior quantidade de argilominerais 1:1, principalmente caulinita, indicada pelos picos

mais intensos em 0,714 (001) e 0,356 nm (002) (Figura 8). O pico no plano 001 da caulinita é

largo, assimétrico e de alta desordem, indicando a presença de interestratificados

caulinita/esmectita. A presença de interestratificados de caulinita com algumas camadas de

esmectita, aumenta a capacidade adsortiva nesse solo (BORCHARDT, 1989).

Também pode-se observar a presença de traços de óxidos de alumínio (Gibbisita) no

pico 0,480 nm e a predominância dos óxidos de ferro goethita (0,415 nm) e hematita (0,269 e

250 nm). O predomínio da hematita na fração argila desse solo pode ser explicado pelo alto teor

de minerais ferromagnesianos no material de origem. Já a presença da gibbisita é justificada

pelo alto teor de MOS (Tabela 4 e Figura 7) (ALMEIDA, 1979). Segundo Silveira, Alleoni e

Casagrande (1999), em solos intemperizados os óxidos e hidróxidos de Fe e Al, mesmo em

0

5

10

15

20

25

30

AF AH HUM

CO

T (g

kg

-1)

Nitossolo

Cambissolo

SAT

aa

c

b

b

c

a

b

c

87

baixas concentrações, influenciam consideravelmente a adsorção de metais, devido à forte

afinidade destes pela superfície reativa dos óxidos.

Outra característica importante que regula a disponibilidade do Cu no solo é o grau de

cristalinidade dos óxidos (principalmente Fe, Al e Mn) e da caulinita existentes na fração argila,

pois óxidos com baixo grau de cristalinidade têm maior potencial de adsorção dos metais

(ALLOWAY, 1995), o que pode ser confirmado pela largura à meia altura (LMA), de 0,8596

nm, da caulinita desse solo, indicando baixa cristalinidade.

Figura 8 - Difratogramas da fração argila saturada com magnésio (Mg), magnésio mais etileno

glicol (Mg+EG) e com potássio (K+) à temperatura ambiente (K25), 100 °C (K100),

350 °C (K350) e a 550 °C (K550), em um Nitossolo Vermelho (Nitossolo).


A existência de pico com área inferior ao da caulinita, em 1,412 nm, e que não sofre

expansão com etileno glicol, indica não ser esmectita pura, mas provavelmente esmectita com

polímeros de Al entrecamadas, principalmente por ser um solo derivado de basalto e, portanto,

não dar origem a micas e, consequentemente, a vermiculitas (KÄMPF, CURI & MARQUES,

2009). Isso que pode ser comprovado com o aquecimento das amostras, onde as camadas vão

sofrendo contração paulatina, e não se observa um colapso tanto no tratamento K350 como no

K550, evidenciado pela forte assimetria dos picos, revelando a intercalação com polímeros de

hidroxi-Al nas entrecamadas, além da presença de interestratificados caulinita/esmectita, com

destruição da caulinita no tratamento K550.

88

As proporções aproximadas dos argilominerais na fração argila desse solo são de 68%

de caulinita, 12% de esmectitas com hidroxi-Al, 2% de gibbsita, 8% de goethita e 10% de

hematita (Tabela 5).

Tabela 5 – Relação entre as áreas dos picos dos argilominerais de um Nitossolo Vermelho

(Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT).

1Relação entre a área do pico do argilomineral considerado (1,4, 0,72, 0,48 e 0,41 nm) e a soma das áreas de todos

os picos dos mesmos, que equivalem, aproximadamente, à porcentagem de cada tipo de argilomineral na amostra.


No Cambissolo, a maior expressão dos picos em torno de 0,715 (pico 001), 0,357 (pico

002) e 0,238 nm (pico 003), tanto na amostra saturada com Mg2+ como na de K+ (Figura 9),

indica a presença de argilominerais de camada 1:1, do tipo caulinita. O pico no plano 001 é

agudo e estreito com boa simetria (LMA= 0,3608 nm), indicando caulinita de boa cristalinidade

e tamanho relativamente grande.

Pico largo, com área parecida com a da caulinita em 1,436 nm, mas que não sofre

expansão com etileno glicol, indica presença de argilominerais 2:1 (vermiculita ou esmectita),

com forte intercalação de polímeros de Al nas entrecamadas, o que pode ser confirmado pelo

aquecimento da amostra e a contração paulatina desse pico, chegando a 1,25 nm no tratamento

K350. Como a aproximação não chegou a 1,00 nm, isso indica a presença elevada de hidroxi-

Al nas entrecamadas.

Segundo McBride (1994), a presença em maior quantidade dos minerais 2:1 no solo,

pode contribuir para a maior reatividade desse solo em relação aos outros. Solos com minerais

2:1, como a vermiculita e a esmectita, podem apresentar CTC maior do que aqueles com maior

predominância de minerais 1:1, como a caulinita. Convém mencionar, no entanto, que a

reatividade de um solo dependerá de seus componentes individuais como, por exemplo, os

polímeros de Al que se depositam entre as camadas e são fortemente retidos, reduzindo sua

CTC e, consequentemente, a capacidade adsortiva (BORCHARDT, 1989), principalmente de

solos ácidos, como é o caso do Cambissolo (Tabela 4).

Solo

Área dos picos Relação entre as áreas dos picos dos

argilominerais (%)1

A1,4 A0,72 A0,48 A0,41 Soma A 1,4

2:1

A0,72

Caulinita

A0,48

Gibbisita

A0,41

Goethita

A269/250

Hematira

Nitossolo 39,3 259,7 8,3 27,1 334,0 12 68 2 8 10

Cambissolo 667,5 330,8 0 0 998,2 47 53 0 0 0

SAT 24,7 2840 0 0 2.864,7 1 99 0 0 0

89

Figura 9- Difratogramas da fração argila saturada com magnésio (Mg), magnésio mais etileno

glicol (Mg+EG) e com potássio (K) à temperatura ambiente (K25), 100 °C (K100),

350 °C (K350) e a 550 °C (K550), em um Cambissolo Húmico.


As proporções aproximadas dos argilominerais na fração argila desse solo são de 47%

de esmectitas ou vermiculitas com hidroxi-Al e 53% de caulinita (Tabela 5).

Ao contrário dos demais solos e, como era esperado, a fração argila do SAT é

essencialmente caulinítica, como pode ser observado nos picos 001 (0,718 nm), 002 (0,358 nm)

e 003 (0,238 nm). O pico de 0,718 nm da caulinita é bastante expressivo, intenso, agudo e mais

estreito, indicando uma caulinita de melhor cristalinidade do que a dos outros solos (Figura 10),

definida pela largura à meia altura (LMA = 0,2307 nm).

Os picos de 0,991 nm nas amostras saturadas com Mg2+ indicam a presença de mica ou

ilita. Este mineral não sofre expansão com etileno glicol, comportamento típico de

argilominerais 2:1 com forte intercalação com polímeros de Al, confirmado quando da

destruição dos outros minerais com o aquecimento das amostras à 550 °C, podendo observá-la

novamente no pico de 1,002 nm. Por ser um solo essencialmente caulinítico e ter hidroxi-Al

nas entrecamadas nos poucos minerais 2:1 que apresenta, sua capacidade adsortiva é reduzida

(RAO & SRIDHARAN, 1984). Segundo Alleoni, Iglesias e Mello (2005), o potencial de

adsorção de metais nos solos é baixo quando predomina mineralogia caulinítica de alta

cristalinidade na fração argila. Isso acontece porque há pouca substituição isomórfica nas

lâminas de tetraedros e octaedros da caulinita, resultando em excelente cristalinidade e baixa

90

quantidade de cargas negativas permanentes, determinando pequena CTC (CASTRO,

VENDRAME & PINESE, 2014).

Figura 10 - Difratogramas da fração argila saturadas com magnésio (Mg), magnésio mais

etileno glicol (Mg+EG) e potássio (K+ ) à temperatura ambiente (K25), 100 °C

(K100), 350 °C (K350) e a 550 °C (K550), em um Solo Artificial Tropical (SAT).


As proporções aproximadas dos argilominerais presentes na fração argila desse solo são

1% de mica ou ilita e 99% de caulinita (Tabela 5).

3.3.4 Teores de óxidos por fluorescência de raio-X

A análise da média dos elementos químicos dos solos estudados, descritos na tabela 6 e

expressos na forma de óxidos, demonstra as variações no que tange à distribuição dos elementos

nos solos estudados.

Os maiores teores, na fração argila, de Fe2O3 e Al2O3 foram observados no Nitossolo

(Tabela 6), o que pode ser explicado pelo material de origem e grau de intemperismo desse

solo, assim como aos elevados teores de argila que conferem sua textura argilosa (Tabela 3)

(VENDRAME et al., 2011). Os maiores teores de Fe2O3 refletem a riqueza do material de

origem mais básico, rico em minerais ferromagnesianos (ALMEIDA, 1979), enquanto os

maiores teores de Al são devidos, provavelmente, ao alto grau de intemperismo, indicado pela

presença de gibbsita (CURI & FRANZMEIER, 1984). Nesse solo, os Fe2O3 estão presentes

91

principalmente nas formas de goethita e hematita (Tabela 5). A formação da hematita é

favorecida pela ocorrência de altas temperaturas e solo bem drenado, enquanto que a goethita

é formada em condições de alta concentração de carbono (GHIDIN et al., 2006), associadas a

baixa temperatura e/ou drenagem moderada. Os óxidos de Al estão representados nesse solo

pela gibbsita (Tabela 5) e sua presença está relacionada às altas temperaturas e circulação

intensa de água, resultando em intemperismo intenso nesse solo (GHIDIN et al., 2006). Os

óxidos de Fe apresentam considerável influência nas propriedades físicas e químicas dos solos,

devido aos seus variados graus de cristalinidade e por apresentarem cargas variáveis

dependentes do pH do solo. Já os óxidos de Al participam diretamente da retenção de ânions e

cátions, sendo um dos principais responsáveis pela capacidade de adsorção dos solos

(EBERHARDT et al., 2008).

Tabela 6 – Teores médios de elementos químicos, expressos na forma óxidos, de um Nitossolo


(SAT), analisados por fluorescência de raios-x (método Omnian semi-quantitativo)

Solo Fe2O3 Al2O3 SiO2 P2O5 K2O TiO2 MnO Relação molar 1

----------------------------------------%------------------------------------- Ki Kr

Nitossolo 31,7 a 24,4 a 37,0 b 0,9 a 0,3c 3,6 a 0,3 a 2,6 b 1,4 b

Cambissolo 10,1 b 19,1 c 64,4 a 0,7 b 1,0 b 2,3 b 0,0 b 5,7 a 4,3 a

SAT 0,7 c 23,5 b 63,6 a 0,4 c 1,1 a 0,1 c 0,0 b * *

1: ki: 1,7* SiO2/ Al2O3; kr: 1,7* SiO2/ [Al2O3+(0,64* Fe2O3)]. Médias seguidas por letras diferentes na coluna

diferem estatisticamente entre si (Tukey, P<0,05). * Por se tratar de um solo artificial, para o SAT, não é possível

calcular os valores de ki e kr.


Os maiores teores encontrados nesses solos foram os de óxidos de silício (SiO2).

Segundo Ma, Miyake e Takahashi (2001), o óxido de silício (SiO2), que correspondem ao

quartzo e às lâminas de tetraedros de silício dos argilominerais, é considerado o mineral mais

abundante nos solos brasileiros que, devido ao alto grau de intemperismo, apresentam entre 5

a 50% deste. Os maiores valores para esse elemento foram encontrados no SAT e no

Cambissolo, respectivamente, o que já era esperado pela textura franco-arenosa desses dois

solos (Tabela 3). Segundo Tisdale, Beaton e Nelson (1985), os solos mais jovens, como os

Cambissolos, apresentam maiores teores desse elemento, enquanto os mais intemperizados,

como os Latossolos e Nitossolos, apresentam menores teores.

Já os valores para as relações molares Ki e Kr foram mais baixos para o Nitossolo,

demonstrando o avançado estádio de intemperismo desse solo. Os maiores valores de Ki foram

encontrados no Cambissolo, cujo estádio de intemperismo é menos avançado, como também

92

pode ser comprovado pela mineralogia da fração argila (Tabela 5). Conforme Silveira, Alleoni

e Casagrande (1999), em solos com baixos Ki os óxidos e hidróxidos de Fe e Al influenciam

significativamente a adsorção de metais, devido à acentuada afinidade destes pela superfície

reativa dos óxidos.

3.3.5 Capacidade de adsorção de fosfato – P remanescente

O P remanescente (Prem) reflete a quantidade de P disponível na solução do solo em

função da quantidade de P adicionado (ALVAREZ et al., 2000), sendo utilizado como

estimativa da quantidade e qualidade da argila em solos e como medida correlacionada com a

capacidade de adsorção desses (VILAR et al., 2010).

A partir dos teores de Prem, os solos utilizados no presente estudo foram classificados

nas diferentes classes de capacidade de adsorção de fosfato (ALVAREZ et al., 2000). O

Nitossolo foi classificado com alta (A) capacidade de adsorção (Tabela 7). O baixo valor de P

na solução de equilíbrio para este solo parece ter sido decorrente da sorção pela MOS e frações

húmicas (ANDRADE et al., 2003) (Figura 6), pelos elevados teores de argila (ALVES &

LAVORENTI, 2004) (Tabela 3) e aos altos teores de óxidos (GONÇALVES et al., 2011)

(Tabela 6) presentes neste solo, o que reflete sua alta capacidade adsortiva. Segundo Eberhardt

et al. (2008), os óxidos de Fe e Al são os componentes mineralógicos que mais exercem

influência sobre o Prem, demonstrando sua importância na adsorção de fósforo nos solos.

Tabela 7 – Teores de fósforo remanescente (Prem) de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),

Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT). Solo Prem Classificação

mg L-1

Nitossolo 12,2 c A

Cambissolo 29,6 b M

SAT 51,2 a MB

MB= muito baixa (46-60 mg L-1); B= baixa (31-45 mg L-1); M= média (21-30 mg L-1); A= alta (11-20 mg L-1),

segundo Alvarez et al. (2000). Médias seguidas por letras diferentes na coluna diferem estatisticamente entre si (Tukey, P<0,05).


O Cambissolo, por sua vez, apresentou média (M) capacidade de adsorção de P (Tabela

7). Por se tratar de um solo com altos teores de MOS e certa quantidade de óxidos de Fe e Al,

sua capacidade adsortiva é alta. No entanto, essa capacidade é reduzida em função do baixo

93

teor da fração argila e do pH ácido (KABATA-PENDIAS & ADRIANO, 1995) que esse solo

apresenta.

A capacidade adsortiva de P para o SAT foi classificada como muito baixa (MB) (Tabela

7), estando relacionada, possivelmente, aos baixos teores de argila e MOS que o SAT apresenta

(Figura 7), bem como por se tratar de um solo essencialmente caulinítico, com caulinita de

excelente cristalinidade (LMA: 0,2307 nm). Isso determina pouca substituição isomórfica nos

tetraedros, gerando pouco desequilíbrio de cargas (CASTRO, VENDRAME & PINESE, 2014)

e, consequentemente, pouca capacidade adsortiva. Segundo Fontana et al. (2013), a magnitude

da capacidade de adsorção de P nos solos é dependente dos sítios de adsorção, sendo estes

relacionados com a superfície específica e ao grau de cristalinidade da fração argila.

3.3.6 Capacidade máxima de adsorção (CMA)

Os ajustes dos modelos de isotermas aos dados experimentais foram considerados

adequados, tanto para o Cu quanto para o Zn, e apenas para o Nitossolo o coeficiente de

determinação (R2) foi menor que 0,90 (Tabela 8).

Tabela 8 – Capacidade máxima de adsorção (CMA) e coeficientes de determinação ajustados

aos dados de adsorção de Cu e Zn de um Nitossolo Vermelho (Nitossolo),

Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial Tropical (SAT). Solo Cobre Zinco

CMA R2 CMA R2

mg kg -1 mg kg -1

Nitossolo 3.681 0,81 2.001 0,81

Cambissolo 2.677 0,92 1.116 0,98

SAT 1.609 0,97 233 0,99


3.3.6.1 CMA- Cobre

As relações entre os teores de Cu na solução de equilíbrio e os adsorvidos no Nitossolo

(Figura 11a) demonstram que esse solo apresenta isoterma do tipo Langmuir ( L), segundo

classificação proposta por Sposito (1989), o que indica alta afinidade e se caracteriza pelo

incremento na adsorção com o aumento da concentração do elemento-traço na solução de

equilíbrio (Ce) até atingir a estabilização da adsorção, ou seja, a capacidade máxima de

adsorção (CMA).

94

Figura 11 - Isotermas de adsorção de Cu em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo Húmico (b)

e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), indicando a quantidade adsorvida (q) de Cu em

função da concentração de equilíbrio (Ce).

q

Cu (

mg

kg

-1)

Ce (mg kg -1)


y = -0,1987x2 + 49,794x + 561,01R² = 0,8051

0

1.000

2.000

3.000

4.000

0 50 100 150 200 250

y = -0,0951x2 + 30,289x + 265,24R² = 0,9164

0

1.000

2.000

3.000

4.000

0 50 100 150 200 250

y = -0,0822x2 + 22,897x + 14,699R² = 0,9624

0

1.000

2.000

3.000

4.000

0 50 100 150 200 250

a)

b)

c)

95

Essa característica da isoterma depende das propriedades dos solos e estão relacionadas

com os teores de MOS e de óxidos, em virtude da elevada afinidade destes com o Cu

(MCLAREN & CRAWFORD, 1973; ALLOWAY, 1995). Para Alloway (1995), o teor de MOS

e de óxidos de Fe, Al e Mn são os principais atributos responsáveis pela adsorção específica

dos cátions. Como a adsorção de Cu é, preferencialmente, específica (McBRIDE, 1994), espera-

se que esse elemento tenha afinidade, além da MOS, também pelos sítios de adsorção de óxidos

e hidróxidos de solos bastante intemperizados, como é o caso do Nitossolo. Isso pode ser

constatado observando-se os maiores teores de óxidos de Fe e Al e os baixos valores de Ki e

Kr (Tabela 6), indicando o intemperismo mais avançado desse solo, com predominância de

caulinita de baixa cristalinidade (LMA 0,8596 nm) (Figura 7). Segundo Alleoni, Iglesias e

Mello (2005), em solos tropicais e subtropicais com predominancia de mineralogia oxídica e

caulinítica na fração argila, o potencial de adsorção de metais nos solos é elevado,

principalmente quando o teor de óxidos apresenta baixa cristalidade, em virtude da capacidade

de óxidos menos cristalizados adsorverem mais fortemente os metais.

Adicionalmente, segundo Wang et al. (2003), a adsorção eletrostática do Cu na CTC

aumenta em solos com pH entre 5,5 e 6,0, como é o caso do Nitossolo (Tabela 4). A razão para

o aumento da adsorção de Cu com o aumento do pH é, teoricamente, devido à desprotonação

das superfícies de troca e, consequentemente, geração de cargas negativas em valores de pH

mais elevado (ALLOWAY, 1995). Tais resultados podem, também, ser corroborados pela

elevada capacidade máxima de adsorção de Cu do Nitossolo, que foi de 3.681 mg kg-1 (Tabela

8), justamente o solo que apresentou um dos maiores teores de MOS (Tabela 4) e de óxidos

(Tabela 6).

Para o Cambissolo, as relações entre os teores de Cu na solução de equilíbrio e os

adsorvidos no solo (Figura 11b) demonstram que esse solo também apresenta isoterma do tipo

L (SPOSITO, 1989), porém com menor energia de adsorção, o que pode ser comprovado pela

menor capacidade máxima de adsorção desse solo (2.677 mg kg-1), quando comparado ao

Nitossolo (Tabela 8).

Apesar dos teores de MOS desse solo serem muito parecidos com o do Nitossolo (Figura

6), os teores de óxidos, que auxiliariam na adsorção de Cu, são mais baixos, o que pode ser

confirmado pelos altos valores de Ki e Kr, que indicam tratar-se de um solo pouco

intemperizado (Tabela 6). Adicionalmente, devido ao pH baixo (Tabela 4) e consequente

redução da CTC pela protonação das cargas na superfície (Tabela 4), proporciona um ambiente

pouco adsortivo para esse solo. Segundo Kabata-Pendias e Adriano (1995), entre as

propriedades que afetam a mobilidade e disponibilidade de elementos-traço no solo, o pH é que

96

mais influencia nessa dinâmica, uma vez que solos ácidos possuem, em geral, baixa CTC. Em

estudo sobre o efeito de dejeto líquido de suínos em organismos da espécie E. andrei, Segat et

al. (2015) encontraram redução na reprodução desses organismos com doses de 30 m3 ha-1 em

Neossolo Quartzarênico e associaram essa redução à disponibilidade de metais no solo,

proporcionados pela baixa CTC.

Dentre os solos abordados nesta pesquisa, o SAT foi o que apresentou a menor

capacidade máxima de adsorção (1.609 mg kg-1) (Tabela 8). As relações entre os teores de Cu

na solução de equilíbrio e os adsorvidos no solo estão apresentados na Figura 11c, demonstram

que esse solo também apresenta isoterma do tipo L (SPOSITO, 1989), com baixa energia de

adsorção.

Essa baixa capacidade de adsorção do Cu está relacionada aos baixos teores de MOS

que o SAT apresenta (Figura 7) que, como já citado, é o atributo mais importante na retenção

de Cu no solo (ALLOWAY, 1995). Por se tratar de um solo essencialmente caulinítico, com

caulinita de excelente cristalinidade (LMA: 0,2307 nm), com pouca substituição isomórfica nos

tetraedros, determina baixa quantidade de cargas permanentes e, consequentemente, baixa CTC

(CASTRO, VENDRAME & PINESE, 2014).

3.3.6.2 CMA - Zinco

Para o Zn no Nitossolo, as relações entre os seus teores na solução de equilíbrio e os

adsorvidos (Figura 12a) demonstram que esse solo possui a maior capacidade de adsorção de

Zn entre os três estudados (2.001 mg kg-1) (Tabela 8). Esse solo apresenta isoterma do tipo L

(SPOSITO, 1989), onde se observa um incremento na adsorção à medida em que se aumenta a

concentração de Zn da solução de equilíbrio (Ce) até atingir a estabilização, que acontece

quando o solo atinge sua capacidade máxima de adsorção.

Essa alta capacidade de adsorção de Zn pelo Nitossolo pode ser explicada pela textura

argilosa desse solo (Tabela 3), em virtude da elevada afinidade dessa característica com o Zn

(NASCIMENTO et al., 2002), além do alto teor de MOS encontrada nesse solo (Figura 6).

Segundo Kabata-Pendias e Pendias (2011), o teor de argila e de MOS são os principais atributos

responsáveis pela adsorção de Zn no solo, sendo o teor de argila ainda mais determinante na

adsorção de Zn do que a MOS (NASCIMENTO & FONTES, 2004). As propriedades já citadas

anteriormente para esse solo, como a mineralogia predominantemente caulinítica de baixa

cristalinidade (Tabela 6) e a elevada CTC (Tabela 4), também favorecem a adsorção de metais

nesse solo (ALLEONI, IGLESIAS & MELLO, 2005).

97

Figura 12 - Isotermas de adsorção de Zn em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo Húmico (b)

e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), indicando a quantidade adsorvida (q) de Zn em

função da concentração de equilíbrio (Ce).

q

Zn (

mg k

g -1

)

Ce (mg kg -1)


y = -0,0537x2 + 19,203x - 265,27R² = 0,8122

0

1.000

2.000

3.000

4.000

0 50 100 150 200 250 300 350

a)

y = -0,0105x2 + 6,7119x + 42,57R² = 0,9824

0

1.000

2.000

3.000

4.000

0 50 100 150 200 250 300 350

y = 0,0647x2 - 6,3365x + 78,235R² = 0,9932

0

1.000

2.000

3.000

4.000

0 50 100 150 200 250 300

b)

c)

98

O Cambissolo, por sua vez, apresentou menor capacidade máxima de adsorção quando

comparado ao Nitossolo (1.116 mg kg-1) (Tabela 8). As relações entre os teores de Zn na solução

de equilíbrio e os adsorvidos no solo (Figura 12b), demonstram que esse solo também apresenta

isoterma do tipo L (SPOSITO, 1989), com baixa energia de adsorção. Essa menor capacidade

de adsorção era esperada, em função da textura que esse solo apresenta, da classe Franco-

Arenosa (Tabela 3) com baixos teores de argila.

Essa adsorção só não foi mais baixa devido aos altos teores de MOS que esse solo

apresenta (Figura 12c), que, segundo (NASCIMENTO & FONTES, 2004), é o segundo atributo

mais importante na regulação da adsorção de Zn nos solos. Adicionalmente, devido à acidez

que esse solo apresenta (Tabela 4) a CTC é reduzida, proporcionando um ambiente pouco

adsortivo (KABATA-PENDIAS & ADRIANO, 1995).

A exemplo do que aconteceu com o Cu, para o Zn o SAT apresentou a menor capacidade

máxima de adsorção (233 mg kg-1) dentre os solos estudados (Tabela 8). As relações entre os

teores de Zn na solução de equilíbrio e os adsorvidos demonstram que esse solo apresenta

isoterma do tipo S (Figura 12c), segundo classificação proposta por Sposito (1989), o que indica

baixa taxa de adsorção em pequenas concentrações de metal na solução de equilíbrio, seguido

de um aumento abrupto na adsorção e novamente diminuição da adsorção até atingir a

estabilização.

A baixa capacidade de adsorção de Zn nesse solo está relacionada aos baixos teores

argila (Tabela 3), que confere textura franco-arenosa a esse solo e que, como já citado, é o

atributo mais importante na retenção de Zn no solo (NASCIMENTO & FONTES, 2004).

Adicionalmente, o teor de MOS é baixo (Figura 6), a mineralogia é essencialmente caulinítica

com alta cristalinidade (LMA: 0,2307 nm), o que confere a esse solo baixa CTC (CASTRO,

VENDRAME & PINESE, 2014) e capacidade limitada de adsorção.

3.4 CONCLUSÃO

1. A disponibilidade de Cu e Zn é menor em solos de pH elevado, com altos teores de

argila, MOS e óxidos.

2. O Nitossolo Vermelho suportaria mais o descarte de resíduos contendo Cu e Zn

comparativamente ao Cambissolo Húmico e ao Solo Artificial Tropical, devido à maior

capacidade máxima de adsorção de Cu e do Zn do Nitossolo.

99

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106

107


SOBRE OS ANELÍDEOS DO SOLO

RESUMO

A avaliação do comportamento e da toxicidade de um elemento químico não deve se basear

única e exclusivamente nas caracterizações químicas e físicas do solo, mas também, em

parâmetros biológicos. Na literatura cientifica brasileira são poucos os trabalhos que

apresentam valores de concentração letal na sobrevivência (CL) e concentração de efeito na

reprodução (CE) para organismos em solos contaminados por Cu e Zn. O presente trabalho

propõe a avaliação ecotoxicológica de Nitossolo, Cambissolo e solo artificial de referência

(SAT) contaminados com concentrações crescentes de Cu e Zn, utilizando testes agudos e

crônicos com anelídeos terrestres. Almeja-se utilizar esta estimativa para propor um valor

orientador de prevenção para solos subtropicais contaminados por Cu e Zn em Santa Catarina.

Foram realizados teste de sobrevivência e reprodução Eisenia andrei, Perionyx excavatus,

Enchytraeus crypticus e Enchytraeus. bigeminus seguindo padrões metodológicos da ISO, para

solos representativos de Santa Catarina. O delineamento experimental foi inteiramente

casualizado, com quatro repetições. Foram realizados testes prévios de sobrevivência com o

objetivo de avaliar a taxa de letalidade dos anelídeos quando expostos aos solos com doses

crescentes de Cu e Zn (0; 10; 50; 75, 150; 300, 500, 750 e 1000 mg kg-1). Baseado na resposta

destes testes, novas doses foram estabelecidas para o Nitossolo, Cambissolo e SAT, e testadas

para avaliar os efeitos crônicos. O experimento foi conduzido em delineamento inteiramente

casualizado com quatro repetições. Os dados obtidos foram submetidos à análise de variância

(ANOVA One-way) e as médias comparadas pelo teste de Dunnett (p≤0,05). Os valores de

CE50 (Concentração que causa Efeito em 50% da população) foram determinados por análise

de regressão não linear. Os resultados mostraram toxicidade do Cu e Zn causando redução na

sobrevivência e no número de juvenis com o aumento da dose aplicada, para ambos os solos.

Para o Cu, o Cambissolo apresentou os menores valores de CE50, sendo 67,8 mg kg-1 para

minhocas e 126,7 mg kg-1 para enquitreídeos, no SAT os valores de CE50 foram de 110,5 mg

kg-1 para minhocas e 213,7 mg kg-1 para enquitreídeos, enquanto no Nitossolo foram

encontrados os maiores valores de CE50, 265,0 mg kg-1 para minhocas e 366,6 mg kg-1 para

enquitreídeos, mostrando que as características do solo têm influência na toxicidade dos

contaminantes. Para o Zn, o Cambissolo apresentou os valores de CE50, 248,70 mg kg-1 para

minhocas e 152,41 mg kg-1 para enquitreídeos, no SAT os valores de CE50 foram de 224,09 mg

kg-1 para minhocas e 230,18 mg kg-1 para enquitreídeos, enquanto no Nitossolo foram

encontrados os maiores valores de CE50, 402,34 mg kg-1 para minhocas e 410,77 mg kg-1 para

enquitreídeos, mostrando que as características do solo têm influência na toxicidade dos

contaminantes. Os valores de CE50 encontrados foram diferentes para cada organismo e para

cada classe de solo o que mostra a importância de utilizar diferentes espécies como indicadoras

de toxicidade.

Palavras-chave: Ecotoxicologia terrestre; invertebrados edáficos; elementos-traço;

108

109

ABSTRACT

The evaluation of the behavior and toxicity of a chemical element should not be based solely

and exclusively on the chemical and physical characterization of the soil, but also on biological

parameters. In the Brazilian scientific literature, few studies show values of CL and EC50 for

soils contaminated by Cu and Zn. The present work proposes the ecotoxicological evaluation

of Nitossolo, Cambissolo and artificial reference soil (SAT) contaminated with increasing

concentrations of Cu and Zn, using acute and chronic tests with terrestrial annelids. It is hoped

to use this estimate to propose a value of prevention guideline for soils contaminated by Cu and

Zn in Santa Catarina. Survival and reproduction test Eisenia andrei, Perionyx excavatus,

Enchytraeus crypticus and Enchytraeus were performed. bigeminus following ISO

methodological standards, for representative soils of Santa Catarina. The experimental design

was completely randomized, with four replications. Preliminary survival tests were carried out

with the objective of evaluating the lethality rate of annelids when exposed to soils with

increasing doses of Cu and Zn (0, 10, 50, 75, 150, 300, 500, 750 and 1000 mg kg-1). Based on

the response of these tests, new doses were established for Nitosol, Cambisol and SAT,

respectively and tested for chronic effects. The experiment was conducted in a completely

randomized design with four replicates. Data were submitted to analysis of variance (ANOVA

One-way) and means were compared by the Dunnett test (p≤0.05). The EC50 values

(Concentration causing Effect in 50% of the population) were determined by non-linear

regression analysis. From the EC50 values the Species Sensitivity Distribution Curves (SSD)

were constructed. The results showed Cu and Zn toxicity causing reduction in survival and

number of juveniles with increasing dose applied to both soils. For Cu, Cambisols presented

the lowest values of EC50, 67.8 mg kg-1 for earthworms and 126.7 mg kg-1 for enquitreídeos,

in the SAT EC50 values were 110.5 mg kg-1 for earthworms and 213.7 mg kg-1 for

enquitreídeos, whereas in the Nitossolo the highest values of EC50, 265.0 mg kg-1 for

earthworms and 366.6 mg kg-1 for enquitreídeos were found, showing that the soil

characteristics have influence on the toxicity of contaminants. For the Zn, the Cambisols

presented the lowest values of EC50, 248.70 mg kg-1 for earthworms and 152.41 mg kg-1 for

enquitreídeos, in the SAT EC50 values were 224.09 mg kg-1 for earthworms and

230.18 mg kg-1 for enquitreídeos, whereas in the Nitossolo the highest values of EC50, 402,34

mg kg-1 for earthworms and 410.77 mg kg-1 were found for enquitreídeos, showing that the soil

characteristics have influence on the toxicity of contaminants. The EC50 values found were

different for each organism and for each soil class, which shows the importance of using

different species as indicators of toxicity.

Keywords: Terrestrial Ecotoxicology; edaphic invertebrates; trace elements

110

111

4.1 INTRODUÇÃO

A preocupação com a rápida degradação dos solos, despertou o interesse da comunidade

acadêmica pela pesquisa em qualidade e sustentabilidade dos ecossistemas, fazendo surgir

vários conceitos de qualidade do solo. Segundo Doran e Parkin (1994), a qualidade do solo

consiste na sua capacidade em manter, de forma saudável, a produtividade biológica, a

qualidade ambiental e a vida vegetal e animal.

A qualidade do solo é influenciada por diversos fatores, dentre os quais, destaca-se o

teor de elementos traço no solo, que pode variar de um solo para outro, em função das condições

edafoclimáticas da região e das atividades antrópicas presentes no meio. O crescente

desenvolvimento populacional, industrial e a expansão agrícola vêm contribuindo de forma

significativa para o aporte de elementos-traço nos ecossistemas (GARCÍA-GOMEZ et al.,

2014). As fontes antropogênicas que contribuem para a presença dos elementos-traço no solo

estão associadas, principalmente, à mineração, resíduos agropecuários, aplicação de produtos

agrícolas e fertilizantes, lodos de esgotos, queima de combustíveis fosseis, águas residuárias e

resíduos industriais. Enquanto os processos naturais contribuem para a presença dos elementos-

traço no solo são a composição do material de origem e o intemperismo das rochas (KABATA

– PENDIAS & PENDIAS, 2011).

A toxicidade dos elementos químicos pode ser estimada, segundo Natal da Luz (2011),

por meio de análises químicas, físicas e/ou mineralógicas e, também, por análises que abrangem

os parâmetros biológicos. Enquanto os parâmetros químicos determinam as concentrações das

substâncias tóxicas no meio, os testes ecotoxicológicos avaliam o efeito dessas substâncias nos

organismos, de forma que as ambas se completam (COSTA et al., 2008; NATAL DA LUZ,

2011). Os testes de ecotoxicidade são geralmente considerados a melhor abordagem para

avaliar a toxicidade dos compostos devido ao caráter sistêmico dos ensaios pois integram o

efeito de contaminantes que nem sempre são detectados nas análises químicas (THOMAS et al.

1986; SISINNO et al., 2006).

As minhocas e os enquitreídeos, anelídeos pertencentes à classe oligoqueta, representam

um elo importante da cadeia trófica terrestre e estão entre os organismos edáficos com potencial

para indicar alterações ambientais (NAHMANI et al., 2007; CESAR et al., 2010). Além disso,

são sensíveis e reagem às mudanças induzidas por atividades antrópicas no ambiente (BROWN

& DOMINGUES, 2010). As minhocas, por se locomoverem ao longo do interior da camada de

solo, são importantes organismos bioindicadores da qualidade ambiental. Adicionalmente, seu

112

tecido de preenchimento (celoma) é sensível à presença de contaminantes, e, portanto, possuem

elevado potencial de complexação de elementos-traço (VIJVER et al., 2003; LIU et al., 2005).

Vários estudos têm relatado a toxicidade dos elementos-traço em anelídeos do solo.

Elementos-traço tem causado alteração no crescimento em minhocas (VAN GESTEL et al,

1991; LOCK & JANSSEN, 2001), diminuição na viabilidade de casulos (VAN GESTEL et al,

1992; LIU et al., 2005), mortalidade e redução da reprodução (LANGDON et al., 1999;

SPURGEON et al., 2000; LUKKARI et al., 2005; DOMÍNGUEZ-CRESPO et al., 2012;

ALVES et al., 2016). E, também, na sobrevivência e reprodução de enquitreídeos (LOCK &

JANSSEN, 2002; AMORIN et al., 2005; CHELINHO et al., 2011; AMORIN et al., 2012).

Nesse sentido, as minhocas, principalmente as espécies Eisenia fetida e E. andrei e o

enquitreídeos da espécie Enchytraeus albidus e E. crypticus, foram escolhidos para diversos

testes de toxicidade junto aos órgãos regulamentadores de diversos países (NAHMANI et al.,

2007). Contudo, apesar dos protocolos sugerirem a utilização desses organismos em seus

ensaios, e estes serem utilizados em uma gama de avaliações ecotoxicológicas para os mais

diversos poluentes (SPURGEON et al., 2003), a sensibilidade de outras espécies aos

contaminantes pode apresentar resultados diferentes (NIVA et al., 2010). Adicionalmente, essas

espécies, apesar da sua relevância ecológica, são nativas de regiões temperadas

(DOMÍNGUEZ, VELANDO, & FERREIRO, 2005) o que faz com que seu uso, para solos e

regiões tropicais, seja questionável (KUPERMAN et al., 2009). Em um estudo em solo

contaminado por chumbo, os autores constataram que minhocas da espécie E. andrei foram

mais resistentes ao chumbo que A. caliginosa e L. rubellus (LANGDOM et al., 2005). Desse

modo, o estudo com outras espécies se faz necessário para tornar o ensaio mais representativo

(ANDREA, 2010).

Peryonix excavatus é uma espécie de minhoca nativa e de ampla distribuição da Ásia

tropical, (GATES, 1972), comumente encontrada em solos agrícolas, florestais e solos com

perturbações antropogênicas de regiões subtropicais (BIRUNDHA, PAUL & MARIAPAN,

2013), e, portanto, apresenta maior relevância ecológica do que as espécies padrão de clima

temperado, sendo uma alternativa para testes ecotoxicológicos em solos tropicais e subtropicais.

Apesar desses aspectos importantes, poucos testes ecotoxicológicos usaram essas espécies para

estudos de contaminantes, especialmente de Cu e Zn.

Nesse contexto e devido à grande importância da comunidade biológica do solo no

funcionamento do ecossistema, em estudos com abordagem e monitoramento de práticas

antrópicas, é fundamental considerar os parâmetros biológicos como um indicador no

monitoramento de solos contaminados , além do comportamento de diferentes organismos nos

113

diferentes tipos de solos quando expostos à estes contaminantes (MENEZES-OLIVEIRA et al.,

2017). Dessa forma, o presente trabalho foi conduzido para avaliar o efeito de doses de Cu e

Zn, aplicadas em solos naturais do Estado de Santa Catarina sobre a sobrevivência e reprodução

de anelídeos das espécies E. andrei, P. excavatus, E. crypticus e E. bigeminus.



O experimento foi realizado em amostras dos mesmos solos descritos no Capítulo 1, ou

seja, Cambissolo Húmico, Nitossolo Vermelho e Solo Artificial Tropical (SAT), cuja descrição

encontra-se no Item 3.2.1, p. 70.

4.2.2 Ensaios ecotoxicológicos

4.2.2.1 Contaminação dos solos com Cu e Zn

Os solos foram contaminados com uma solução de Nitrato de Cobre, Cu (NO)3, e Nitrato

de Zinco, Zn (NO)3, separadamente. Sais de nitrato são os frequentemente utilizados, devido à

sua elevada solubilidade, o que permite que uma solução seja adicionada ao solo, resultando

em concentrações elevadas de metais (NAHAMI, 2007). Os solos foram colocados em sacos

plásticos, onde as soluções foram misturadas até atingir o máximo de homegeneidade.

Cada solo ficou incubado, separadamente, para a estabilização, durante três semanas

antes da realização dos ensaios (introdução dos organismos) (NATAL-DA-LUZ et al., 2011).

Esse procedimento se faz necessário, porque, segundo Bruemmer, Gerth e Tiller (1988), a

adsorção de metais pode continuar aumentando mesmo após vários dias de reação fazendo com

que maior quantidade do metal seja imobilizada com o passar do tempo. Para Mckenzie (1980),

essa reação ocorre devido a cristalização ou envelhecimento dos produtos de reação.

A capacidade de retenção de água (CRA) dos solos naturais e do SAT foi ajustada para

50% da capacidade máxima de retenção de acordo com a ISO 11268-2 (ISO, 1998) e ISO

17512-1.2 (ISO, 2006), para tanto, foram utilizados tubo plásticos com fundo aberto conectados

a um papel filtro preenchido com o solo até uma altura aproximada de 5 cm. O tubo foi

submergido gradualmente em um recipiente contendo água destilada até o ponto em que a água,

por capilaridade, atingisse a superfície do solo, mas não atingisse o solo pela borda superior do

114

tubo. As amostras foram deixadas nesta condição pelo período de 3 horas e, posteriormente,

foram levadas a um recipiente com areia contendo altura de aproximadamente 5 cm por 2 horas,

para ocorrer o processo de drenagem gravitacional; após este período foi determinada a massa

das amostras em balança de precisão e levadas à estufa com temperatura constante de 105 °C ,

por 17 horas.

Para calcular a capacidade máxima de campo do solo utilizou-se a seguinte fórmula:

WHC = S-T-D/D x 100

Onde:

S = substrato saturado de água + massa de tubo + massa de papel de filtro;

T = tara (massa de papel de filtro + massa do tubo);

D = massa seca de substrato.

Os solos foram desfaunados por meio da aplicação de três ciclos de congelamentos à -

20 ºC e descongelamento a temperatura ambiente durante 24 horas para cada ciclo. Todos os

ensaios foram conduzidos no laboratório de Ecologia do Solo da UDESC/CAV, em Lages –

SC, e mantidos sob temperatura 25 ± 2 ºC, conforme proposto por Alves et al. (2015) para

regiões tropicais e fotoperíodo controlado de 12 horas de luz e 12 horas de escuro (12:12).

4.2.2.2 Teste de toxicidade aguda – Letalidade

Foram realizados teste de toxicidade aguda (letalidade), seguindo a metodologia (ABNT

NBR 15537:2007) em organismos terrestres de duas diferentes espécies: Enchytraeus crypticus

(Enchytraedae) e Eisenia andrei (Lubricidae). Ambos os organismos foram expostos a nove

concentrações de Cu e Zn (0, 10, 50, 75, 150, 300, 500, 750 e 1000 mg kg-1 de peso seco). As

concentrações foram baseadas em dados de toxicidade para esses elementos, descritos na

literatura, atuando isoladamente, segundo Spurgeon et al. (1994), Langdon et al. (2005),

Lukkari et al. (2005), Domínguez- Crespo et al. (2012), Gomes et al. (2014) e Ferreira (2015).

4.2.2.3 Testes de toxicidade crônica - Reprodução

Com base nos testes de toxicidade aguda foram estabelecidas as concentrações para os

testes de toxicidade crônica (reprodução) (Tabela 9). A escolha dos organismos-teste, a

manutenção em laboratório e exigências para sua utilização foram baseadas nas recomendações

dos protocolos ISO (ISO, 1998, 2004) e ABNT NBR ISO (ABNT NBR ISO, 2007, 2012), com

adaptações descritas nos trabalhos de Kuperman et al. (2004) e Bandow et al. (2013). Para os

115

ensaios foram utilizados organismos terrestres de quatro diferentes espécies cultivadas em

laboratório: enquitreídeos (E. crypticus e E. bigeminus), e minhocas (E. andrei e P. excavatus).

Tabela 9 – Concentrações nominais dos elementos-traço cobre e zinco em mg kg-1 de solo seco,

utilizadas nos testes de toxicidade crônica com os organismos terrestres em cada

tipo de solo. Organismos Minhocas Enquitreídeos

Cobre mg kg-1

Nitossolo 100, 200, 400, 800, 1200, 1600, 2000 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000

Cambissolo 50, 100, 200, 300, 500, 700, 1000 25, 50, 75, 150, 250, 500, 750

SAT 100, 200, 400, 800, 1200, 1600, 2000 25, 50, 75, 150, 250, 500, 750

Zinco mg kg-1

Nitossolo 100, 200, 300, 600, 1200, 1600, 2000 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000

Cambissolo 50, 100, 200, 300, 500, 700, 1000 25, 50, 75, 150, 250, 500, 750

SAT 100, 200, 300, 600, 1200, 1600, 2000 25, 50, 100, 200, 300, 400, 800


4.2.2.4 Testes de toxicidade crônica (reprodução) com minhocas

As matrizes de minhocas, sua manutenção em laboratório e exigências para sua

utilização nos testes basearam-se nas recomendações do protocolo ISO 11268 - 2 (ISO, 1998).

As minhocas das espécies E. andrei, e P. excavatus foram obtidos da empresa Minhobox®,

cultivadas e mantidas em meio de cultivo em caixas plásticas com volume de 12 L em sala

climatizada do laboratório de Ecologia do Solo. O meio de cultivo utilizado foi composto de

uma mistura de duas partes de esterco equino seco (livre de contaminantes químicos) peneirado

(2 mm), uma parte de fibra de coco (Amafibra® – Golden Mix, tipo 80) e 10% do peso dos dois

primeiros de areia fina. O pH da mistura foi corrigido (quando necessário) para faixa entre 6 e

7, com adição de CaCO3.

A desfaunagem do meio foi realizada da mesma maneira que a desfaunagem dos solos

(Item 4.2.2.1, p. 107). Posteriormente foi acrescida quantidade suficiente de água destilada para

deixar o meio de cultivo úmido. Em cada caixa de cultivo foram colocadas cerca de 300

minhocas adultas das espécies E. andrei e P. excavatus. O substrato foi totalmente substituído

quando se observava pouca presença de fibra de coco, fazendo a relocação dos organismos para

caixas com substrato novo sempre que necessário. A alimentação dos organismos consistiu em

fornecimento semanal de flocos de aveia, previamente cozidos em água destilada. Os cultivos

foram mantidos à 25 ± 2oC e fotoperíodo 12:12 (claro: escuro).

116

Foram realizados teste de sobrevivência (14 dias) seguindo a metodologia ISO 11268-

1 (ISO, 1998) e testes de reprodução (56 dias), seguindo a metodologia ISO 11268 - 2 (ISO,

1998). Nos ensaios foram utilizados dez organismos adultos (clitelados) e com peso médio de

250 – 600 mg para as espécies E. andrei e P. excavatus. Os organismos foram mantidos em

recipientes de 1000 mL, preenchidos com 500 g de solo contaminado ou controle,

correspondendo a altura do solo entre cinco e seis centímetros. Conduziram-se quatro

repetições, sendo verificada, ao final de cada teste, a umidade e o pH. Para evitar a fuga dos

indivíduos, os recipientes de ensaio foram cobertos com tampas transparentes, a aeração foi

permitida fazendo-se alguns furos na tampa.

Os organismos foram alimentados (uma vez por semana) com, aproximadamente, 15 g

de esterco equino, desfaunado e livre de contaminantes. A umidade, quando necessária, foi

corrigida adicionando-se água destilada uma vez por semana. Ao final de 28 dias as minhocas

adultas foram removidas, contadas e pesadas, deixando os casulos incubados por mais 28 dias

para a eclosão. Ao final do teste, as unidades experimentais (réplicas) foram colocadas em

banho-maria à 60 ºC por no mínimo 60 minutos para forçar a migração dos indivíduos juvenis

à superfície do solo, que foram coletados com pinças para posterior contagem.

4.2.2.5 Testes de toxicidade crônica (reprodução) com enquitreídeos

Os ensaios com os enquitreídeos foram realizados conforme as diretrizes da normativa

ABNT NBR ISO 16387:2004 (ABNT NBR ISO, 2012), com adaptações sugeridas por

Kuperman et al. (2004), sendo o ensaio conduzido durante quatro semanas para E. crypticus e

três semanas para E. bigeminus, conforme Bandow et al. (2013). O critério de seleção de

indivíduos adultos para E. crypticus foi a presença de clitelo, para E. bigeminus, a escolha dos

organismos foi conforme o seu tamanho (8 a 12 mm), pois essa espécie é fragmentadora. As

espécies de enquitreídeos fragmentadoras possuem clitelo, no entanto, são capazes de

segmentar o seu corpo e, a partir dos fragmentos, novos indivíduos são formados não sendo

possível identificar quais foram os indivíduos inseridos no início dos testes ao final do

experimento (BANDOW et al., 2013).

Os organismos foram acondicionados em recipientes de 125 mL, preenchidos com 30 g

de solo contaminado e controle (não contaminado), totalizando cinco repetições, sendo quatro

delas com dez organismos e uma sem organismos para a verificação da umidade e pH ao final

do ensaio. Os indivíduos foram alimentados uma vez por semana com 2 mg de aveia moída e a

umidade do solo foi mantida à 50% da capacidade máxima de retenção de água com adição de

117

água destilada sempre que necessário. Ao final dos testes, foram adicionados 5 mL de álcool

absoluto para preservação dos enquitreídeos, dez gotas de solução corante rosa bengala em

etanol (1%) e aproximadamente 80 mL de água, para evitar o ressecamento da amostra e/ou

organismos. Após 5 dias (com os organismos previamente corados de rosa), as amostras foram

lavadas em filtro coador de café de poliéster 103 para a retirada do excesso de solo, o que

facilita a visualização dos organismos. Posteriormente, cada amostra foi acondicionada em uma

bandeja com água, e por fim, os organismos foram contabilizados com auxílio de uma lupa.


Os resultados obtidos nos testes de ecotoxicidade com os anelídeos (sobrevivência e

reprodução) para as diferentes concentrações de Cu e de Zn testadas, foram submetidos ao teste

de normalidade de Shapiro-Wilk (p>0,05), homogeneidade de Bartlett (p>0,05), à análise de

variância (ANOVA One-way) e as médias comparadas pelo teste de Dunnett (p≤0,05), de modo

a detectar as diferenças estatisticamente significativas observadas entre os três solos estudados

(Nitossolo, Cambissolo e SAT).

Valores CL50 (concentração letal à 50% dos indivíduos) foram estimados utilizando o

Software PriProbit® 1.63 (SAKUMA, 1998) para os testes de toxicidade aguda.

Para os testes de toxicidade crônica, os dados obtidos em cada unidade experimental,

nas diferentes concentrações testadas, foram submetidos à uma análise de regressão não linear,

de modo a determinar a dose de contaminante correspondente a um efeito de 50% na população

de organismos (CE50).

Os valores de CE50 foram determinados usando o modelo (Tabela 10) que melhor se

ajustou aos dados, ou seja, o modelo que apresentou o melhor valor de R2 e menor intervalo de

confiança (VLAARDIGEN, 2004), determinados por meio do software STATISTICA, versão

7.0 (STATSOFT, 2004).

Tabela 10 - Equações dos modelos utilizados nos testes ecotoxicológicos para determinação da

CE50. Modelo: Equação

Logistic CE50:V2 =t/(1+ (conc/X) b

Exponencial CE50: V2 =a x exp (log ((a- a x 0,5-bx0,5) /a) x (conc/X)) +b

Hormesis CE50: V2= (t x (1+h x logconc))/(1+((0,5 x(logconc)/0,5) x(logconc/X)b)

Gompertz CE50: V2 = g x exp ((log (0,5)) x (conc/X) b)

V2 Váriável resposta; b = Parâmetro de escala de ajuste da curva estimado entre 1 e 4; X = Concentração percentual

de inibição; logconc = log da concentração de exposição; a, g ou t = interseção y (resposta do controle).

118


Na presente pesquisa foram realizados testes de toxicidade aguda e crônica com dois

elementos-traço sobre quatro diferentes invertebrados edáficos em dois solos naturais distintos,

e em solo tropical artificial (SAT). Sendo apresentados resultados inéditos de testes de

toxicidade crônica com o Cu e o Zn em solos naturais subtropicais, envolvendo as espécies de

anelídeos P. excavatus e E. bigeminus. Lowe e Butt (2007), em um estudo sobre a seleção de

espécies para testes ecotoxicológicos subletais, sugerem que a utilização mais ampla de técnicas

de cultura estabelecidas aliadas aos requisitos ecológicos e ao comportamento das espécies

aumentará a representatividade e a validação dos testes crônicos dos organismos, incluindo

espécies de clima tropical, como organismos da espécie P. excavatus (SILVA & VAN

GESTEL, 2009) e E. bigeminus, que além de serem espécies de clima tropical, fragmentam o

seu corpo e formam outro indivíduo a partir de cada fragmento (BANDOW, COORS, &

ROMBKE, 2013).

O SAT foi utilizado como auxílio na comparação com outros estudos realizados com o

mesmo grupo de organismos. Os solos naturais, por sua vez, permitiram gerar informações

sobre os efeitos de diferentes elementos-traço para solos subtropicais, dada a importância

ecológica e relevância destes testes (AMORIM et al., 2005) especialmente para a região Sul,

onde há uma escassez considerável de informações ecotoxicológicas sobre os mais diversos

poluentes (ALVES et al., 2013). Adicionalmente, de maneira geral, os dados gerados a partir

de regiões de clima temperado são extrapolados para se realizarem as tomadas de decisões sobre

regiões de clima tropical, o que nem sempre é apropriado, uma vez que, devido à diversidade

pedológica e climática das diferentes regiões que dão origem aos mais diversos solos, estes

originam sensibilidades particulares (AMORIM et al., 2005).

4.3.1 Validação dos testes

Os ensaios de toxicidade aguda (letalidade) de enquitreídeos (Enchytraeus crypticus) e

de minhocas (Eisenia andrei) cumpriram os critérios de validação de acordo com as diretrizes

ISO 16387 (2004) e OECD 207 (OECD, 1984), respectivamente. Onde, para o controle, a

mortalidade dos adultos no solo não ultrapassou 20% e 10%, respectivamente, e o coeficiente

de variação (CV) dos testes foi < 30%.

Nos testes de reprodução, os testes com enquitreídeos cumpriram os critérios de

validação ISO 16387 (ISO, 2004) e ABNT NBR ISO 16387:2004 (ABNT NBR ISO, 2012),

119

para efeito de poluentes na reprodução de enquitreídeos. Onde, para os controles, a mortalidade

dos adultos no solo não foi superior à 20% para E. crypticus. Para o E. bigeminus, esse critério

não foi considerado, devido a impossibilidade da identificação de indivíduos adultos clitelados,

por se tratarem de espécies fragmentadoras. Desse modo, a validação dessa espécie se deu pelo

critério de sobrevivência de 25 juvenis, por unidade experimental (réplica) e coeficiente de

variação inferior à 50%. Os testes com E. andrei e P. excavatus foram validados conforme os

critérios ISO 11268 - 2 (ISO, 1998), onde, a mortalidade dos adultos foi inferior à 10%, tendo

número superior à 30 indivíduos juvenis em cada repetição e o coeficiente de variação não

excedeu à 30%. Na tabela 11, encontram-se o número médio de juvenis nos controles ao fim

dos testes de ecotoxicidade terrestre crônicos realizados.

Tabela 11 – Número médio de juvenis (± desvio padrão) nos controles dos testes crônicos de

ecotoxicidade realizados em quatro espécies de anelídeos em um Nitossolo

Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial

Tropical (SAT), para Cu e Zn.

Organismos Nitossolo

Indivíduos/DesvPad

Cambissolo

Indivíduos/DesvPad

SAT

Indivíduos/DesvPad Cu

E. andrei 51 ± 9

53 ± 11

841 ± 47

620 ±15

38 ± 3

47 ± 8

501 ± 9

420 ± 46

93 ± 11

P. excavatus 73 ± 5

E. crypticus 908 ± 21

E. bigeminus 496 ± 57

Zn

E. andrei 76 ± 13

106 ± 17

925± 23

590 ± 34

82 ± 4

50 ± 6

420 ± 45

440 ± 32

108 ± 11

P. excavatus 48 ± 9

E. crypticus 716 ± 16

E. bigeminus -

– Teste não realizado.


4.3.2 Testes de toxicidade - Cu

4.3.2.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de minhocas

A taxa de sobrevivência de E. andrei obtida no Nitossolo para as doses de 0, 10, 75, 150

e 300 mg kg -1 de Cu foi de 100% (Figura 13a). Foi observado efeito significativo na

sobrevivência de E. andrei a partir da concentração de 500 mg kg -1 de Cu.

120

Figura 13 - Média de indivíduos vivos de E. andrei em Nitossolo Vermelho (Nito) (a),

Cambissolo Húmico (Cam) (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), contaminado

com doses de Cu.

Méd

ia d

e in

div

ídu

os

viv

os

de

E. andre

i

Doses Cu (mg kg -1)

* Diferença estatística significativa (p ≤ 0,05) pelo teste de Dunnett. (┬) Desvio padrão.


Para o Cambissolo, a taxa de sobrevivência de E. andrei obtida sem aplicação de Cu (0

mg kg -1) foi de 100%. Nos solos com aplicação de 10, 75 e 150 mg kg -1 de Cu não foi observado

letalidade significativa dos organismos e a taxa de sobrevivência obtida nessas doses foi ≥ 95%

(Figura 13b). Foi observado efeito significativo na sobrevivência de E. andrei a partir da

concentração de 300 mg kg -1 de Cu.

**

*

0

2

4

6

8

10

12

Ctrl Nito 10 50 75 150 300 500 750 1000

* *

* *

0

2

4

6

8

10

12

Ctrl Cam 10 50 75 150 300 500 750 1000

0

2

4

6

8

10

12

Ctrl SAT 10 50 75 150 300 500 750 1000

*

*

*

a)

b)

c)

121

Para o SAT, a taxa de sobrevivência de E. andrei, para as doses de 0, 10, 75, 150 e 300

mg kg -1 de Cu foi de 100% (Figura 13c). A mortalidade significativa dos organismos do solo

foi observada nas concentrações mais elevadas de Cu, com efeito significativo na sobrevivência

de E. andrei a partir da concentração de 500 mg kg -1.

Os resultados obtidos na estimativa da concentração letal para 50% (CL50) dos

organismos (Tabela 12), evidenciaram efeitos mais expressivos na taxa de sobrevivência de E.

andrei para o Cambissolo, quando comparado aos outros solos avaliados, uma vez que o valor

de CL50 estimado para o Cambissolo foi de 684,35 mg kg -1 de Cu, enquanto para o SAT esse

valor foi de 749,92 mg kg -1 e para o Nitossolo, de 1.135,12 mg kg -1 de Cu.



contaminados com doses de Cu *. Solo CL50 (mg kg -1)

Nitossolo 1.135,12

Cambissolo 684,35

SAT 749,92

*Intervalo de confiança não calculado.


Há muito que as minhocas são utilizadas como organismos indicadores em ensaios de

ecotoxicidade (VAN GESTEL et al., 1993; SPURGEON, HOPKIN & JONES, 1994;

KUPERMAN et al., 2004; HOBELLEN et al., 2006, NIEMEYER et al., 2010) NATAL-DA-

LUZ et al., 2011) e vários estudos corroboram para os resultados encontrados nesse estudo.

Conder, Lanno e Basta (2001) determinaram alterações no tempo de sobrevivência para E.

fetida em solo contaminado com Cu à 167 mg kg -1, enquanto Spurgeon, Hopkin e Jones,

(1994), ao avaliar o solo artificial, observaram efeito na sobrevivência de E. fetida a partir da

dose de 555 mg kg -1 de Cu. Dominguez-Crespo et al. (2012), avaliando a toxicidade de resíduos

de depuração de dejetos de bovinos sobre a taxa de sobrevivência de E. fetida, encontraram

letalidade de 100% dos indivíduos no tratamento em que o resíduo apresentava concentrações

de 323 mg kg-1 de Cu.

Os efeitos sobre a espécie E. andrei, observadas nos testes de toxicidade aguda,

demonstraram que, no Cambissolo, há maior risco ambiental para solos contaminados com Cu,

quando comparados ao SAT e ao Nitossolo. A maior ecotoxicidade observada no Cambissolo

está associada, provavelmente, às propriedades físicas, químicas e mineralógicas desse solo

(Capítulo 1). Os baixos valores de pH (Tabela 4) e a textura arenosa (Tabela 3) podem ter

122

influenciado negativamente na taxa de sobrevivência dos indivíduos nesse solo. Minhocas da

espécie E. andrei, toleram diferentes ambientes e podem suportar faixas de pH entre 4 e 9, mas

preferem condições em que o pH esteja entre 5 e 7 (JÄNSCH et al., 2005). Chelinho et al.

(2011), estudando a influência das propriedades dos solos em ensaios ecotoxicológicos de fuga

com a espécie E. andrei, observaram o evitamento dessa espécie para solos extremamente

arenosos. Adicionalmente, segundo Natal-da-luz et al. (2008), os atributos físicos e químicos

do solo podem afetar diretamente os organismos, uma vez que influenciam na concentração e

disponibilidade de contaminantes nos solos. Desse modo, a maior disponibilidade de Cu

encontrada no Cambissolo, pode ter sido outro fator que ocasionou a letalidade

significativamente maior dos organismos para esse solo. O que pode ser comprovado pela

menor capacidade de adsorção de Cu observada nesse solo (Figura 11b) quando comparado ao

Nitossolo (Figura 11a). Segat et al. (2015), avaliando a toxicidade de solos contaminados com

resíduos contendo metais em E. andrei, relacionaram a mortalidade dos organismos à menor

capacidade de solos arenosos em reter esses poluentes.

Os resultados sobre os ensaios crônicos foram ainda mais sensíveis que os ensaios de

toxicidade aguda e sugerem que o aumento da concentração de Cu reduz a reprodução das

minhocas em todos os solos avaliados. Esses ensaios, que refletem os efeitos sub-letais dos

organismos, são os de maior relevância, pois permitem predizer impactos sobre os ecossistemas

do solo, uma vez que demonstram perdas de várias funções biológicas, como: inibição do

crescimento e diminuição da taxa de reprodução, parâmetros que influenciam na dinâmica

populacional dos organismos edáficos ao longo do tempo (MAGALHÃES & FERRÃO-

FILHO, 2008).

Os ensaios de reprodução da espécie E. andrei revelam que a reprodução foi afetada

(p≤0,05) pela aplicação de Cu em todos os testes realizados tanto para o Nitossolo, quanto para

o Cambissolo e SAT (Figura 14). Sendo os efeitos mais expressivos observados no Cambissolo,

onde a redução no número de juvenis ocorreu a partir da concentração de 50 mg kg -1 (Figura

14b). Os valores de CE50 para esse solo, calculados através de modelos de regressão não

lineares, foram de 77,52 mg kg-1 de Cu. No SAT, a redução no número de juvenis ocorreu a

partir da dose de 100 mg kg -1 (Figura 14c) e a CE50 para esse solo foi de 173,81 mg kg-1 (Tabela

13). Já para o Nitossolo, essa redução aconteceu apenas a partir da dose de 200 mg kg -1 (Figura

14a), com valores de CE50 de 428,01 mg kg-1 de Cu, demonstrando que nesse solo a reprodução

desse organismo foi menos afetada.

123

Figura 14 – Número de indivíduos juvenis de E. andrei e P. excavatus em Nitossolo Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e

Solo artificial tropical (SAT) (c, f), contaminados com doses de Cu. N

úm

ero d

e in

div

íduo

s ju

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e E

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dre

i

Núm

ero d

e in

div

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e P

. ex

cava

tus

Doses Cu (mg kg -1 solo seco) * Diferença estatística significativa (p ≤ 0,05) pelo teste de Dunnett. (┬) Desvio padrão.


0

20

40

60

80

100

Ctrl Nito 100 200 400 800 1200 1600 2000

*

***

**

a)

0

20

40

60

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Ctrl Nito 100 200 400 800 1200 1600 2000

*

*

** * *

*

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0

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*

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b)

0

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60

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Ctrl Cam 50 100 200 300 500 700 1000

*

** * * *

*

e)

0

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60

80

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Ctrl SAT 100 200 400 800 1200 1600 2000

*

*

*

* * *

*

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0

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60

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Ctrl SAT 100 200 400 800 1200 1600 2000

*

*

* * * *

*

f)

123

124

Tabela 13 – Concentração efetiva (CE50) e intervalo de confiança, Modelo estatístico e R² (%

do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de minhocas em Nitossolo


– SAT, com aplicação de doses de Cu.

CE50

(mg kg-1) Modelo Estatístico

r²

(%)

Nitossolo

E. andrei 428,01 (300,58 - 555,44) Gompertz 96

P. excavatus 264,96 (184,08 - 345,15) Logístico 96

Cambissolo

E. andrei 77,52 (66,16 - 88,87) Logístico 98

P. excavatus 67,83 (54,95 - 80,72) Exponencial 97

SAT

E. andrei 173,81 (148,99 - 198,63) Exponencial 96



Esses resultados reafirmam que as diferentes propriedades físicas, químicas e

mineralógicas dos três solos avaliados nesse estudo influenciaram de maneira diferente na

disponibilidade de Cu para os organismos testados, e essa disponibilidade teve influência direta

na reprodução dos organismos. De acordo com Van Gestel et al. (1995), ao analisarem a

toxicidade de metais sobre minhocas, o pH, a MOS e o teor de argila, influenciam diretamente

a CTC do solo, e esta afeta a biodisponibilidade dos metais. O que pode ser confirmado nesse

estudo, onde a menor taxa reprodutiva foi observada no Cambissolo, seguida do SAT,

justamente os solos com a menor capacidade de adsorção de Cu (Figura 11b) e (Figura 11c),

respectivamente, e que, provavelmente tiveram a maior disponibilidade desse metal.

Para os indivíduos da espécie P. excavatus (Figura 14) os efeitos mais expressivos da

toxicidez causada pelo Cu foram observados no Cambissolo, onde a redução no número de

juvenis ocorreu a partir da concentração de 50 mg kg -1 (Figura 14e), com valores de CE50

estimados em 67,83 mg kg-1 de Cu (Tabela 13). Para o SAT e o Nitossolo, a redução no número

de juvenis ocorreu a partir da dose de 100 mg kg -1(Figura 14f) e (Figura 14d), respectivamente.

Onde os valores de CE50 estimados para o SAT foram menores (110,46 mg kg-1) quando

comparados ao Nitossolo, (264,96 mg kg-1) (Tabela 13). Ma e Bodt (1993), em ensaios letais

com espécies ecologicamente relevantes como Lumbricus rubellus e L. terrestris mostraram

que esse gênero é mais sensível quando comparado à Eisenia sp. Isso corrobora com o presente

estudo, observamos que espécie a P. excavatus foi mais sensível do que a E. andrei (Tabela

13). Silva et al. (2010) em estudo sobre a toxicidade crônica de xenobióticos, afirmaram que a

125

minhoca P. excavatus é mais sensível que as espécies E. andrei e E. fetida, recomendando o

uso da espécie P. excavatus para condições tropicais.

Essa diferença de sensibilidade entre as espécies testadas, ressalta a importância de

inserir outras espécies em estudos de análise de risco ambiental e levanta a discussão sobre as

espécies utilizadas em protocolo, pois estas nem sempre refletem as condições que teriam as

espécies nativas. Sabendo-se que, além das propriedades químicas e físicas, cada solo possui

particularidades distintas que proporcionam estruturas únicas, e que, consequentemente,

proporcionam diferentes nichos às diferentes espécies. Faz-se necessário utilizar espécies que

reflitam as condições locais para avaliações que envolvam a determinação de valores de

contaminação em solos com condições ecológicas exclusivas.

4.3.2.2 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de enquitreídeos

Para os indivíduos da espécie E. crypticus, as concentrações de Cu, também resultaram

em efeitos negativos sobre a sobrevivência desses organismos para os três solos abordados

nessa pesquisa. Não foi observada letalidade significativa no Nitossolo para esses até a

concentração de 150 mg kg -1 de Cu, sendo que, a taxa de sobrevivência obtida nessas doses foi

≥ 95% (Figura 15a). Foi observado efeito significativo na sobrevivência de E. crypticus a partir

da concentração de 300 mg kg -1 de Cu, com valor de CL50 estimado de 544,52 mg kg -1 (Tabela

14).

Para o SAT, a taxa de sobrevivência de E. crypticus, sem aplicação de Cu (0 mg kg-1)

foi de 100% (Figura 15c). Nos solos com aplicação de 10, 50, 75 e 150 mg kg -1 de Cu não foi

observado letalidade significativa desses organismos e a taxa de sobrevivência obtida nessas

doses foi ≥ 90% (Figura 19c). A mortalidade significativa dos organismos do solo foi observada

nas concentrações mais elevadas de Cu, com efeito significativo na sobrevivência de E.

crypticus a partir da concentração de 300 mg kg -1 e valor de de CL50 estimado em 512,39 mg

kg -1 (Tabela 14).

Os resultados obtidos para o Cambissolo evidenciaram efeitos mais expressivos na

letalidade, onde a taxa de sobrevivência de E. crypticus obtida sem aplicação (0 mg kg -1) e na

dose de 10 mg kg -1 de Cu foi de 100% (Figura 15b). Foi observado efeito significativo na

sobrevivência de E. crypticus a partir da concentração de 50 mg kg -1. O valor de CL50 estimado

para o Cambissolo, foi de 319,11 mg kg -1, esses valores refletem maior toxicidade do Cu para

esses organimos, comparativamente ao SAT e ao Nitossolo, onde as concentrações letais foram

menores (Tabela 14).

126

Figura 15 - Média de indivíduos vivos de E. crypticus em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo

Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c) contaminado com doses de Cu. M

édia

de

indiv

ídu

os

viv

os

de

E. cr

ypti

cus

Doses Cu (mg kg -1)

* Diferença estatística significativa (p ≤ 0,05) pelo teste de Dunnett. (┬) Desvio padrão. Fonte: Elaborado pela autora, 2019.

*

*

*

0

2

4

6

8

10

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*

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2

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10 50 75 150 300 500 750 1000

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CtrlSAT

10 50 75 150 300 500 750 1000

*

**

*

a)

b)

c)

127



contaminados com doses de Cu. Solo CL50 (mg kg -1)

Nitossolo 544,52

Cambissolo 319,11

SAT 512,39



Até a presente data são poucas as publicações envolvendo o efeito de Cu sobre a

sobrevivência e a reprodução de enquitreídeos da espécie E. crypticus para solos tropicais.

Entretanto, Maraldo et. al. (2009), ao avaliarem a sobrevivência de E. crypticus em solos

contaminados com rejeitos de minas, encontraram redução na sobrevivência desse organismo a

partir da concentração de 600 mg kg-1 de Cu. Amorim e Scott-Fordsmand (2012), ao estudarem

o efeito de solos contaminados com CuCl2 sobre a sobrevivência de organismos do solo,

verificaram que a taxa de sobrevivência de E. albidus foi afetada a partir da concentração de

241 mg kg-1 de Cu, encontrando valores de CL50 de 475 mg kg-1 para esse organismo. Amorim

et al. (2008) realizaram ensaios de fuga com enquitreídeos da espécie E. albidus, com diferentes

contaminantes, e observaram o evitamento desses organismos a partir da concentração de 133

mg kg-1 Cu.

A reprodução de enquitreídeos da espécie E. crypticus foi afetada (p≤0,05) pela

aplicação de Cu em todos os testes realizados tanto para o Nitossolo quanto para o Cambissolo

e para o SAT (Figura 16).

À exemplo do ocorrido para as minhocas, os efeitos mais expressivos para os

enquitreídeos também foram observados no Cambissolo. Onde, para este solo, a redução no

número de juvenis para a espécie E. crypticus, ocorreu a partir da concentração de 50 mg kg -1

de Cu (Figura 16b) e os valores de CE50 eestimados foram de 142,25 mg kg-1 (Tabela 15). Para

o SAT, a redução no número de juvenis ocorreu a partir da dose de 25 mg kg -1(Figura 16c) e a

CE50 foi de 171,71 mg kg-1 de Cu (Tabela 15). Enquanto para o Nitossolo, essa redução

aconteceu apenas a partir da dose de 150 mg kg -1 (Figura 16a) com valores de CE50 eestimados

em 366,61 mg kg-1 (Tabela 15).

128

Figura 16 – Número de indivíduos juvenis de E. crypticus e E. bigeminus em Nitossolo Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e)

e Solo artificial tropical (SAT) (c, f), contaminados com doses de Cu. N

úm

ero d

e in

div

íduo

s ju

ven

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e E

. cr

ypti

cus

Núm

ero d

e in

div

íduo

s ju

ven

is d

e E

. big

emin

us

Doses Cu (mg kg -1 solo seco) * Diferença estatística significativa (p ≤ 0,05) pelo teste de Dunnett. (┬) Desvio padrão. Fonte: Elaborado pela autora, 2019.

0

200

400

600

800

1000

Ctrl Nito 75 150 300 450 600 750 1000

*

*

*

* **

*

a)

0

200

400

600

800

Ctrl Nito 75 150 300 450 600 750 1000

*

**

* *

*

*

d)

0

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600

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*

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0

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Ctrl Cam 25 50 75 150 250 500 750

** *

**

*

e)

0

200

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600

800

1000

Ctrl SAT 25 50 75 150 250 500 750

*

*

*

*

*

*

*

c)

0

200

400

600

800

Ctrl SAT 25 50 75 150 250 500 750

*

**

f)

128

129


do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de enquitreídeos em

Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial

Tropical - SAT com aplicação de doses de Cu.

CE50


R²

(%)

Nitossolo

E. crypticus 366,61 (328,56 - 404,67) Hormesis 99

E. bigeminus 444,71 (303,99 - 585,44) Gompertz 91

Cambissolo


E. bigeminus 126,77 (56,30 - 197,24) Logístico 97

SAT

E. crypticus 171,71 (124,79- 218,63) Gompertz 96

E. bigeminus 213,70 (181,36 - 246,03) Hormesis 96


Para a espécie E. bigeminus, os efeitos sobre a reprodução também foram mais

expressivos no Cambissolo, onde a redução no número de juvenis ocorreu a partir da

concentração de 50 mg kg -1 (Figura 16e) e a CE50 estimada foi de 126,77 mg kg-1 de Cu (Tabela

15). Para o SAT, essa redução ocorreu a partir da dose de 250 mg kg -1 (Figura 16f) e os valores

de CE50 estimados foram de 213,70 mg kg-1 de Cu (Tabela 15). Para o Nitossolo, a redução no

número de juvenis ocorreu a partir da dose de 75 mg kg -1 (Figura 16d) com valores de CE50 de

444,71 mg kg-1 de Cu. As diferenças observadas na toxicidade entre as espécies podem ser

reflexo da preferência de habitat pelos organismos, que por vezes, se desenvolvem em solos

com características distintas. Segundo Bandow, Coors, e Rombke, (2013), ao testarem a

viabilidade de utilizar o enquitreídeo fragmentador E. bigeminus em testes ecotoxicológicos,

concluíram ser uma espécie com alta tolerância à fatores abióticos, uma vez que esta é adaptada

às condições ambientais de clima mais quente.

As concentrações estimadas para este trabalho, são próximas das encontradas por outros

autores. Konecny et al. (2014), ao estudarem solos de mineração contaminados com Cu,

encontraram valores de CE50 para E. crypticus de 351 mg kg-1 de Cu. Lock e Janssen (2002) ao

avaliarem a reprodução de E. albidus expostos a solos contaminados por Cu, encontraram

valores de CE50 de 305 mg kg-1. Já Maraldo et. al. (2009), ao avaliarem a a capacidade

reprodutiva de E. crypticus em solos contaminados com rejeitos de minas, encontraram redução

na reprodução desse organismo a partir da concentração de 300 mg kg-1 de Cu.

https://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S088329271530055X#bbib94

130

Dessa forma, é possível identificar diferentes efeitos na toxicidade do Cu para os

organismos testados nos solos avaliados, onde a magnitude desses efeitos sobre a sobrevivência

e a reprodução, foi mais pronunciada no Cambissolo, seguido do SAT e do Nitossolo. Conforme

comentado anteriormente, os efeitos negativos sobre esses parâmetros biológicos têm relação

direta com os atributos dos solos e a diferentes capacidades de adsorção de Cu dos mesmos,

tornando-o mais ou menos disponível, e afetaram, sobre maneira, a sobrevivência e a

reprodução dos enquitreídeos. Segundo Kuperman et al. (2006), ao avaliarem a adaptação de

diferentes espécies de enquitreídeos em solos naturais, observaram que a sobrevivência de

adultos e a produção de juvenis de E. albidus e E. luxuriosus foram inibidas em pH menor do

que 5, já E. crypticus suportou faixas de pH entre 4,4 e 8,2, contudo, segundo os autores, tem

preferências por solos menos ácidos. Isso justifica os resultados encontrados nesses trabalho,

onde a menor taxa de sobrevivência e reprodução foi encontrada no Cambissolo, justamente o

solo com o menor pH.

4.3.3 Testes de toxicidade - Zn

4.3.3.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução) de minhocas

A taxa de sobrevivência de E. andrei obtida no Nitossolo para as doses de 0, 10, 75,

150, 300 e 500 mg kg -1 de Zn foi de 100% (Figura 17a). Foi observado efeito significativo na

sobrevivência de E. andrei a partir da concentração de 750 mg kg -1 de Zn.

Os resultados obtidos para o Cambissolo evidenciaram efeitos mais expressivos na

letalidade, onde a taxa de sobrevivência de E. andrei obtida sem aplicação de Zn (0 mg kg -1)

foi de 100%. Nos solos com aplicação de 10, 75, 150 e 300 mg kg -1 de Zn não foi observado

letalidade significativa dos organismos. A taxa de sobrevivência obtida nessas doses foi ≥ 95%

(Figura 17b). Foi observado efeito significativo na sobrevivência de E. andrei a partir da

concentração de 500 mg kg -1 de Zn.

131

Figura 17 - Média de indivíduos vivos de E. andrei em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo

Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c) contaminado com doses de Zn.

Méd

ia d

e in

div

ídu

os

viv

os

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E. andre

i

Doses Zn (mg kg -1)



Vários estudos corroboram os resultados encontrados nesse estudo. Conder, Lanno e

Basta (2001) determinaram alterações no tempo de sobrevivência para E. fetida em solo

contaminado com Zn em 127 mg kg-1 de solo. Dominguez-Crespo et al. (2012), ao avaliarem a

toxicidade de resíduos contaminados por Zn sobre a de sobrevivência de E. fétida, encontraram

letalidade de 100% dos indivíduos para concentrações de 84,12 mg kg-1 de Zn.

Para o SAT, a taxa de sobrevivência de E. andrei, para as doses de 0, 10, 75, 150 e 300

mg kg -1 de Zn foi de 100% (Figura 17c). A mortalidade significativa dos organismos do solo

0

2

4

6

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10

12

Ctrl Nito 10 50 75 150 300 500 750 1000

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*

*

*

0

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6

8

10

12

Ctrl SAT 10 50 75 150 300 500 750 1000

**

*

a)

b)

c)

132

foi observada nas concentrações mais elevadas de Zn, com efeito significativo na sobrevivência

de E. andrei a partir da concentração de 500 mg kg -1.

Os resultados obtidos na CL50 (Tabela 16), evidenciaram efeitos mais expressivos na

sobrevivência para o Cambissolo, quando comparado aos outros solos avaliados, uma vez que

o valor de CL50 estimado para esse solo foi 621,09 mg kg -1 de Zn, enquanto para o SAT esse

valor foi de 741,14 mg kg -1 e para o Nitossolo, de 1.399,35 mg kg -1 de Zn.



contaminados com doses de Zn Solo CL50 (mg kg -1)

Nitossolo 1399,35

Cambissolo 621,09

SAT 741,14



Os resultados encontrados para os ensaios crônicos foram ainda mais sensíveis que os

ensaios de toxicidade aguda, e sugerem que o aumento da concentração de Zn reduz a

reprodução das minhocas em todos os solos avaliados. Segundo Zaltauskaite e Sodiene (2010),

os ensaios de reprodução de minhocas, uma vez que, permitem avaliar os efeitos de

concentrações subletais, é considerado um parâmetro mais sensível do que o teste de toxicidade

aguda. Adicionalmente, esses parâmetros influenciam na dinâmica populacional dos

organismos edáficos ao logo do tempo, e são considerados o de maior importância para a

previsão dos impactos sobre os ecossistemas do solo (MAGALHÃES & FERRÃO-FILHO,

2008).

Os ensaios de reprodução da espécie E. andrei, revelam que a reprodução foi afetada

(p≤0,05) pela aplicação de Zn em todos os testes realizados tanto para o Nitossolo, como para

o Cambissolo e para o SAT (Figura 18). Sendo os efeitos mais expressivos observados no

Cambissolo, onde a redução no número de juvenis ocorreu a partir da concentração de 50 mg

kg -1 de Zn (Figura 18b), o que pode ser confirmado pelos menores valores de CE50 encontrados

para esse solo que foram de 256,73 mg kg-1 de Zn (Tabela 17). No SAT, onde a redução no

número de juvenis ocorreu a partir da dose de 100 mg kg -1(Figura 18c) com valores de CE50

estimados em 224,09 mg kg-1 de Zn. Enquanto para o Nitossolo, essa redução aconteceu apenas

a partir da dose de 300 mg kg -1 de Zn (Figura 18a) evidenciando a menor toxicidade de E.

133

andrei dentre os solos avaliados, o que pode ser confirmado pelos maiores valores de CE50 para

esse solo que foi de 402,34 mg kg-1 de Zn (Tabela 17).


do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de minhocas testados em

Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Tropical

Artificial - SAT com aplicação de doses de Zn.

CE50


R²

(%)

Nitossolo


P. excavatus 427,94 (385,50 - 470,38) Hormesis 98

Cambissolo



SAT


P. excavatus 364,96 (254,35 - 475,56) Gompertz 95


134

Figura 18 – Número de indivíduos juvenis de E. andrei e P. excavatus em Nitossolo Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e

Solo artificial tropical (SAT) (c, f), contaminados com doses de Zn. N

úm

ero d

e in

div

íduo

s ju

ven

is d

e E

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dre

i

Núm

ero d

e in

div

íduo

s ju

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. ex

cava

tus

Doses Zn (mg kg -1 solo seco) * Diferença estatística significativa (p ≤ 0,05) pelo teste de Dunnett. (┬) Desvio padrão. Fonte: Elaborado pela autora, 2019.

0

20

40

60

80

100

120

Ctrl Nito 100 200 300 600 1200 1600 2000

*

*

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a)

0

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d)

0

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*

*

*

* *

*

b)

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*

e)

0

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*

*

*

* * *

*

c)

0

20

40

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80

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120

Ctrl SAT 100 200 300 600 1200 1600 2000

**

* * *

*

f)

134

135

Para as minhocas da espécie P. excavatus, os efeitos da aplicação de Zn afetaram a

reprodução desses organismos à medida em que a concentração de Zn foi aumentada, para os

solos avaliados (Figura 18). Os efeitos mais expressivos foram observados no Cambissolo, onde

a redução no número de juvenis ocorreu a partir da concentração de 50 mg kg -1 (Figura 18e)

com valores de CE50 estimados em 248,70 mg kg- de Zn (Tabela 17). Para o SAT, a redução no

número de juvenis ocorreu a partir da dose de 200 mg kg -1(Figura 18f) com valores de CE50 de

364,96 mg kg-1 de Zn (Tabela 17) e para o Nitossolo o efeito só foi observado à partir da

concentração de 300 mg kg -1de Zn (Figura 18d), os valores de CE50 estimados para o Nitossolo

foram de 427,94 mg kg-1 de Zn.

Os efeitos do Zn sobre a reprodução de minhocas também foram observados por Van

Gestel et al. (1993), estudando efeitos sobre reprodução de E. andrei em solo artificial, onde

encontraram uma CE50 de 512 mg Zn kg-1. César et al. (2008), avaliando a subletalidade de E.

andrei em solos contaminados em área de mineração, verificaram que o Zn foi o metal com

maior capacidade de transposição para os organismos. Dominguez-Crespo et al. (2012), em

estudo sobre reprodução em solos com aplicação de dejetos de bovinos, constataram que o

aumento das concentrações de Zn ocasionou a redução do número de casulos de E. fetida.

Os resultados observados nos testes de toxicidade aguda e crônica, demonstraram que,

no Cambissolo, há maior risco ambiental para as minhocas da espécie E. andrei e P. excavatus

para solos contaminados com Zn, quando comparados ao SAT e ao Nitossolo. A elevada taxa

de mortalidade e os efeitos sobre a reprodução observada no Cambissolo está associada,

provavelmente, às propriedades físicas, químicas e mineralógicas desse solo (Capítulo 1).

Segundo Kabata-pendias e Pendias (2011), o teor de argila e de MOS são os principais atributos

responsáveis pela adsorção de Zn no solo, sendo, o teor de argila ainda mais determinante na

adsorção de Zn do que a MOS (NASCIMENTO & FONTES, 2004). Essa capacidade de

adsorção influencia diretamente na disponibilidade de Zn para os organismos, e em solos

arenosos, como é o caso do Cambissolo (Tabela 3), essa disponibilidade tende a ser maior

(GRÄBER et al., 2005), principalmente em solos com baixos valores de pH (JÄNSCH et al.,

2005) e baixa CTC (LANNO et al., 2004). Isto pode ser pode ser comprovado pela menor

capacidade de adsorção de Zn observada nesse solo (Figura 12b) quando comparado ao ao

Nitossolo (Figura 12a), o que provavelmente, proporcionou maior disponibilidade desse

elemento no solo e consequentemente maior mortalidade e redução na reprodução desses

organismos.

136

4.3.3.2 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução)de enquitreídeos

Os resultados observados para o E. crypticus também demonstraram efeitos negativos

da aplicação de Zn sobre a sobrevivência desse organismo para os três solos testados (Figura

19).

Figura 19 - Média de indivíduos vivos de E. crypticus em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo

Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c), contaminados com doses de Zn.

Méd

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div

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os

viv

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de

E. cr

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Doses Zn (mg kg -1)



0

2

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10

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*

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*

*

*

*

0

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10

12

Ctrl SAT 10 50 75 150 300 500 750 1000

a)

b)

c)

* *

*

137

A exemplo dos outros testes, no Nitossolo, foi observada a maior sobrevivência para E.

crypticus, onde até a dose de 500 mg kg -1 de Zn não foi observado letalidade significativa

desses organismos e a taxa de sobrevivência obtida nessas doses foi ≥ 95% (Figura 19a). A

mortalidade significativa dos organismos do solo foi observada apenas nas concentrações mais

elevadas de Zn a partir de 750 mg kg -1.

A Figura (Figura 19c) mostra reduções na sobrevivência de E. crypticus no SAT a partir

da concentração de 500 mg kg -1 de Zn. No Cambissolo (Figura 19b), os efeitos do Zn sobre a

sobrevivência de E. crypticus foram ainda mais pronunciados, com mortalidade significativa a

partir da concentração de 300 mg kg -1.

Os valores de CL50 calculados para o Cambissolo foram de 228,08 mg kg -1 de Zn. Essa

concentração foi menor do que a encontrada no SAT (305,47 mg kg -1) e no Nitossolo (631,33

mg kg -1) (Tabela 18). Esses valores estão dentro do observado por Lock e Janssen (2001), que

ao avaliarem a influência dos atributos do solo sobre a sobrevivência E. albidus em solo

artificial OECD, encontraram valores de CL50 com variações de 83 a 1140 mg kg-1 de Zn.



contaminados com doses de Zn. Solo CL50 (mg kg -1)

Nitossolo 631,33

Cambissolo 228,08

SAT 305,47



Os ensaios sobre a reprodução de enquitreídeos seguiram a mesma tendência dos outros

organismos resultando em efeitos negativos sobre o número de juvenis para os três solos

testados. A reprodução de enquitreídeos da espécie E. crypticus foi afetada (p≤0,05) pela

aplicação de Zn em todos os testes realizados (Figura 20). Os efeitos mais expressivos foram

observados no Cambissolo e no SAT, onde a redução no número de juvenis ocorreu a partir da

concentração de 25 mg kg-1 de Zn para ambos os solos (Figura 20b) e (Figura 20c),

respectivamente. Para o Nitossolo, essa redução aconteceu a partir da dose de 150 mg kg -1 de

Zn (Figura 20a). Os valores de CE50 foram de 410,77 mg kg-1 de Zn para o Nitossolo, 224,70

mg kg-1 de Zn para o Cambissolo e de 230,18 mg kg-1 de Zn para o SAT (Tabela 19).

138

Figura 20 – Número de indivíduos juvenis de E. crypticus e E. bigeminus em Nitossolo Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e)

e Solo artificial tropical (SAT) (c, f), contaminados com doses de Zn N

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*

*

*

*

**

*

c)

138

139

Para os enquitreídeos da espécie E. bigeminus, observou-se redução no número de

juvenis a medida em que ocorreu o aumento da concentração de Zn, tanto para o Cambissolo

quanto para o Nitossolo (Figura 20). Os testes para esse organismo com o SAT não foram

realizados em função da mortalidade da coleção dessa espécie que se encontrava em BOD e

teve sua temperatura (acidentalmente) elevada à 40ºC. Outras tentativas de cultivo foram

realizadas com coleções de outras instituições, mas sem sucesso. Em última tentativa,

indivíduos dessa espécie estão sendo isolados no laboratório, para cultivo e posterior realização

dos testes.

À exemplo dos outros testes, os efeitos mais expressivos na redução no número de

juvenis da espécie E. bigeminus foram observados no Cambissolo, onde a redução foi observada

a partir da concentração de 50 mg kg -1 (Figura 20e). Para o Nitossolo, a redução no número de

juvenis ocorreu a partir da dose de 75 mg kg -1(Figura 20d). Os valores de CE50 estimados para

o Nitossolo foram de 443,7 mg kg-1 de Zn, enquanto para o Cambissolo esses valores foram de

152,41 mg kg-1 de Zn (Tabela 19).

Tabela 19 –Concentração efetiva (CE50) e intervalo de confiança, Modelo estatístico e R² (%


em Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo

Artificial Tropical - SAT com aplicação de doses de Zn.

CE50


R²

(%)

Nitossolo



Cambissolo



SAT

E. crypticus 230,18 (202,21 - 258,15) Gompertz 98

E. bigeminus - - -

- Teste não realizado.


Esses valores se assemelham aos resultados encontrados por Lock e Janssen (2002) em

estudo sobre a reprodução de E. albidus expostos a solos contaminados por Zn, onde

encontraram valores de CE50 de 267 mg kg -1 de Zn e em outro estudo conduzido por esses

140

mesmos autores, onde encontraram redução na reprodução de E. albidus expostos a solos

contaminados por diferentes sais de Zn, com valores de CE50 de 391 mg kg -1.

Diante dos resultados encontrados foi possível identificar diferentes efeitos para solos

contaminados por Zn na sobrevivência e reprodução de enquitreídeos entre os solos avaliados.

Os efeitos foram mais pronunciados no Cambissolo, comparativamente ao SAT e ao Nitossolo,

para ambos os organismos avaliados. Segundo Natal-da-luz et al. (2008), os efeitos sobre a

biota do solo, geralmente decorrem em função da biodisponibilidade de metais para esses

organismos, que estão associadas aos atributos químicos (Waalewijn-kool et al., 2013) e físicos

do solo (Cesar et al., 2008). Mas invariavelmente, os fatores fisiológicos e comportamentais

desses organismos influenciam de forma direta nesses parâmetros (LANNO et al., 2004) uma

vez da capacidade do organismo em se desenvolver sobre determinadas características do solo.

Segundo Amorin et al. (2005), cada solo possui diferentes níveis de toxicidade para os

enquitreídeos, onde os efeitos mais pronunciados são observados em solos com menor teor de

MOS e menor teor de argila (LOCK & JANSSEN, 2001). Uma vez que esses atributos têm

relação direta com a CTC do solo e com a disponibilidade de metais afetando, desta maneira, a

reprodução dos organismos do solo.

De maneira geral, com os resultados obtidos nesse trabalho, é possível afirmar que solos

contaminados com Cu causaram redução na reprodução de minhocas do solo nas doses acima

de 50 mg kg-1 para Cambissolo Húmico, 100 mg kg-1 para o solo artificial tropical e 100 mg kg-

1 para o Nitossolo Vermelho. Para os enquitreídeos a sensibilidade foi ainda maior e sua taxa

de reprodução foi significativamente reduzida do solo nas doses acima de 25 mg kg-1 para solo

artificial tropical, 25 mg kg-1 para o Cambissolo Humico distrófico e 75 mg kg-1 para o

Nitossolo Vermelho. Já os solos contaminados com Zn causaram redução na reprodução de

minhocas do solo nas doses acima de 50 mg kg-1 para Cambissolo Húmico, 100 mg kg-1 para o

solo artificial tropical e 300 mg kg-1 para o Nitossolo Vermelho. Para os enquitreídeos a

sensibilidade foi ainda maior e sua taxa de reprodução foi significativamente reduzida do solo

nas doses acima de 25 mg kg-1 para Cambissolo Humico distróficoe também para o solo

artificial tropical e 75 mg kg-1 para o Nitossolo Vermelho.

É importante destacar também que solos com diferentes mineralogias, classes texturais,

níveis de acidez e teores de óxidos apresentam diferentes níveis de toxicidade para os anelídeos

do solo quando este estiver contaminado por Cu e Zn. Nesse sentido, destaca-se a importância

dos testes realizados em solo natural quando do monitoramento de solos contaminados por Cu

e Zn, pois as características físicas e químicas dos solos ultilizados como padrão nem sempre

141

refletem a diversidade de propriedades dos solos naturais e podem ser substitutos inadequados

das condições de exposição da biota do solo no campo.

Adicionalmente, em função da diferença de sensibilidade entre as espécies testadas

ressalta a importância de inserir espécies de clima tropical e/ ou subtropical em estudos

ecotoxicológicos que envolvam solos com esse tipo de clima, uma vez que, além das

propriedades químicas, físicas e mineralógicas que cada solo possui, existem particularidades

distintas que proporcionam estruturas únicas e diferentes nichos às diferentes espécies. Desse

modo, a utilização de espécies que reflitam tais condições para avaliações que envolvam a

determinação de valores de contaminação em solos com condições ecológicas exclusivas,

parece mais plausível.

4.4 CONCLUSÃO

1. Solos contaminados com Cu e Zn reduziram a taxa de sobrevivência e a reprodução de

E. andrei, P. excavatus, E. crypticus e E. bigeminus, sendo a magnitude desse efeito

dependente do tipo de solo.

2. Os efeitos do Cu e Zn na sobrevivência e reprodução de enquitreídeos foram mais

expressivos quando comparado às minhocas mostrando maior sensibilidade dos

enquitreídeos aos elementos-traço testados.

3. No Cambissolo Húmico os valores de CL50 e CE50 foram menores que os valores

encontrados no Nitossolo Vermelho mostrando que os efeitos de solos contaminados

com Cu e Zn, na sobrevivência e na reprodução de anelídeos, dependem das

propriedades físicas, químicas e mineralógicas desses solos, sendo mais pronunciados

em solos com baixo teor de argila e baixo pH.

142

143

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151


SOBRE ARTRÓPODES DO SOLO

RESUMO

O objetivo deste trabalho foi conhecer o comportamento de artrópodes do solo quando expostos

a concentrações crescentes de Cu e Zn e determinar a concentração que limita a reprodução e a

sobrevivência dos organismos do solo em 50%. Foram realizados teste de sobrevivência e

reprodução com as espécies de colêmbolos em Folsomia candida e Proisotoma minuta

seguindo padrões metodológicos da ISO, para solos representativos de Santa Catarina. O

delineamento experimental foi inteiramente casualizado, com quatro repetições. Foram

realizados testes prévios de sobrevivência com o objetivo de avaliar a taxa de letalidade dos

colêmbolos quando expostos aos solos contaminados com concentrações crescentes de Cu e Zn

(0; 10; 50; 75, 150; 300, 500, 750 e 1000 mg kg-1). Baseado na resposta destes testes, novas

doses foram estabelecidas para o Nitossolo, Cambissolo e SAT e testadas para avaliar os efeitos

crônicos. Os dados obtidos foram submetidos à análise de variância (ANOVA One-way) e as

médias comparadas pelo teste de Dunnett (p≤0,05). Os valores de CE50 (Concentração que

causa Efeito em 50% da população) foram determinados por análise de regressão não linear.

Os resultados mostraram toxicidade do Cu e Zn causando redução na sobrevivência e no

número de juvenis com o aumento da dose aplicada para ambos os solos. Para o Cu, o

Cambissolo apresentou os menores valores de CE50, 255,0 mg kg-1 para F. candida e 513,17

mg kg-1 para P. minuta; no SAT, os valores de CE50 foram de 338,4 mg kg-1 para F. candida e

578,7 mg kg-1 para P. minuta, enquanto no Nitossolo foram encontrados os maiores valores,

CE50, 456,2 mg kg-1 para F. candida e 636,0 mg kg-1 para P. minuta. Para o Zn, o Cambissolo

apresentou os menores valores de CE50, 256,2 mg kg-1 para F. candida e 324,0 mg kg-1 para P.

minuta; no SAT, os valores de CE50 foram de 390,2 mg kg-1 para F. candida e 503,6 mg kg-1

para P. minuta, enquanto no Nitossolo foram encontrados os maiores valores de CE50, 479,2

mg kg-1 para F. candida e 784,7 mg kg-1 para P. minuta, mostrando que as características do

solo têm influência na toxicidade dos contaminantes. Os efeitos sobre a sobrevivência e a

reprodução foram diferentes para cada espécie o que mostra a importância de utilizar diferentes

espécies como indicadoras de toxicidade.

Palavras-chave: Ecotoxicologia terrestre. Folsomia candida. Proisotoma minuta

152

153

ABSTRACT

The objective of this work was to know the behavior of soil arthropods when exposed to

increasing concentrations of Cu and Zn and to determine the concentration limiting the

reproduction and survival of soil organisms by 50%. Survival and reproduction tests were

performed in Folsomia candida and Proisotoma minuta following ISO methodological

standards for representative soils of Santa Catarina. The experimental design was completely

randomized, with four replications. In order to evaluate the colony-lethality rate when exposed

to soils contaminated with increasing concentrations of Cu and Zn (0, 10, 50, 75, 150, 300, 500,

750 and 1000 mg kg-1). Based on the response of these tests, new doses were established for

Nitosol, Cambisol and SAT, respectively and tested for chronic effects. Data were submitted to

analysis of variance (ANOVA One-way) and means were compared by the Dunnett test

(p≤0.05). The EC50 values (Concentration causing Effect in 50% of the population) were

determined by non-linear regression analysis. From the EC50 values the Species Sensitivity

Distribution Curves (SSD) were constructed. The results showed Cu and Zn toxicity causing

reduction in survival and number of juveniles with increasing dose applied to both soils. For

Cu, Cambisols presented the lowest values of EC50, 255.0 mg kg-1 for F. candida and 513.17

mg kg-1 for P. minuta, in the SAT EC50 values were 338.4 mg kg-1 for F. candida and 578.7

mg kg-1 for P. minuta, while in Nitosol the highest values of EC50, 456.2 mg kg-1 were found

for F. candida and 636.0 mg kg-1 for P. minute. For Zn, Cambisols presented the lowest values

of EC50, 256.2 mg kg-1 for F. candida and 324.0 mg kg-1 for P. minuta, in the SAT EC50 values

were 390.2 mg kg-1 for F. candida and 503.6 mg kg-1 for P. minuta, whereas in Nitosol the

highest values of EC50, 479.2 mg kg-1 were found for F. candida and 784.7 mg kg-1 for P.

minuta, showing that soil characteristics influence the toxicity of contaminants. The effects on

survival and reproduction were different for each organism, which shows the importance of

using different species as indicators of toxicity.

Keywords: Terrestrial ecotoxicology. Folsomia candida. Proisotoma Minuta

154

155

5.1 INTRODUÇÃO

O solo é um dos maiores sistemas ambientais e possui função tampão natural na retenção

de metais, desempenhando um importante papel no controle e transporte desses elementos para

outros compartimentos (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2011).

A mobilidade do Cu e Zn nos compartimentos ambientais depende diretamente da

energia de ligação e número de sítios de adsorção em cada compartimento do solo

(ALLOWAY, 1995).

A aplicação de altas concentrações de elementos-traço no solo pode ser prejudicial à

fauna edáfica (VAN GESTEL, 1997) já que o solo tem uma capacidade limitada de suporte

(BASSO et al., 2012). Para estudar o comportamento desses elementos-traços no solo, análises

químicas são frequentemente utilizadas. Contudo, a avaliação do poder tóxico de um elemento

não deve ser realizada apenas pelo método químico, para tanto, os ensaios ecotoxicológicos

devem ser incluídos nesse tipo de análise. A utilização de testes de ecotoxicidade para a

determinação de solos contaminados é internacionalmente reconhecida como uma ferramenta

complementar à análise química (CROUA & MOIA, 2006).

Em função da grande importância dos organismos do solo em manter e sustentar os

serviços ecossistêmicos, o monitoramento atividades antrópicas potencialmente poluidoras do

ambiente, tais como a adição de elementos-traço no solo, também deve considerar os

parâmetros biológicos como um indicador (MATOS-MOREIRA et al., 2012). Dentre os

organismos edáficos com potencial para serem utilizados como bioindicadores em ensaios

ecotoxicológicos em solos contaminados por elementos-traço, destacam-se os colêmbolos,

devido à sua sensibilidade a alterações ambientais, facilidade de cultivo e manipulação e

sensibilidade à poluentes (GREENSLADE & VAUGHAN 2003).

Não obstante, alguns trabalhos relatam sobre as diferenças de sensibilidade entre

organismos do solo, confirmando que não devemos considerar as minhocas como único

indicador de toxicidade (NIEMEYER et al., 2012; DEL SIGNORE et al., 2016). Além disso,

os colêmbolos representam a mesofauna edáfica e são um grupo que executa funções-chave nos

ecossistemas (FOUNTAIN & HOPKIN, 2005), com um importante papel na mineralização da

matéria orgânica do solo e nos processos de decomposição pelo pastoreio de bactérias e fungos,

além da ciclagem de nutrientes (HOPKIN, 1997; PETERSEN, 2002).

Vários estudos têm relatado a toxicidade dos elementos-traço em colêmbolos do solo

(VAN GESTEL et al., 1997; VIJVER et al., 2001; NATAL-DA-LUZ et al., 2004; AMORIM

et al,m 2012; ALVES et al., 2016; BUCH et al., 2016). A sensibilidade desses artrópodes é

156

notadamente reconhecida, à exemplo de estudos realizados por Fiera (2009), os quais

verificaram menor biodiversidade de colêmbolos em área de maior contaminação, em um

levantamento da biodiversidade de colêmbolos em solos contaminados com Cu e Zn. Em um

levantamento sobre o desenvolvimento de colêmbolos em Argissolo Vermelho distrófico com

Cu e Zn, Antoniolli et al (2013), verificaram que esses metais têm efeito negativo sobre essa

população, diminuindo sua reprodução em todas concentrações testadas.

Sendo assim, os colêmbolos são considerados excelentes bioindicadores de alterações

ambientais (CASSAGNE et al., 2006) e muito utilizados em estudos ecotoxicológicos, pela

facilidade de manipulação e cultivo em condições em laboratório (FOUNTAIN & HOPKIN,

2005). Contudo, a utilização apenas de organismos-padrão, nem sempre reflete as condições do

meio e por vezes, essa abordagem na definição das concentrações máximas de substâncias

permitidas é falha, pois no intuito de proteger apenas a espécie testada, não considera as

particularidades dos demais membros da fauna edáfica (TEREKHOVA, 2011).

Adicionalmente, a falta de conhecimento sobre a biodiversidade das espécies de países tropicais

e subtropicais e de sua sensibilidade à contaminação ambiental, pode reduzir ou, até mesmo,

extinguir espécies (LEWINSOHN & PRADO, 2005). A ecotoxicidade do Cu e Zn ainda é

pouco conhecida para a fauna edáfica, especialmente sobre colêmbolos, em regiões tropicais e

sub tropicais.

Nesse sentido, o presente estudo foi conduzido para avaliar o efeito de doses de Cu e Zn

sobre a sobrevivência e a reprodução de colêmbolos das espécies F. candida e P. minuta em

Cambissolo Húmico e Nitossolo Vermelho do Estado de Santa Catarina.



O experimento foi realizado em amostras dos mesmos solos descritos no Capítulo

anterior, ou seja, Cambissolo Húmico, Nitossolo Vermelho e Solo Artificial Tropical (SAT),

cuja descrição encontra-se no Item 3.2.1, p. 70.

157

5.2.2 Ensaios ecotoxicológicos

5.2.2.1 Contaminação dos solos com concentrações de Cu e Zn

Os solos foram contaminados com uma solução de Nitrato de Cobre, Cu(NO)3, e Nitrato

de Zinco, Zn(NO)3, conforme procedimento descrito no capítulo 3 (ítem 4.2.2.1, pág. 106)

5.2.2.2 Teste de toxicidade aguda – Letalidade

Foram realizados teste de toxicidade aguda (letalidade), seguindo a metodologia ISO

(ISO, 1999) em organismos terrestres da espécie F. candida. Os organismos foram expostos a

nove concentrações de Cu e Zn (0, 10, 50, 75, 150, 300, 500, 750 e 1000 mg kg-1 de peso seco).

As concentrações foram baseadas em dados de toxicidade de cobre e zinco descritos na

literatura, para os metais atuando isoladamente, segundo Sandifer et al. (1997) e Amorin et al.

(2005).

5.2.2.3 Testes de toxicidade crônica - Reprodução

Com base nos testes de toxicidade aguda foram estabelecidas as concentrações para os

testes de toxicidade crônica (reprodução) (Tabela 5). Os testes de toxicidade crônica

(reprodução) tiveram a escolha dos organismos-teste, a manutenção em laboratório e exigências

para sua utilização baseadas nas recomendações dos protocolos ISO (ISO, 1999) e ABNT

(ABNT NBR ISO 11267:2011). Para os ensaios foram utilizados organismos terrestres de duas

diferentes espécies cultivadas em laboratório: F. candida e P. minuta.

Tabela 20 – Concentrações nominais dos metais Cu e Zn em mg kg-1 de solo seco utilizadas

nos testes de toxicidade crônica com os colêmbolos em cada tipo de solo. Solos Cobre Zinco

Nitossolo 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000

Cambissolo 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000 25, 50, 100, 200, 300, 400, 800

SAT 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000 75, 150, 300, 450, 600, 750, 1000


As matrizes de colêmbolos da espécie F. candida e P. minuta vieram de criações já

estabelecidas do Laboratório de Ecologia do Solo. Os colêmbolos foram cultivados em

recipientes plásticos (caixas) com capacidade de um litro, em meio de cultura composto de uma

158

mistura de carvão ativado, gesso e água destilada na proporção de 1:11:7. Adicionalmente,

foram alimentados três vezes por semana com 1 g de fermento biológico seco e umedecidos

com água destilada. Os adultos foram trocados de meio para estimular sua reprodução. Após

cinco a sete dias, os ovos depositados foram coletados e colocados em novo recipiente, sob

pequenos pedaços de gesso. Após a eclosão dos primeiros ovos, esperam-se mais dois dias para

retirar o restante dos ovos não eclodidos, de forma que o recipiente possua organismos com

diferença de idade entre um e dois dias. Estes organismos sincronizados foram utilizados para

os testes quando tinham dez a doze dias de idade. Os cultivos foram mantidos em incubadora

BOD com temperatura de 20 ± 2 °C e fotoperíodo de 12:12 (luz: escuro) conforme protocolo

ISO (ISO, 1999). Dois dias antes dos ensaios as caixas com os organismos sincronizados foram

levadas a sala climatizada em 25 ± 2 ºC para aclimatação de temperatura, onde foram mantidos

os testes.

Para os testes os organismos foram mantidos em recipientes (pote) com capacidade para

120 mL, preenchidos com 30 g de solo úmido contaminado ou controle. Foram conduzidas

cinco repetições, sendo quatro delas com dez organismos e uma como referência, sem

organismos para medição do pH e umidade no final dos testes. O alimento foi adicionado uma

vez por semana, consistindo em 2 mg de fermento biológico seco assim como corrigida a

umidade de cada pote. No final do período de 28 dias do teste, para os juvenis de F. candida,

cada unidade experimental de ensaio foi transferida para um recipiente maior, onde foi

adicionada água e algumas gotas de tinta de carimbo preta. Após leve agitação, para que os

organismos flutuassem na superfície da água, foram determinados o número de indivíduos

adultos e então foram fotografados, para posterior contagem dos indivíduos juvenis no

programa computacional ImageJ (IMAGEJ, 2004). Para os juvenis da espécie P. minuta, no

final do teste (28 dias), cada unidade experimental de ensaio foi inserida em funis de Berlese –

Tullgren, por um período de 24 horas para que os organismos fossem estimulados a migrarem

da parte superior da amostra para a parte inferior em função do gradiente de temperatura que

este método proporciona. Posteriormente as amostras foram transferidas para um recipiente de

maior diâmetro, onde foi adicionada água e algumas gotas de tinta de carimbo vermelha. Essa

adaptação foi necessária em função do tamanho menor e da cor do exoesqueleto da espécie P.

minuta (escura) ser diferente que F. candida (HOPKIN, 2007; MENDONÇA; QUEIROZ &

DA SILVEIRA, 2015), fazendo com que o método tradicional de coleta não fosse eficaz.

Posteriormente os organismos foram levemente agitados, para que os mesmos flutuassem na

superfície da água, e, então, foram determinados o número de indivíduos adultos, fotografados,

159

para posterior contagem dos indivíduos juvenis no programa computacional ImageJ (IMAGEJ,

2004).


Os resultados obtidos nos testes de ecotoxicidade com os artrópodes (sobrevivência e

reprodução) para as diferentes concentrações de Cu e de Zn testadas, foram submetidos ao teste

de normalidade de Shapiro-Wilk (p>0,05), homogeneidade de Bartlett (p>0,05), à análise de

variância (ANOVA One-way) e as médias comparadas pelo teste de Dunnett (p≤0,05).

Valores CL50 (concentração letal a 50% dos indivíduos) foram estimados utilizando o

Software PriProbit® 1.63 (SAKUMA, 1998) para os testes de toxicidade aguda.

Nos testes de toxicidade crônica, os dados obtidos em cada unidade experimental, nas

diferentes concentrações testadas, foram submetidos à uma análise de regressão não linear, de

modo a determinar a dose de contaminante correspondente a um efeito de 50% na população

de organismos (CE50). Os valores de CE50 foram determinados usando o modelo que melhor se

ajustou aos dados (logístico, hormesis, gompertz ou exponencial) determinados por meio do

software STATISTICA, versão 7.0 (STATSOFT, 2004).


5.3.1 Validação dos testes

Ambos os testes cumpriram os critérios de validação de acordo com as respectivas

normas da ISO 11267 (ISO, 1999) e ABNT NBR ISO 11267 (ABNT NBR ISO, 2011). No teste

toxicidade aguda a taxa de letalidade dos colêmbolos adultos da espécie F. candida não excedeu

20% do total de indivíduos nos controles (média de 93% de sobrevivência). Nos testes de

reprodução para as espécies F. candida e P. minuta a sobrevivência de adultos foi ≥ 80%, o

número de juvenis nos controles foi maior que 100 indivíduos por unidade experimental

(réplica) e o coeficiente de variação (CV) foi < 30%.

O teor de água dos tratamentos não foi significativamente diferente do grupo controle,

tanto no início quanto no final dos testes crônicos. A variação do pH entre o início e o final,

para todas as doses, foi igual ou inferior à 0,5 para os três solos e metais testados em relação

aos controles. Na tabela 21 encontram-se o número médio de juvenis nos controles ao fim dos

testes de ecotoxicidade terrestre crônicos realizados.

160

Tabela 21 – Número médio de juvenis (± desvio padrão) nos controles encontrados ao fim dos

testes crônicos de ecotoxicidade realizados com duas espécies de artrópodes do solo

usando um Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e

Solo Artificial Tropical (SAT) para Cu e Zn.

Organismos Nitossolo

Indivíduos/DesvPad

Cambissolo

Indivíduos/DesvPad

SAT

Indivíduos/DesvPad

Cobre

F. candida 2.427± 195

260 ± 16

1.239 ± 163

164 ± 40

1.263 ± 79

P. minuta 138 ± 15

Zinco

F. candida 956 ± 20

314 ± 14

823 ± 52

204 ± 25

938 ± 32

P. minuta 322 ± 3


5.3.2 Testes de toxicidade - Cu

5.3.2.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução)

Os resultados para os testes obtidos no Nitossolo evidenciaram efeito significativo na

taxa de sobrevivência de F. candida a partir da concentração de 500 mg kg -1 de Cu. (Figura

21a). Para o Cambissolo e SAT, esses efeitos foram observados a partir da concentração de 300

mg kg -1(Figura 21b) e (Figura 21c), respectivamente. Os resultados obtidos com a estimativa

da concentração letal (CL) para 50% dos organismos, evidenciaram efeitos mais expressivos

na sobrevivência de F. candida para o Cambissolo, onde a CL50 foi de 403,09 mg kg -1, quando

comparado ao Nitossolo (733,22 mg kg -1), (Tabela 22).

161

Figura 21 - Média de indivíduos vivos de F. candida em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo

Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c) contaminado com doses de Cu.

Méd

ia d

e in

div

ídu

os

viv

os

de

F. ca

ndid

ai

Doses Cu (mg kg -1)





contaminados com doses de Cu. Solo CL50 (mg kg -1)

Nitossolo 733,22

Cambissolo 403,09

SAT 413,97



0

2

4

6

8

10

12

Ctrl Nito 10 50 75 150 300 500 750 1000

**

*

0

2

4

6

8

10

12

Ctrl Cam 10 50 75 150 300 500 750 1000

**

**

0

2

4

6

8

10

12

Ctrl SAT 10 50 75 150 300 500 750 1000

*

**

*

a)

b)

c)

162

Os resultados sobre os ensaios crônicos para F. candida, foram ainda mais sensíveis que

os ensaios de toxicidade aguda, e sugerem que o aumento da concentração de Cu afeta

negativamente a reprodução dos colêmbolos. Os ensaios sub-letais são os de maior relevância,

pois permitem predizer impactos sobre os ecossistemas do solo através de parâmetros que

influenciam na dinâmica populacional dos organismos edáficos ao logo do tempo

(MAGALHÃES & FERRÃO-FILHO, 2008).

Os ensaios de reprodução de colêmbolos da espécie F. candida demonstraram que essa

espécie foi afetada (p≤0,05) pela aplicação de Cu em todos os testes realizados tanto para o

Nitossolo, como para o Cambissolo e para o SAT (Figura 22). Sendo os efeitos mais expressivos

observados no Cambissolo, onde a redução no número de juvenis ocorreu a partir da

concentração de 300 mg kg -1 (Figura 22b). No SAT, a redução no número de juvenis também

ocorreu a partir da dose de 300 mg kg -1 (Figura 22c). Enquanto para o Nitossolo, a redução no

número de juvenis aconteceu a partir da primeira concentração testada (75 mg kg -1) de Cu

(Figura 22a), onde o número mais expressivo dessa redução aconteceu nas doses mais altas de

Cu, o que pode ser confirmado pelo maior valor de CE50 encontrado para esse solo que foi de

456,22 mg kg-1 de Cu (Tabela 23). Os valores de CE50 encontrado para o SAT foi de 333,38

mg kg-1 de Cu para (Tabela 23), já para o Cambissolo, foi observado o menor valor entre os

solos testados, 255,03 mg kg-1 de Cu (Tabela 23).

Os efeitos do Cu sobre a reprodução de F. candida também foram observados por

Sandifer e Hopkin (1997) em solo artificial, onde encontraram valores de CE50 de 700 mg kg-1

para esse organismo. Bruss Perdensen et al. (2000) ao avaliarem a reprodução de F. candida

em solo artificial, encontraram uma CE50 de 657 mg kg-1. Já Amorin et al. (2005), ao avaliar a

reprodução de F. candida expostos em solos naturais contaminados por Cu, encontraram

valores de CE50 de 262 mg kg-1. Xu et al. (2009), estudando efeitos subletais sobre a viabilidade

de ovos e a reprodução desse organismo encontraram valores de de CE50 de 625 mg kg-1 de Cu.

Já, Natal-da-Luz et al. (2011), estudando o efeito de metais em lodo de esgoto aplicado em

solos sobre a reprodução de F. candida encontrou um valor de CE50 de 42,4 mg kg-1 de Cu, esse

baixo valor encontrado, segundo os autores, foi potencializado, provavelmente, pelo efeito

tóxico aditivo de outros poluentes contidos no lodo.

163

Figura 22 – Número de indivíduos juvenis de F. candida e P. minuta em Nitossolo Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e Solo

artificial tropical (SAT) (c, f), contaminados com doses de Cu. N

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ndid

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Doses Cu (mg kg -1 solo seco)



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1200

1600

2000

2400

2800

Ctrl Nito 75 150 300 450 600 750 1000

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*

** *

*

0

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100

150

200

250

300

Ctrl Nito 75 150 300 450 600 750 1000

**

*

*

*

*

0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

Ctrl Cam 75 150 300 450 600 750 1000

*

** * *

0

50

100

150

200

250

300

Ctrl Cam 75 150 300 450 600 750 1000

*

*

*

**

*

0

400

800

1200

1600

2000

2400

2800

Ctrl SAT 75 150 300 450 600 750 1000

**

** *

0

50

100

150

200

250

Ctrl SAT 75 150 300 450 600 750 1000

**

*

*

\ 163

164


do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de colêmbolos em

Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo) e Solo Artificial

Tropical - SAT com aplicação de doses de Cu.

CE50


R²

(%)

Nitossolo

F. candida 456,22 (305,94 - 606,51) Exponencial 90

P. minuta 636,00 (597,15- 674,86) Gompertz 97

Cambissolo

F. candida 255,03 (223,52-286,53) Hormesis 99

P. minuta 513,17 (453,78 - 572,56) Hormesis 93

SAT

F. candida 333,38 (297,35 - 369,42) Hormesis 99



A reprodução da espécie P. minuta diminuiu com o aumento da concentração de Cu

para os três solos avaliados. (Figura 22). Contudo, os efeitos sobre o número de juvenis foram

menos expressivos quando comparados ao F. candida. Novamente, dentre os solos estudados,

a redução no número de juvenis foi mais pronunciada no Cambissolo, onde, o efeito na

reprodução foi observado a partir da concentração de 75 mg kg -1 (Figura 22e) com valores de

CE50 estimados em 513,17 mg kg-1 de Cu (Tabela 13). Para o SAT, essa redução aconteceu a

partir da concentração de 450 mg kg -1 de Cu (Figura 22f) com valores de CE50 de 578,74 mg

kg-1 (Tabela 13). Enquanto para Nitossolo, a redução no número de juvenis ocorreu a partir da

dose de 150 mg kg -1(Figura 22d) com valores de CE50 estimados em 636,00 mg kg-1 de Cu

(Tabela 13).

Os efeitos do Cu sobre a reprodução de P. minuta também foram observados por

Nursita, Singh e Lees. (2005), ao estudarem o efeito de diferentes metais em solo natural

arenoso, onde encontraram um valor de CE50 696 mg.kg-1 de Cu.

Essa diferença de sensilibidade entre as espécies testadas, indicando menor

sensibilidade para o Cu da espécie P. minuta quando comparado à F. candida, reflete a

importância de se incluir mais de uma espécie nos ensaios ecotoxicológicos. Segundo Salmon

et al., (2014), os colêmbolos podem demonstrar efeitos distintos na resposta aos contaminantes

porque habitam e se alimentam de diferentes estratificações no solo, o que resulta em diferenças

na exposição aos contaminantes pelos diferentes grupos. Não obstante, essa resistência de

algumas espécies pode estar relacionada com as características morfológicas e inerentes de cada

165

espécie, como a sua fisiologia, que refletem sua capacidade de absorção, eliminação e

imobilização dos metais (JANSSENS, ROELOFS & STRAALEN, 2009).

Vários estudos realizados em solos tropicais contaminados com metais testaram a

espécie P. minuta na avaliação da qualidade do solo indicando a importância dessa espécie

como biodindicadora ambiental. Alguns destes estudos indicam que P. minuta é altamente

sensível ao Cu (NURSITA, SINGH & LEES, 2005a). Contudo, outros estudos mostraram

maior tolerância dessa espécie ao arsênio (GREENSLADE & VAUGHAN, 2003), ao chumbo

(NURSITA, SINGH & LEES, 2005b) ao cadmio (NURSITA, SINGH & LEES, 2009) e ao

mercúrio, (BUCH et al., 2016).

Apesar de ambas as espécies utilizadas nesse estudo serem cosmopolitas e o uso de P

minuta ter sido o mais indicado para solos subtropicais segundo Greenslade e Vaughan (2002),

para o Cu, percebe-se neste estudo que F candida foi mais sensível para ambos os solos

estudados, indicando que, para tais condições, o uso da espécie F. candida reflete em estudos

mais protetores do que a espécie P. minuta, uma vez que a principal característica de um bom

bioindicador é ser sensível aos contaminantes, o que indica a proteção de um maior número de

espécies.

Adicionalmente, de acordo com Domene et al. (2010), a toxicidade dos contaminantes

pode ser diferente para os diferentes organismos que compõe a fauna edáfica, uma vez que

podem apresentar níveis de toxicidade diferente dependendo dos atributos do solo, as quais,

consequentemente, determinam a biodisponibilidade de contaminantes. O que pode ser

confirmado pelos resultados sobre a reprodução de ambas as espécies que demonstraram efeito

mais pronunciado no Cambissolo comparativamente ao SAT e ao Nitossolo. Essa maior

sensibilidade na reprodução dos colêmbolos observada no Cambissolo está associada,

provavelmente, às propriedades físicas, químicas e mineralógicas desse solo (Capítulo 1). Os

baixos valores de pH (Tabela 4) e a textura arenosa (Tabela 3) do Cambissolo podem ter

influenciado negativamente na taxa reprodutiva desses indivíduos. Segundo Nursita, Singh e

Lees, (2004) estudando a influência das propriedades dos solos em ensaios ecotoxicológicos,

observaram que os colêmbolos da espécie P. minuta são mais sensíveis a pH ácidos. Já Jansch,

Amorin e Rombke, (2005), citam que os colêmbolos da espécie F. candida, apesar de serem

tolerantes a uma gama de ambientes e suportarem faixas de pH entre 3,2 e 7,6, tem preferência

por ambientes com pH 6,0. Adicionalmente, segundo Natal-da-luz, Rombker e Sousa, (2008),

as propriedades físicas e químicas do solo podem afetar diretamente os organismos, uma vez

que influenciam diretamente na concentração e disponibilidade de contaminantes nos solos.

Nesse sentido, a maior disponibilidade de Cu encontrada no Cambissolo, pode ter sido outro

166

fator que ocasionou a redução na reprodução significativamente maior dos organismos para

esse solo. O que pode ser comprovado pela menor capacidade de adsorção de Cu observada

nesse solo (Figura 11b) quando comparado ao Nitossolo (Figura 11a).

5.3.3 Testes de toxicidade - Zn

5.3.3.1 Toxicidade aguda (letalidade) e toxicidade crônica (reprodução)

Os resultados para os testes obtidos no Nitossolo evidenciaram efeito significativo na

taxa de sobrevivência de F. candida a partir da concentração de 750 mg kg -1 de Zn. (Figura

23a). Para o Cambissolo e SAT, esses efeitos foram observados a partir da concentração de 300

mg kg -1 (Figura 23b) e (Figura 23c), respectivamente. Os resultados obtidos com a estimativa

da concentração letal para 50% dos organismos (CL50), evidenciaram efeitos mais expressivos

na sobrevivência de F. candida para o Cambissolo, onde a CL foi de 376,87 mg kg-1, quando

comparado ao SAT (473,91 mg kg-1) e ao Nitossolo (632,44 mg kg-1), (Tabela 24).



contaminados com doses de Zn. Solo CL50 (mg kg -1)

Nitossolo 632,44

Cambissolo 376,87

SAT 473,91



167

Figura 23 - Média de indivíduos vivos de F. candida em Nitossolo Vermelho (a), Cambissolo

Húmico (b) e Solo Artificial Tropical (SAT) (c) contaminado com doses de Zn.

Méd

ia d

e in

div

ídu

os

viv

os

de

F.

candid

a

Doses Zn (mg kg -1)



Os resultados sobre os ensaios crônicos para F. candida foram mais pronunciados que

os ensaios de toxicidade aguda, e, sugerem, que o aumento da concentração de Zn afeta

negativamente a reprodução dos colêmbolos em todos os testes realizados tanto para o

Nitossolo, como para o Cambissolo e para o SAT (Figura 24). Os resultados dos testes

mostraram efeitos significativos a partir da concentração de 75 mg kg -1 de Zn para o Nitossolo

(Figura 24a), 200 mg kg -1 para o Cambissolo (Figura 24b) e de 300 mg kg -1 para o SAT (Figura

0

2

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6

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Ctrl Nito 10 50 75 150 300 500 750 1000

*

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*

*

*

*

0

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8

10

12

Ctrl SAT 10 50 75 150 300 500 750 1000

*

* *

*

a)

b)

c)

168

28c), mostrando que o Zn causa efeitos negativos na taxa de reprodução dos organismos. Os

efeitos mais expressivos foram observados no Cambissolo, com valores de CE50 estimados em

256,20 mg kg-1 de Zn. Para os SAT os valores encontrados foram de 390,19 mg kg-1 de Zn e

para o Nitossolo a CE50 estimada foi de 479,20 mg kg-1 de Zn (Tabela 25).

Os efeitos do Zn sobre a reprodução de F. candida também foram observados por Jensen

& Pedersen (2006), em solo natural contaminado com Zn, onde observaram valores de CE50 de

184 mg kg-1 de Zn para essa espécie. Já Smit e Van Gestel (1998) encontraram valores de EC50

de 261 mg de Zn kg-1 para esse organismo. Xu et al. (2009), estudando efeitos subletais sobre

a viabilidade de ovos e a reprodução F. candida encontraram valores de CE50 de 800 mg kg-1

de Zn.


do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução de colêmbolos testados


aplicação de doses de Zn.

CE50


R²

(%)

Nitossolo

F. candida 479,20 (332,35 - 626,06) Gompertz 89


Cambissolo



SAT




169

Figura 24 – Número de indivíduos juvenis de F. candida e P. minuta em Nitossolo Vermelho (Nito) (a, d), Cambissolo Húmico (Cam) (b, e) e Solo

artificial tropical (SAT) (c, f), contaminados com doses de Zn. N

úm

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div

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ndid

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*

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600

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1000

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Ctrl Cam 25 50 100 200 300 400 800

* *

*

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0

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Ctrl Cam 25 50 100 200 300 400 800

****

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800

1000

1200

Ctrl SAT 75 150 300 450 600 750 1000

*

*

*

*

*

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400

600

Ctrl SAT 75 150 300 450 600 750 1000

**

*

*

169

170

A exemplo do Cu, para o Zn, a espécie P. minuta foi menos sensível do que F.

candida e novamente, dentre os solos estudados, a redução no número de juvenis foi mais

pronunciada no Cambissolo, onde o efeito na reprodução foi observado a partir da

concentração de 25 mg kg -1 (Figura 24e). O que pode ser confirmado pelo menor valor de

CE50 encontrado para esse solo que foi de 324,07 mg kg-1 de Zn (Tabela 25). Para o SAT, a

redução no número de juvenis ocorreu a partir da concentração de 450 mg kg -1 (Figura 14f),

com valores de CE50 estimados em 503,59 mg kg-1 de Zn (Tabela 25). Para o Nitossolo a

redução no número de juvenis ocorreu a partir da concentração de 750 mg kg -1 de Zn (Figura

14d), com valores de CE50 estimados em 784,74 mg kg -1 de Zn.

Os efeitos do Zn sobre a reprodução de P. minuta também foram observados por

Nursita, Singh e Lees. (2005), ao estudarem o efeito de diferentes elementos-traço em solo

natural arenoso, onde encontraram um valor de CE50 286 mg kg-1 de Zn. Segundo Greenslade

e Vaughan (2003), ao estudarem diferentes espécies de colêmbolos para substituição de F.

candida na Austrália, indicaram P. minuta ou Sinella communis por representarem melhor

as condições daquele local e indicaram estas espécies para estudos em solos tropicais.

Contudo, para os solos contaminados com Zn, neste estudo, percebe-se que a espécie F

candida foi mais sensível do que P. minuta. A exemplo do ocorrido nos estudos realizados

por Buch et al. (2016), que ao avaliarem a toxicidade do mercúrio para F. candida e P.

minuta em solos tropicais, encontraram menor sensibilidade do P. minuta ao mercúrio,

indicando a espécie F. candida para testes ecotoxicológicos em solos tropicais, uma vez que

esta representa melhor as condições vistas nesses solos.

Apesar de ambas as espécies utilizadas nesse estudo serem cosmopolitas e, portanto,

serem encontradas nos mais diversos locais, algumas espécies de colêmbolos podem ser mais

sensíveis aos fatores ambientais do que outras (JANSSENS, ROELOFS & STRAALEN,

2009). O que justifica a maior sensibilidade encontrada nesse trabalho para F. candida, que

pode estar relacionada, além do efeito do contaminante, também aos efeitos ambientais.

Apesar dos resultados desse estudo estarem de acordo com os encontrados por Niemeyer et

al. (2015), que obtiveram sucesso na reprodução de F. candida (em laboratório incubados à

25ºC) em solos naturais do Brasil, Sandifer e Hopkin (1997), relataram inatividade quase

total de F. candida em testes crônicos à 25 ° C, ao estudarem os efeitos de alguns metais,

dentre eles o Cu, em testes crônicos para colêmbolos em solo artificial da OCDE. O que se

pode concluir, desse modo, em uma potencialização significativa dos efeitos dos

contaminantes quando a temperatura está fora do ideal para a espécie.

171

Adicionalmente, os resultados encontrados sobre o efeito do Zn na sobrevivência e

reprodução de colêmbolos demonstram maior sensibilidade das espécies no Cambissolo

comparativamente ao SAT e ao Nitossolo. Tais efeitos foram proporcionados pela maior

disponibilidade de Zn oferecida pelo Cambissolo. Essa maior disponibilidade foi

proporcionada pelo menor teor de argila (Tabela 3), baixo pH e a baixa CTC (Tabela 4)

apresentada por esse solo. Gräber et al. (2005) afirmam que a mobilidade e disponibilidade

de Zn são influenciadas pelo teor de argila. Já Antoniolli et al. (2013), afirmam que, dentre

as características do solo, o pH é o que tem maior influência, pois pode aumentar a

disponibilidade de metais no solo. O que pode ser confirmado por Waalewijn-kool et al.

(2013), em estudo sobre o efeito do pH do solo na reprodução de indivíduos da espécie F.

candida, observaram redução na toxicidade do Zn a medida em que se aumentava o pH do

solo. Já Sandifer e Hopkins (1996), em estudo em solo artificial sobre a influência do pH

para esse mesmo organismo, encontraram um valor de CE50 de 900 mg kg-1 de Zn quando

os solos apresentaram pH 6. Essas características justificam os efeitos mais pronunciados no

Cambissolo e podem ser confirmados pela menor capacidade de adsorção de Zn observada

nesse solo (Figura 12b) quando comparado ao SAT (Figura 12c) e ao Nitossolo (Figura 12a).

De maneira geral, com os resultados obtidos nesse trabalho, é possível afirmar que

solos contaminados com Cu causaram redução na reprodução de colembolos nas doses

acima de 75 mg kg-1 para Cambissolo Humico distrófico, 300 mg kg-1 para o SAT e 75 mg

kg-1 para o Nitossolo Vermelho. Já os solos contaminados com Zn causaram redução na

reprodução de colembolos nas doses acima de 25 mg kg-1 para Cambissolo Humico

distrófico, 300 mg kg-1 para o solo artificial tropical e 75 mg kg-1 para o Nitossolo Vermelho.

É importante destacar também que solos com diferentes mineralogias, classes texturais,

níveis de acidez e teores de óxidos apresentam diferentes níveis de toxicidade para os

colembolos do solo quando este estiver contaminado por Cu e Zn. Nesse sentido, destaca-se

a importância dos testes realizados em solo natural quando do monitoramento de solos

contaminados por Cu e Zn, pois as características físicas e químicas dos solos ultilizados

como padrão nem sempre refletem a diversidade de propriedades dos solos naturais e podem

ser substitutos inadequados das condições de exposição da biota do solo no campo.

172

5.4 CONCLUSÃO

1. Solos contaminados com Cu e Zn reduziram a taxa de sobrevivência e a reprodução

de F. candida e P. minuta, sendo a magnitude desse efeito dependente do tipo de

solo.

2. A espécie F. candida foi mais sensível ao Cu e a ao Zn que a espécie P. minuta e,

portanto, é adequada para ser utilizada como espécie bioindicadora de testes de

ecotoxicidade de Cu e Zn em solos subtropicais.

3. No Cambissolo Húmico os valores de CL50 e CE50 foram menores que os valores

de encontrados para o Nitossolo Vermelho, respectivamente, mostrando que a

magnitude dos efeitos de solos contaminados com Cu e Zn, na sobrevivência e na

reprodução de colembolos, dependem das propriedades físicas, químicas e

mineralógicas desses solos, sendo mais pronunciados em solos com baixo teor de

argila e pH.

173

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178

179

6 CAPÍTULO 4: DERIVAÇÃO DE VALORES ORIENTADORES PARA SOLOS

CONTENDO COBRE E ZINCO EM SANTA CATARINA

RESUMO

Apesar da essencialidade de alguns dos elementos-traço ser comprovada para plantas

e animais, quando encontrados acima de limites permissíveis estes podem causar diversos

desequilíbrios ecológicos. Dentre estes, o Cu e o Zn são objetos de estudo do presente

trabalho, pois quando encontrados em concentrações elevadas são potencialmente perigosos

à saúde humana e ao equilíbrio ambiental. O presente estudo pretende contribuir com uma

bateria de testes de ensaios ecotoxicológicos em solos do Estado de Santa Catarina. Este

trabalho fornece informações para a proposição de um valor de prevenção para solos que

contenham Cu e Zn. Duas classes de solo foram testadas, Nitossolo Vermelho e Cambissolo

Húmico por meio de testes de reprodução com Enchytraeus crypticus, E. bigeminus, Eisenia

andrei, Perionyx excavatus, Folsomia candida, e Proisotoma minuta.

Os tratamentos consistiram de doses crescentes de Cu e Zn. Os dados obtidos foram

submetidos à análise de variância (ANOVA One-way) e as médias comparadas pelo teste de

Dunnett (p≤0,05). Os valores da concentração que causa efeito em 50% da população (EC50)

foram determinados por análise de regressão não linear. A partir dos valores de CE50 foram

construídas as Curvas de Distribuição de Sensibilidade das Espécies (SSD) e obtidos os

valores de concentração de risco para 5% (HC5) e 50% (HC50) da população, e os valores

orientadores de prevenção (VP) para cada classe de solo. No Nitossolo, contaminado com o

Cu, a espécie mais sensível foi a P. excavatus e a menos sensível P. minuta e, o valor de HC5

foi 252,90 (144,10 – 325,40) mg kg-1 de solo seco. Para essas mesmas condições no

Cambissolo o HC5 foi 40,21 (9,08 – 78,25) mg kg-1 de solo seco e a espécie mais sensível

foi a P. excavatus e a menos sensível P. minuta. Em relação ao Zn, quando aplicado no

Nitossolo, o valor HC5 foi de 316,42 (193,29 – 394,49) mg kg-1 de solo seco e a espécie mais

sensível foi o E. andrei e a menos sensível foi P. minuta. No Cambissolo, o valor de HC5 foi

de 153,85 (94,48 – 191,36) mg kg-1 de solo seco e a espécie mais sensível foi a E. bigeminus

e a menos sensível foi P. minuta. O VP para o Cu para o Cambissolo apresentou um valor

mais restritivo (141,21 mg kg-1), devido a suas características que propiciam menor retenção

do Cu. Para o Nitossolo, o maior valor de VP encontrado (363,90 mg kg-1) foi atribuído ao

caráter mais argiloso, deste último, sua riqueza em ferro, mais elevada de capacidade de

troca de cátions. O VP para o Zn para o Cambissolo apresentou um valor mais restritivo

(214,85 mg kg-1), quando comparado ao Nitossolo (377,70 mg kg-1) foi atribuído ao seu

caráter mais argiloso, sua riqueza em ferro, mais elevada de capacidade de troca de cátions.

Recomendamos utilizar o valor de 151,21 mg kg-1 como valor o preventivo para Cu e 214,85

mg kg-1 para Zn em solos do Estado de Santa Catarina.

Palavras–chave: Elementos-traço. Ecotoxicologia terrestre. Fauna edáfica. SSD.

180

181

ABSTRACT

lthough the essentiality of some of the trace elements is proven for plants and

animals, when found above permissible limits these can cause various ecological

imbalances. Among these, Cu and Zn are objects of study of the present work, because when

found in high concentrations it is potentially dangerous to human health and environmental

balance. The present study intends to contribute with a battery of tests of ecotoxicological

tests in soils of the State of Santa Catarina. This work provides information for proposing a

prevention value for soils containing Cu and Zn. Two soil classes were tested, Eutrophic Red

Nitosol and Dystrophic Humic Cambisol by means of breeding tests with Enchytraeus

crypticus, E. bigeminus, Eisenia andrei, Perionyx excavatus, Folsomia candida, and

Proisotoma minuta. The treatments consisted of increasing doses of Cu and Zn. Data were

submitted to analysis of variance (ANOVA One-way) and means were compared by the

Dunnett test (p≤0.05). The EC50 values (Concentration causing Effect in 50% of the

population) were determined by non-linear regression analysis. From the EC50 values the

Species Sensitivity Distribution Curves (SSD) were constructed and the values of HC5 and

HC50 were obtained. and guiding values for each soil class. In Nitossolo, contaminated with

Cu, the most sensitive species was P. excavatus and the least sensitive P. minuta, and the

value of HC5 was 252.90 (144.10 - 325.40) mg kg-1 of dry soil. For these same conditions

in the Cambisol the HC5 was 40.21 (9.08 - 78.25) mg kg-1 of dry soil and the most sensitive

species was P. excavatus and the least sensitive P. minuta. In relation to Zn, when applied to

Nitosol, the HC5 value was 316.42 (193.29 - 394.49) mg kg-1 of dry soil and the most

sensitive species was E. andrei and the least sensitive was P minute In the Cambisol, the

HC5 value was 153.85 (94.48 - 191.36) mg kg-1 of dry soil and the most sensitive species

was E. bigeminus and the least sensitive was P. minuta. The PV for Cu for the Cambisols

presented a more restrictive value (141.21 mg kg-1), due to its characteristics that lead to

lower retention of Cu. For Nitossolo, the highest VP value found (363.90 mg kg-1) was

attributed to its more clayey character, its iron richness, and higher cation exchange capacity.

The VP for Zn for Cambisols presented a more restrictive value (214.85 mg kg-1), when

compared to Nitossolo (377.70 mg kg-1) it was attributed to its more clayey, iron rich, more

high cation exchange capacity. We recommend using the value of 141.21 mg kg-1 as the

preventive value for Cu and 214.85 mg kg-1 for Zn in soils of the State of Santa Catarina.

Keywords: Trace elements. Terrestrial ecotoxicology. Edaphic fauna. SSD.

182

183

6.1 INTRODUÇÃO

O solo tem sido reconhecido devido à sua importante função para a sustentabilidade

dos ecossistemas. Não somente como um filtro para contaminantes, mas também como um

tampão natural que controla o transporte de elementos químicos e diversas outras substâncias

para o meio ambiente (KABATA-PENDIAS & PENDIAS, 2011).

Como medida de prevenção e controle de áreas contaminadas, os valores

orientadores estão sendo utilizados como norteadores para a qualidade do solo e de águas

subterrâneas (BRASIL, 2009). A ausência de valores orientadores cria um cenário onde é

quase impossível implementar ações para a proteção da biodiversidade edáfica. Os Valores

de Prevenção (VPs) são indicados no gerenciamento ambiental da qualidade do solo, pois

auxiliam na determinação de valores limites de adição de uma substância potencialmente

tóxica, e garantem que o solo seja capaz de manter suas principais funções e serviços

ecossistêmicos (CETESB, 2016).

A determinação dos VPs leva-se em conta os elementos traços, que formam um grupo

de substâncias químicas relevantes que ocorrem naturalmente no ambiente, e que podem

sofrer consideráveis incrementos pelas atividades antrópicas (BIONDI, 2010). Nesse

sentido, o VP representa um limite para adição de metais no solo, seja pela aplicação de

insumos agrícolas, por disposição de resíduos sólidos, pela aplicação de efluentes ou por

deposição atmosférica (CETESB, 2016).

Dentre os os elementos traço com maior relevância ambiental, o Cu e o Zn se

destacam devido às inúmeras fontes antropogênicas poluidoras, como: as emissões pelas

atividades de mineração e fundição (PEDROZO & LIMA, 2001), pela pecuária

(DORTZBACK, 2009), resíduos de animais em áreas agrícolas (GRABER et al, 2005) e

fertilizantes (BRADY &WEIL, 2013).

O artigo II da Resolução 420/2009 permite a revisão dos valores de prevenção dos

solos para níveis estaduais e regionais (BRASIL, 2009). A determinação de VPs regionais

permite tomadas de decisões mais seguras quanto ao uso dos solos em função das

propriedades físicas, químicas e biológicas de cada região. Nesse sentido, a avaliação do

risco ecológico deve ser feita de forma integrada, usando a abordagem que inclui testes a

partir de três linhas de evidências, química, ecotoxicológica e ecológica (TRIADE)

(CHAPMAN, 1986; JENSEN & MESMAN, 2006). Esta abordagem é baseada na

implantação simultânea e conjunta da avaliação química e toxicológica local e conduz a

184

respostas mais representativas do que uma abordagem que se baseia unicamente na

concentração de poluentes no local (RUTGERS et al., 2000).

Atualmente, o método para determinar as concentrações máximas de componentes

tóxicos no ambiente é baseado nos valores das concentrações de efeito (CE) que são

agrupados e expressos graficamente em uma Curva de Distribuição de Sensibilidade de

Espécies (SSD), onde a variável independente é a concentração de uma dada substância,

expressa pelo log da concentração de efeito, e a variável dependente é o efeito desta

substância sobre um dado organismo. Através do método SSD, pode-se calcular a

concentração de risco (HC5), ou seja, a concentração do elemento tóxico perigosa para 5 %

das espécies, ou que proporciona um nível de proteção de 95%. (XU et al., 2015; DEL

SIGNORE et al., 2016).

Neste capítulo objetiva-se unir os resultados encontrados nos ensaios de

ecotoxicidade de Cu e Zn (capítulos 2 e 3), e disponibilidade desses elementos - traço dos

solos estudados, apresentados no capítulo 1. Desse modo, a proposta do presente estudo foi

a derivação dos valores orientadores de prevenção para Cu e Zn em Nitossolo Vermelho e

Cambissolo Húmico do Estado de Santa Catarina com base na Curva de Distribuição de

Sensibilidade de Espécies para E. andrei, P. excavatus, E. crypticu, E. bigeminus, F. candida

e P. minuta, como contribuição para o fortalecimento de políticas públicas com relação ao

estabelecimento de parâmetros estaduais de prevenção.


6.2.1 Determinação do CEx

A CEx (Concentração de Efeito) ou ECx (Concentration effect) é definida

como a concentração que reduz a taxa de reprodução de uma espécie

em uma certa porcentagem em relação ao controle e, portanto, é utilizada

para se observar os danos que causam x% de redução em uma

determinada variável (VLAARDINGEN et al., 2004).

Os valores de CEx determinados para diferentes espécies podem ser

agrupados em uma curva de distribuição de sensibilidade de espécies (DSE)

ou Species Sensitivity Distribution (SSD) e nesta são derivados valores

de uma determinada concentração para uma substância que proteja uma

certa proporção dos indivíduos expostos à esta substância, e que,

185

consequentemente, causarão risco em x % das espécies. A este valor é dado

a denominação de hazard concentration (HC), ou, concentração de risco (CR),

como por exemplo, a mais comumente aceita é o HC5, isto é, 5% do total das

espécies podem ser afetadas e 95 % estão “protegidas” (POSTHUMA; SUTER II; TRAAS,

2001) uma vez que assume-se que o ecossistema tem a capacidade de

tolerar certo grau de estresse químico (XU et al., 2015) Nesse sentido, e de

posse desses dados, pode ser proposto um valor limite do elemento

no ambiente de acordo com a magnitude de espécies que se deseja proteger (BELANGER

et al., 2017).

Neste trabalho, optou-se por utilizar o CE50 (concentração que reduz

a taxa de reprodução em 50% em relação ao controle), conforme determinado para

derivação de valores orientadores de prevenção (VPs) para metais. Estudos

utilizando outros metais como, chumbo (ALEXANDRINO, 2014; TEODORO, 2016;

CÂNDIDO, 2017) cadmio (ALVARENGA, 2014), cromo (MARQUES, 2015; SANTOS,

2015) e mercúrio (LIMA, 2017) utilizaram valores de CE50 para a derivação de

valores de prevenção em solos.

Para obter o valor de prevenção para solos os valores de CE50

devem ser determinados, para cada concentração teste, utilizando

organismos do solo padrozinados e que sejam representativos da região de estudo.

Após os CE50 serem determinados, as concentrações de risco HC5

para 5 % e HC50 para 50% das espécies testadas, pode ser calculada para cada solo

avaliado.

Desse modo, os valores de HC5 e HC50 foram baseados nos valores de

CE50 obtidos nos ensaios de ecotoxicidade dos anelídeos (Capítulo 2) e

artrópodes (Capítulo 3) em solos contaminados com Cu e Zn. Na Tabela 26

são apresentados os valores de CE50, seus intervalos de confiança e valor do

R2 dos modelos matemáticos encontrados para cada solo contaminado com Cu nos ensaios

realizados com os organismos do solo.

186

Tabela 26 – Concentração efetiva (CE50) e intervalo de confiança, Modelo estatístico e R²

(% do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução dos organismos

testados em Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo)

e SAT com aplicação de doses de Cu.

CE50


R²

(%)

Nitossolo





F. cândida 456,22 (305,94 - 606,51) Exponencial 90

P. minuta 636,00 (597,15- 674,86) Gompertz 97

Cambissolo

E. andrei 77,52 (66,16 - 88,87) Logístico 98

P. excavatus 67,83 (54,95 - 80,72) Exponencial 97


E. bigeminus 126,77 (56,30 - 197,24) Logístico 87

F. cândida 255,03 (223,52-286,53) Hormesis 99


SAT

E. andrei 173,81 (148,99 - 198,63) Exponencial 96


E. crypticus 171,71 (124,79- 218,63) Gompertz 96


F. cândida 333,38 (297,35 - 369,42) Hormesis 99



187

Na Tabela 27 são apresentados os valores de CE50, seus intervalos de confiança e

valor do R2 dos modelos matemáticos encontrados para cada solo contaminado com Zn nos

ensaios realizados com os organismos do solo.

Tabela 27 – Concentração efetiva (CE50) e intervalo de confiança, Modelo estatístico e R²

(% do ajuste dos dados na curva) para os testes de reprodução dos organismos

testados em Nitossolo Vermelho (Nitossolo), Cambissolo Húmico (Cambissolo)

e SAT com aplicação de doses de Zn.

CE50


R²

(%)

Nitossolo


P. excavatus 427,94 (385,50 - 470,38) Hormesis 98



F. cândida 479,20 (332,35 - 626,06) Gompertz 89


Cambissolo





F. cândida 256,20 (187,41 - 324,96) Hormesis 95



6.2.2 Determinação dos valores orientadores de prevenção

Por meio do programa ETX 2.0 (VLAARDINGEN et al., 2004) foram determinadas

as curvas de sensibilidade para as espécies testadas (SSD). As SSDs foram construídas a

partir dos valores de CE50 dos organismos para cada solo testado (Tabela 26 e Tabela 27),

realizadas de acordo com Aldenberg e Jaworska (2000). Através das SSDs foram gerados os

valores de HC5 e HC50 para se inferir sobre os possíveis VPs que protegeriam as espécies E.

andrei, P. excavatus, E. crypticus, E. bigeminus, F. candida, P. minuta e as demais espécies

do ecossistema, quando estas estiverem em contato com Nitossolo Vermelho, Cambissolo

Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT), testados nesse trabalho.

188

Ressalta-se que a SSD é uma distribuição estatística que descreve a variação da

toxicidade de um determinado poluente para um conjunto de espécies. Este método

considera que há uma variação na sensibilidade dos organismos aos contaminantes

ambientais (NEWMAN, 2000). Nesse sentido, a quantidade de dados é extremamente

relevante para a derivação de uma SSD representativa para as conclusões baseadas nela e,

portanto, para as SSD´s geradas para organismos do solo é recomendado o uso de no mínimo

seis espécies pertencentes a seis famílias diferentes (OECD, 2006; POSTHUMA; SUTER

II; TRAAS, 2001). Desse modo, não foi possível a realização da curva para o o solo SAT

com contaminante Zn, uma vez que só foram gerados dados de CE50 para um número de 5

espécies, e estes não são suficientes para gerarem dados representativos.

Como os valores de HC5 são mais protetores que os de HC50, os primeiros se tornam

normalmente mais recomendáveis para se estabelecer o valor de VP (NEWMAN, 2000;

VLAARDINGEN, 2004). Após os HC5 estabelecidos, estes serão somados aos Valores de

Referência de Qualidade (VRQ) do Estado de Santa Catarina (HUGEN et al., 2013), por

meio da equação:

VP = VRQ + HC5

Onde:

VP: Valor orientador de Prevenção

VRQ: Valor de referência para SC

HC5: Concentração de risco para 5% das espécies testadas.


A curva de sensibilidade e os valores de HC5 e HC50 foram gerados com limite de

confiança de 95%. Uma vez que o modelo assume uma distribuição log-normal dos dados,

a log-normalidade foi testada pelos testes de normalidade de Anderson-Darling,

Kolmogorov-Smirnov e Cramer von Mises (p < 0,01), inclusos no pacote do software ETX

2.0 (VLAARDINGEN et al., 2004).


6.3.1 Curvas de Distribuição de Sensibilidade das Espécies (SSD)

6.3.1.1 SSD - Cu

189

As distribuições de sensibilidade para o grupo de invertebrados do solo expostos ao

Nitossolo Vermelho, contaminados com Cu, são apresentadas na Figura 25. No Nitossolo, o

valor de HC5 estimado para as seis espécies de invertebrados do solo foi de 252,90 (144,10

– 325,40) mg kg-1 de solo seco, e o HC50 418,40 (330,30 – 530,00) mg kg-1 de solo seco

(Tabela 28). Pode se observar nesta curva que a ordem crescente de sensibilidade das

espécies é P. excavatus > E. crypticus > E. andrei >E. bigeminus > F. candida > P. minuta

(Figura 25).

Figura 25 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Cu em um Nitossolo

Vermelho com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de

invertebrados do solo. O tracejado representa o (HC5): a concentração de risco

para 5% (eixo y=0,05) das espécies avaliadas. e (HC50): a concentração de risco

para 50% (eixo y=0,5) das espécies avaliadas.

Fra

ção

afe

tada

(%)

Log (EC 50)

CE50: Concentração efetiva que causou redução em 50% da reprodução dos organismos do solo testados.



superiores e inferiores do intervalo de confiança (95%) em Nitossolo Vermelho,

Cambissolo Húmico e Solo Artificial Tropical (SAT) contaminados com doses de

Cu. Solo HC5 (mg kg -1) HC50 (mg kg -1)

Nitossolo 252,90 (144,10 – 325,40) 418,40 (330,30 – 530,00)

Cambissolo 40,21 (9,08 – 78,25) 152,16 (81,41 – 284,39)

SAT 76,12 (21,74 – 133,35) 233,48 (137,88 – 395,37)


Eisenia andrei Perionyx excavatus

Enchytraeus crypticus Enchytraeus bigeminus Folsomia candida

Proisotoma minuta

HC50: 418,40

HC5: 252,90

190

No Cambissolo, o valor de HC5 para as espécies de invertebrados testados, foi menor

quando comparado ao Nitossolo e ao SAT, sendo HC5 estimado em 40,21 (9,08 – 78,25 mg

kg-1 de solo seco, e o HC50 em 152,16 (81,41 – 284,39) mg kg-1 de solo seco (Tabela 28).

Nesta curva, a ordem crescente de sensibilidade das espécies foi P. excavatus > E. andrei >

E. bigeminus > E. crypticus > F. candida > P. minuta (Figura 26).

Figura 26 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Cu em um

Cambissolo Húmico com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de




Fra

ção

afe

tada

(%)

Log (CE 50)

CE50: Concentração efetiva que causou redução em 50% da reprodução dos organismos do solo testados. Fonte: Elaborado pela autora, 2019.

No SAT, o valor de HC5 para as espécies de invertebrados testados, foi menor quando

comparados ao Nitossolo, e maior quando comparados ao Cambissolo, sendo o HC5

estimado em 76,12 (21,74 – 133,35) mg kg-1 de solo seco, e o HC50 em 233,48 (137,88 –

395,37) mg kg-1 de solo seco (Tabela 28). Nesta curva, a ordem crescente de sensibilidade

das espécies foi P. excavatus > E. crypticus > E. andrei > E. bigeminus > F. candida > P.

minuta (Figura 27). Em testes utilizando metais e realizados em diferentes solos, a literatura

demonstra que os testes ecotoxicológicos realizados em solos artificiais da OCDE são menos

sensíveis para os organismos do que aqueles realizados com solos de campos naturais

(RÖMBKE, COLLADO, SCHMELZ, 2007) dependendo do contaminante, o que

HC50: 152,16

HC5: 40,21

Eisenia andrei Perionyx excavatus Enchytraeus crypticus Enchytraeus bigeminus Folsomia candida

Proisotoma minuta

191

geralmente é explicado pelo conjunto das propriedades intrínsecas dos solos naturais que,

por vezes, interferem na disponibilidade da substância teste.

Figura 27 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Cu em um um Solo

Artificial Tropical (SAT) com base nos valores de CE50 para diferentes espécies

de invertebrados do solo. O tracejado representa o (HC5): a concentração de risco



Fra

ção

afe

tada

(%)

Log (EC 50)



Os valores encontrados de HC5 para os anelídeos foi menor quando comparado aos

artrópodes (Figuras 25, 26 e 27). Isso pode ser explicado pelo mecanismo de absorção dos

elementos químicos pelos anelídeos que se dá por difusão através dos compostos presentes

na solução do solo (DE SILVA, PATHIRATNE, & VAN GESTEL, 2009). Nos organismos

do solo que possuem tegumento mole (ausência de exoesqueleto), tais como minhocas e

enquitreídeos, a troca de substâncias e por consequência a absorção dos metais se dá por

meio da difusão passiva através do epitélio e/ou pela ingestão, juntamente com as partículas

do solo, e é facilitada pela secreção de um muco epidérmico, bem como excreção de

nefridióides, (SIVAKUMAR, 2015) o que mantêm a pele desses organismos úmida

facilitando, dessa forma, o contato com os elementos-traço (ANDRE et al., 2010). Já os

colêmbolos possuem exoesqueleto recoberto por um polissacarídeo, a quitina, composta por

monômeros de N-acetilglicosamina (JANSSENS, ROELOFS & VAN STRAALEN, 2009),

HC50: 233,48

HC5: 76,12)


Proisotoma minuta

192

o que por vezes, dificulta a passagem dos metais diretamente pelo tegumento uma vez que a

quitina tende a ser impermeável (SALMON et al., 2014).

Outro ponto que deve ser observado para a maior toxicidade dos anelídeos expostos

ao Cu, quando comparado aos artrópodes, é o nicho ecológico de cada grupo. Os anelídeos

vivem dentro do solo, alimentam-se de matéria orgânica e, portanto, têm contato íntimo com

o solo, consumindo grandes quantidades de solo ao longo da vida, principalmente as espécies

geófagas (DOMINGUEZ, VELANDO & FERREIRO, 2005), e geralmente carecem de

barreiras externas para produtos químicos na solução do solo (LAGAUZÈRE, TERRAIL &

BONZOM, 2009; SIVAKUMAR, 2015). Os colêmbolos, por sua vez, como os indivíduos

da espécie F. cândida e P. minuta, tem seu habitat entre os poros do solo, vivendo mais

superficialmente e se alimentam principalmente de fungos (BRUSS PEDENSEN, VAN

GESTEL, & ELMEGAARD, 2000). Isso faz com que o contato entre o contaminante e os

diferentes grupos do solo seja diferente, fazendo com quem as minhocas sejam mais

suscetíveis ao elementos-traço (LAGAUZÈRE, TERRAIL & BONZOM, 2009).

Os resultados obtidos com as curvas de sensibilidade para os três solos utilizados

nesse estudo, demonstram maior risco aos organismos quando expostos ao Cambissolo em

comparação ao SAT e ao Nitossolo. Essa diferença pode ser explicada pela combinação dos

efeitos do Cu e das propriedades físicas, mineralógicas e químicas dos solos utilizados nesse

estudo. Os baixos teores de argila do Cambissolo (Tabela 3), aliados ao seu baixo pH (Tabela

4), baixo teor de óxidos (Tabela 5) e mineralogia essencialmente caulinítica de boa

cristalinidade (Figura 9), resultaram na menor adsorção do contaminante (Figura 11b), e,

consequentemente, alta disponibilidade desses compostos para os organismos do solo

(REGITANO et al., 2001).

Sabe-se que as propriedades do solo influenciam na disponibilidade de metais

(ALLOWAY, 1995), e uma vez estando biodisponíveis, influenciam na toxicidade dos

contaminantes para os organismos do solo (CHELINHO et al., 2011). Adicionalmente,

segundo Wang et al. (2003), a adsorção eletrostática do Cu na CTC aumenta em solos com

pH entre 5,5 e 6,0, como é o caso do Nitossolo (Tabela 4) diminuindo a disponibilidade

desse elemento no solo. Não obstante, o pH também é importante no favorecimento de

reações de adsorção mais fortes, as especificas, entre os metais, a matéria orgânica e óxidos

(ALLOWAY, 1995).

193

6.3.1.2 SSD - Zn

As distribuições de sensibilidade para o grupo de invertebrados do solo expostos ao

Nitossolo Vermelho contaminados com Zn são apresentadas na Figura 28. Para o Nitossolo,

o valor de HC5 estimado para as seis espécies de invertebrados do solo foi de 316,42 (193,29

– 394,49) mg kg-1 de solo seco, e o HC50 491,70 (399,70 – 604,88) mg kg-1 de solo (Tabela

29). Pode se observar nesta curva que, a ordem crescente de sensibilidade das espécies é E.

andrei >E. crypticus > P. excavatus > F. candida > E. bigeminus > P. minuta (Figura 29).

Figura 28 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Zn em um Nitossolo




y=0,5) das espécies avaliadas.

Fra

ção

afe

tada

(%)

Log (EC 50)



Para o Cambissolo, o valor de HC5 para as espécies de invertebrados testados, foi

menor quando comparados ao Nitossolo, sendo HC5 estimado em 153,85 (94,48 – 191,36)

mg kg-1 de solo seco, e o HC50 em 237,96 (193,86 – 292,08) mg kg-1 de solo seco (Tabela

29). Nesta curva, a ordem crescente de sensibilidade das espécies foi E. bigeminus > E.

crypticus > P. excavatus > F. candida > E. andrei >P. minuta (Figura 29).

HC50: 491,70

HC5: 316,42

Eisenia andrei Perionyx excavatus

Enchytraeus crypticus Enchytraeus bigeminus Folsomia candida

Proisotoma minuta

194

Figura 29 - Curva de Distribuição da Sensibilidade de Espécies para o Zn em um

Cambissolo Húmico com base nos valores de CE50 para diferentes espécies de




Fra

ção a

feta

da

(%)

Log (EC 50)




superiores e inferiores do intervalo de confiança (95%) e em Nitossolo Vermelho,

Cambissolo Húmico contaminados com doses de Zn. Solo HC5 (mg kg -1) HC50 (mg kg -1)

Nitossolo 316,42 (193,29 – 394,49) 491,70 (399,70 – 604,88)

Cambissolo 153,85 (94,48 – 191,36) 237,96 (193,86 – 292,08)


Os organismos apresentaram diferentes respostas de toxicidade ao Zn, o que pode ser

observado pelos menores valores de HC5 para as minhocas e os enquitreídeos quando

comparados aos colêmbolos (Figura 28 e 29). Conforme relatado anteriormente, essa

sensibilidade maior dos anelídeos vem da ausência de exoesqueleto que permite que seu

tegumento absorva os elementos-traço por meio da difusão passiva através da pele ou, ainda,

pela ingestão juntamente com partículas do solo (DE SILVA et al., 2009; ANDRÉ et al.,

2010; SIVAKUMAR, 2015). Adicionalmente, nos colêmbolos, além do exoesqueleto, a

presença de órgãos sensoriais como os ocelos, antenas e furca, podem ajudá-los na percepção

HC50: 237,96

HC5: 153,85


Proisotoma minuta

195

do ambiente (SALMÃO & PONGE, 2012), e evitação quando na presença de contaminantes

(JANSSENS, ROELOFS, & VAN STRAALEN, 2009).

Desse modo, a busca por um organismo único nas avaliações ecotoxicológicas é

totalmente inviável, devido as características distintas de cada organismo do solo. Não

obstante, os solos possuem características particulares, como teor de MOS, pH, CTC,

mineralogia e textura que podem ser importantes condicionantes nas inter-relações entre os

três componentes (solo, organismo, elemento-traço) (ALLOWAY,1995; KAMOUN et al.,

2017). Prova disso, são os resultados obtidos com as curvas de sensibilidade para o Zn, que

demonstraram maior toxicidade dos organismos quando expostos ao Cambissolo em

comparação com o Nitossolo (Tabela 29). Sabe-se que as propriedades do solo influenciam

na disponibilidade dos elementos-traço (KABATA-PENDIAS e PENDIAS, 2011), e,

consequentemente, na toxicidade dos contaminantes para os organismos do solo

(CHELINHO et al., 2011). Portanto, a maior toxicidade observada no Cambissolo pode ser

atribuída pela combinação dos efeitos do Zn e os baixos teores de argila do Cambissolo

(Tabela 3) aliados ao seu baixo pH (Tabela 4), que resultaram na menor adsorção do

contaminante (Figura 12b), e consequentemente, maior disponibilidade desses compostos

para os organismos expostos no Cambissolo (REGITANO et al., 2001; KAMOUN et al.,

2017).

Assim, em um contexto geral, as curvas de sensibilidade são importantes ferramentas

e podem ser utilizadas para avaliação do risco ecológico das populações edáficas (DEL

SIGNORE et al., 2016). Apesar da busca pelo indicador universal ainda não ser possível, a

indicação de SSDs para diferentes tipos de solo é altamente recomendável, devido a

heterogeneidade do solo em uma mesma região (CHELINHO et al., 2011). Desta forma,

para melhor compreensão destas interações, é possível construir curvas que demonstram a

sensibilidade dos organismos à exposição dos elementos-traço e/ou outros contaminantes.

6.3.2 Valores de prevenção (VP)

6.3.2.1 VP - Cu

Foram utilizados os valores médios de HC5 para a determinação dos VP´s e,

conforme apresentado na Tabela 30, os valores foram distintos entre si, sendo que o valor

encontrado para o Nitossolo é quase três vezes mais alto que os VP´s determinados para o

Cambissolo.

196


invertebrados do solo, valores de VP para o Cu, resultantes da soma de cada HC5

com o VRQ.

Solo LL HC5 HC5 UL HC5 VP (HC5 + VRQ)

(mg kg -1)

Nitossolo 144,10 252,90 325,40 363,90

Cambissolo 9,08 40,21 78,24 151,21

Nitossolo + Cambissolo 156,88 69,66 295,51 180,66

CE50: concentração efetiva que causou redução em 50% do parâmetro biológico avaliado; LL HC5: menor

estimativa para HC5; HC5: concentração perigosa para 5% dos parâmetros biológicos avaliados; UL HC5:

maior estimativa para HC5; VP: valor de prevenção; VRQ: valor de referência de qualidade (= 111,00 mg kg-

1).

O Cambissolo, por apresentar condições que favoreceram uma maior disponibilidade

de Cu, como textura arenosa, caráter distrofico, e baixo pH, apresentou um VP de 151,21

mg kg-1, que é menor quando comparado ao Nitossolo que apresentou o valor de 363,90 mg

kg-1. Verifica-se, na Tabela 30, que a toxicidade por Cu é maior quando se unem os valores

medios de HC5 para Cambissolo e Nitossolo (180,66 mg kg-1). Isso quer dizer que, até a

concentração de 180,66 mg kg-1, 95% das variáveis estudadas para o solo estão protegidos

(não terão reduções superiores a 50%); ao passo que 5% das variáveis sofrerão redução

superior a 50%. Esse valor é maior que o VP de 60 mg kg-1, instituído pela CETESB (2016),

e vigente na legislação BRASIL, (2009). Isso torna evidente que as características intrínsecas

de cada solo são determinantes para o estabelecimento dos valores de prevenção, pois são

elas que determinam a fração disponível do elemento-traço no solo. Os resultados de HC5

expressam de maneira indireta esta disponibilidade.

6.3.2.2 VP - Zn

Conforme apresentado na Tabela 31, os valores medios de HC5 foram diferentes para

Cambissolo e Nitossolo, logo a toxicidade no Cambissolo foi maior quando comparada ao

Nitossoto. O Cambissolo, por apresentar condições que favoreceram uma maior

disponibilidade de Zn, como textura arenosa, caráter distrofico, e baixo pH, apresentou um

VP 214,85 mg kg-1, esse valor é menor quando comparado ao Nitossolo que apresentou o

valor de 377,70 mg kg-1. Verifica-se na Tabela 30 que a toxicidade por Zn é maior quando

se une os valores medios de HC5 para Cambissolo e Nitossolo (222,56 mg kg-1). Esse valor

é maior que o VP de 86 mg kg-1, instituído pela CETESB, (2016), contudo, é menor que o

VP de 300 mg kg-1 vigente na legislação BRASIL, (2009).

197


invertebrados do solo, valores de VP para o Zn, resultantes da soma de cada HC5

com o VRQ.

Solo LL HC5 HC5 UL HC5 VP (HC5 + VRQ)

(mg kg -1)

Nitossolo 193,29 316,42 394,49 377,40

Cambissolo 94,48 153,85 191,36 214,85

Nitossolo + Cambissolo 102,56 161,56 212,32 222,56

LL HC5: menor estimativa para HC5; UL HC5: maior estimativa para HC5; VP: valor de prevenção; VRQ:

valor de referência de qualidade (= 61,00 mg kg-1).

Esses resultados evidenciam a importância de se estabelecer VP’s para cada estado

brasileiro. Adicionalmente, torna-se evidente que uma única classe de solo, não pode ser

considerada representativa para todo o Estado de Santa Catarina devido às características

climatológicas e pedológicas que formam cada classe de solo. Desse modo, utilizar um valor

único de VP, que proteja os solos em geral, para se determinar um valor limite preventivo e

específico para um elemento químico, é arriscado. O ideal é a determinação de valores de

prevenção diferentes para os diferentes grupos de solo com características físico-químicas

similares para à obtenção de resultados mais confiáveis e representativos. Contudo, a

fiscalização por classes de solos, para o gerenciamento de áreas contaminadas dos órgãos

ambientais, pode se tornar onerosa e inviável. Desse modo, cabe ao órgão ambiental do

Estado de Santa Catarina, mediante câmara técnica, discutir a metodologia mais adequada

visando um gerenciamento que atenda a prevenção da funcionalidade do solo e ao mesmo

tempo auxilie os trabalhos dos estudos de qualidade do solo.

Espera-se que este trabalho possa auxiliar nos valores de doses de Cu e Zn a ser

utilizadas para solos representativos de Santa Catarina, contaminados por tais elementos.

6.4 CONCLUSÃO

1. O Cu e o Zn causaram efeito de toxicidez nas espécies E. andrei, P. excavatus, E.

crypticus, E. bigeminus, F. cândida e P. minuta sendo mais pronunciado em

anelídeos do que em artrópodes, sendo a magnitude desse efeito dependente das

propriedades do solo, causando maior toxicidade em solos com baixo teor de argila

e baixo pH.

2. Os resultados de CE50 das espécies individualmente observadas se comportam

diferentemente em relação ao tipo de solo com o mesmo elemento-traço em

comparação aos HC5, quando são consideradas o conjunto de espécies.

198

3. A curva de Distribuição de Sensibilidade de Espécies (SSD) pode ser utilizada como

ferramenta para indicar a toxicidade de elementos-traço para uma comunidade de

organismos edáficos em solos subtropicais.

4. O Valor de Prevenção para o elemento Cu, em solos do Estado de Santa Catarina,

para Nitossolo Vermelho e Cambissolo Húmico são 363,90 e 141,21 mg kg-1,

respectivamente. Quando se considera os valores médios de CE50 das duas classes de

solos analisadas o valor de prevenção é 180,66 mg kg-1. Como o valor obtido no

Cambissolo proporcionou um VP mais preventivo, sugere-se, portanto, este valor

como o preventivo para Cu em solos do Estado de Santa Catarina.

5. O Valor de Prevenção para o elemento Zn, em solos do Estado de Santa Catarina,

para Nitossolo Vermelho e Cambissolo Húmico são 377,40 e 214,85 mg kg-1,

respectivamente. Quando se considera os valores médios de CE50 das duas classes de

solos analisadas, o valor de prevenção é 222,56 mg kg-1. Como o valor obtido no

Cambissolo proporcionou um VP mais preventivo, sugere-se, portanto, este valor

como o preventivo para Zn em solos do Estado de Santa Catarina.

199

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CONSIDERAÇÕES FINAIS

Os resultados obtidos nos testes ecotoxicológicos com invertebrados do solo

evidenciaram redução na taxa de sobrevivência e no número de juvenis gerados com

aumento da dose de Cu e Zn, sendo os efeitos mais expressivos em solos de pH baixo, com

baixos teores de argila, MOS e óxidos.

Nesse sentido, foi possível entender que o comportamento de Cu e Zn no ambiente é

diferente para os diferentes grupos da fauna edáfica. Sendo assim, para obter-se um VP

abrangente e efetivo, entende-se que é necessário não só avaliar a fauna edáfica, como foi

realizado neste trabalho, mas, também, aumentar o número de parâmetros para estabelecer

um conjunto de CE50 e uma curva de sensibilidade mais representativa, além de avaliar o

efeito das substâncias tóxicas em outras espécies, como microrganismos e plantas, por

exemplo. Não obstante, os VP´s encontrados neste estudo servem como referência para

estudos com outros organismos edáficos submetidos à toxidez de Cu e Zn.

Adicionalmente, a disponibilidade de Cu e Zn no ambiente é diferente para as

diferentes classes de solo analisadas. Sendo assim, para obter-se um VP representativo,

entende-se que existe urgência na condução de pesquisas mais aprofundadas para avaliações,

especialmente na biota do solo em diferentes condições ambientais e em diferentes classes

de solo. E recomenda-se, portanto, ter valores de prevenção diferentes para diferentes grupos

de solo, com características físico-químicas similares.

Os dados deste trabalho são sugeridos como uma alternativa para somar ao banco de

dados de valores orientadores do Estado de Santa Catarina e a metodologia como uma

primeira aproximação para derivar valores de prevenção, tendo em vista que ainda não há

em SC, valores de prevenção para qualquer elemento-traço. Desse modo, sugere-se urgência

na condução de pesquisas com outros elementos-traço potencialmente contaminantes.

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VALORES ORIENTADORES DE PREVENÇÃO PARA ......RESUMO OLIVEIRA, Daniela Aparecida de. Valores orientadores de prevenção para cobre e zinco em solos do estado de Santa Catarina. 2019