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UNIVERSIDADE DE MOGI DAS CRUZES FERNANDO CLARET OLIVEIRA
AVALIAÇÃO DE PLANTAS METALÓFITAS NATIVAS DA MATA CILIAR DO RIO TIETÊ PARA RECUPERAÇÃO DE
ÁREAS DEGRADADAS
Mogi das Cruzes, SP 2010
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UNIVERSIDADE DE MOGI DAS CRUZES FERNANDO CLARET OLIVEIRA
AVALIAÇÃO DE PLANTAS METALÓFITAS NATIVAS DA MATA CILIAR DO RIO TIETÊ PARA RECUPERAÇÃO DE
ÁREAS DEGRADADAS
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação da Universidade de Mogi das Cruzes como parte dos requisitos para obtenção do título de Mestre em Biotecnologia Área de Concentração: Biotecnologia Aplicada a Recursos Naturais e Agronegócios
Orientadora: Dra. Elisa Esposito
Mogi das Cruzes, SP 2010
DEDICATÓRIA
Dedico o trabalho à minha esposa, Elizabeth que tanto colaborou com seu incentivo e compreensão e aos meus filhos Pedro Paulo, Nícolas e Ana Luiza.
AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus pela vida que me foi dada. Aos meus Pais, pelo exemplo de vida que me deram e pelo carinho com que eles me educaram. Agradeço a Universidade de Mogi das Cruzes por ter me concedido a bolsa para o desenvolvimento deste trabalho. À minha orientadora, Professora Doutora Elisa Espósito, por ter aceitado e ter depositado toda sua confiança no meu trabalho, pelos incentivos, por sempre ter estado pronta para me auxiliar nos momentos de difilculdades. Com certeza, sem este auxilio, não chegaria até o final desta etapa. À Professora Maria Cecília Brandt, por sua preciosa colaboração e incentivos. Aos Professores Doutores Andre Fernando de Oliveira e Astrea Filomena de Souza Silva por toda presteza e dedicação que tiveram na execução das análises das amostras e ainda pelos esclarecimentos das tantas dividas sobre seus resultados. Ao professor Doutor Douglas Mascara por sua dedicação e estímulo para continuar nesta caminhada.
Ao professor João Ferreira dos Santos, responsável técnico pelos laboratório da Engenharia Civil, por sua presteza nas análises da densidade de solo. À Clarissa Naomi Irie e Luis Fabiano Silva Araújo (Binho), por terem estado sempre prontos a me ajudar, a todos os meus colegas Vanessa Nessner Kavamura, Gabriel Inácio de Moraes Honorato de Souza e principalmente o mais novo membro da equipe do NCA, o meu amigo Rafael Abra de Campos. A toda equipe do laboratório de química da UMC, por me auxiliar nos preparos das amostras. Aos meus familiares, pelo apoio e em especial a minha querida esposa Elizabeth que sempre esteve ao meu lado.
RESUMO
A área escolhida para estudo – Parque Nagib Najar – localiza-se na Bacia Hidrográfica do Alto Tietê, uma das mais complexas do país, pois abriga significativos remanescentes de uma floresta que exibe as maiores taxas de endemismo da biota no Brasil. Este estudo avalia o papel de plantas metalófitas nativas na biorremediação de solo extraído da área contaminada por metais com o intuito de recompor a Mata Ciliar impactada há mais de 60 anos. A Fitorremediação, considerada um método de biorremediação, utiliza plantas e microrganismos rizosféricos associados para remoção, imobilização ou transformação de metais presentes no solo. Foram plantadas 17 espécies arbóreas nativas da Mata Atlântica em calhas de 3,00 x 0,21 x 0,065 m de auto-compensação de água, das quais foram selecionadas : Inga comunnis, Mimosa sepiaria, Erythrina falcata, Citharexylon myrianthum, Enterollobium contortisiliquum, Croton urucurana, com base no desenvolvimento radicular em solo constituído por moinha de carvão, escória de fornos, refratários e “crepas” óxido de ferro. O delineamento estatístico adotado foi o de blocos ao acaso, com dois tratamentos e quatro repetições, em esquema fatorial 17x2, sendo 17 espécies vegetais e duas características de solo (Solo 1 e Solo 2). O solo 1 (constituído por moinha de carvão, escória de fornos, refratários e “crepas” óxido de ferro), porção de solo retirado da extinta Companhia Siderúrgica de Mogi das Cruzes (COSIM) (atual Parque Nagib Najar), apresentou um pH 7,26, devido a provável quantidade de escória presente no solo e cujos componentes neutralizantes são semelhantes aos calcários. Nestas condições de pH, as formas tóxicas dos metais pesados apresentam baixa mobilidade no solo. O Solo 2, constituído por terra de subsolo, misturado na proporção de 1:1 (v/v) com rejeito de composto de cogumelo Agaricus bisporus, fonte de matéria orgânica, apresentou pH 6,04. Nas condições experimentais, as mudas plantadas foram avaliadas quanto à bioacumulação de metais e massa seca após 123 dias de crescimento. As plantas cresceram em solo contaminado, proporcionalmente menor do que no solo comercial e controle, exceto Inga comunnis, o qual apresentou um crescimento cerca de 50 % superior em solo contaminado. Todas as espécies avaliadas extraíram preferencialmente Cd e Cr e podem ser utilizadas no processo de fitorremediação da área de estudo. Considerando a composição do solo impactado da área, seria recomendada, a adição de solo fértil para otimizar o processo de crescimento das espécies nativas, dinamizando a recuperação da biodiversidade.
Palavras-chave: Área Degradada, Fitorremediação, Remoção de Metais.
ABSTRACT
The area chose for this study – Nagib Najar Park – is located in hydrographic basin of Tietê river, one of the most complex of Brazil, because contains significants reminiscents of a forest that exhibit the major rate of endemism in Brazil´s Biota. This study evaluates the role of metalophytes native plants in soil bioremediation for heavy metals extraction of contaminated soil in order to recompose the vegetation impacted for more than 60 years. The phytoremediation, considered a bioremediation method, uses plants rhizosphere-associated microbes for removal, immobilization, volastilisation or transformation of metal-contaminated soils. Seventeen native tree species of Atlantic forest were planted on 3.00 x 0 x 0,065 m gutters of water self compensation, of whom were selected: Inga communis, Mimosa sepiaria, Citharexylon myrianthum Erythrina falcata, Enterollobium urucurana, contortisiliquum, Croton urucurana based on root development in contaminated soil. The statistical approach adopted was blocks, with two treatments and four repetitions, 6x2 factorial schema, and 6 plant species and two characteristics of soil (Soil 1 and Soil 2). The Soil 1 (consisting by “moinha”, coal slag furnaces, refractory and “pellets” iron oxide), soil portion removed of the extinct Companhia Siderúrgica of Mogi cruzes (COSIM) (actual Nagib Najar Park), it presented a 7,26 pH, due the probable amount of slag in the soil whose neutralizes components are similar to calcareous. Under these conditions of pH, the toxic forms of the heavy metals present low mobility in the soil. The Soil 2, composed of underground land, mixed in a 1:1 ratio (v/v) with mushroom compost reject Agaricus bisporus. source of organic matter, presented pH 6,04. In the experimental conditions, the seedlings planted were evaluated for bioaccumulation of metals and dry mass after 123 days growing. Plants grew in contaminated soil, proportionately smaller than commercial and control soil, except Inga comunnis, which presented a growth of about 50% above in contaminated soil. All species assessed drew preferably Cd and Cr and can be used in the process of phytoremediation in study area. Whereas the composition of the impacted soil of the area, it would be recommended, adding fertile soil for optimizing the growth process of the native species, streamlining the recovery of biodiversity. Keywords: Phytoremediation, degraded area, removing metals.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1 Companhia Siderúrgica de Mogi das Cruzes (1979) e localização – Fonte: Jornal O Diário de Mogi (1979) e Modificada Google 2009................................................................
15
Figura 2 Perfil do solo caracterizado nos horizontes O,A,B e C. por camadas afetadas pela pedogênese. (TOLEDO, M.C.M. et al.,2001).........................................................................................
17
Figura 3 Principais vias de exposição pelas quais metais pesados atingem plantas, animais e homem (ACCIOLY e SIQUEIRA, 2000)..............................................................................................
21
Figura 4 Representação esquemática da fitorremediação exemplificando parte de seus mecanismos – Fonte Modificada de ANSELMO & JONES, 2005.................................................................................
29
Figura 5 Modificado Google earth (2009). Inserção do Município na Região da Grande São Paulo, e Área Contaminada em Mogi das Cruzes e Sítio de Estudo........................................................
33
Figura 6 Modificado Google earth (2009). Ponto 8 da Área Contaminada (COSIM), selecionada para o experimento – coordenadas W46º 2’ 52” e S 23º 31’26,5”...................................................................
35
Figura 7 Amostras de solo utilizados no experimento................................. 39
Figura 8 Dimensões das calhas para plantio das mudas de arbóreas....... 40
Figura 9 Materiais encontrados no ponto 8 – Resíduo Industrial: Moinha de Carvão, Escória de fornos, Refratários, “Crepas” óxido de ferro, Lixo doméstico e Entulhos de construção civil (GEO INF., 2003)..............................................................................................
42
Figura 10 Relação entre pH do solo e a disponoibilidade de metais pesados. Adaptado de Malavolta et al.(1989)..............................
44
Figura 11 Valores da média de crescimento de caule ( medida em cm)
das espécies, em Solo 1 e 2. (n=2)..............................................
48
Figura 12 Valores da média de crescimento de raizes em cm das espécies, em Solo 1 e 2 (n=2).......................................................
48
Figura 13 Mudas plantadas em 10/09/2008................................................. 49
Figura 14 Plantas antes da coleta 13/01/2009.............................................. 50
Figura 15 Mudas das espécies selecionadas para o experimento................ 50
Figura 16 Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do
ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Mimosa sepiaria..............................................................
53
Figura 17 Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Erytrina falcata................................................................
54
Figura 18 Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Citharexylon myrianthum................................................
55
Figura 19 Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Enterollobium contortisiliquum........................................
56
Figura 20 Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do
ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Croton urucurana............................................................
57
Figura 21 Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Ingá communis................................................................
58
Figura 22 Densidade da massa vegetativa e expressão da cor verde nos extratos arbóreos, arbustivos e herbáceos...................................
59
Figura 23 Usina de beneficiamento e separação de resíduos por tamanho
de grânulos....................................................................................
63
LISTA DE TABELA
Tabela 1 Consumo Mundial de aço de acordo com IISI – Fonte IBS (2007).............................................................................................
13
Tabela 2 Origem de alguns resíduos siderúrgicos produzidos
durante os processos de redução e refinopara produção do aço – Adaptado de Nascimento (2005)...................................................................
14
Tabela 3 Mercado mundial de biorremediação (1994-2005) em milhões de dólares......................................................................................
25
Tabela 4 Espécies selecionadas para plantio em calhas, em solo 1(área
contaminada) e solo 2 ( solo comercial)........................................
38
Tabela 5 Valores dos elementos para os solos 1 e 2 – Modificado de Kavamura, 2008............................................................................
43
Tabela 6 Comparação dos teores de metais em solo estabelecidos pela
legislação da CETESB (2005) e solos avaliados 1, 2 e controle.
46
Tabela 7 Análise de micronutrientes (mg/Kg) dos solos controle, 1 e 2..... 47
Tabela 8 Média de alturas em cm para mudas de arbóreas no tempo zero e após 123 dias e crescimento efetivo..........................................
51
Tabela 9 Variação de crescimento absoluto (∆t ) e relativo (f) entre seis
espécies vegetais no solo 1 e 2....................................................
51
Tabela 10 Análise da Variância (ANOVA) para a média de crescimento as seis espécies de plantas no SOLO 1 e no solo 2. Nível de significância P > 0,05; s = desvio padrão.....................................
52 Tabela 11 Valores de massas (g): úmida e seca para plantas cultivadas em
solo 1 e 2 mais % de biomassa.....................................................
60
Tabela 12 Análise da Variância (ANOVA) para a média relativa de ganho de biomassa para as seis espécies de plantas no SOLO 1 e no solo 2. Nível de significância P > 0,05; s = desvio........................
60 Tabela 13 Teor de metais nas plantas, comparados às concentrações
normais e tóxicas e concentração de metais em solo 1.
61
SUMÁRIO 1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................... 13
1.1 Atividade antrópica .............................................................................................. 13
1.1.1A evolução das atividades humanas ................................................................. 13
1.1.2 Atividade siderúrgica no mundo e no Brasil ..................................................... 14
1.1.3 Mineração Geral do Brasil (1942) – Companhia Siderúrgica de Mogi das
Cruzes (COSIM) – 1967 ............................................................................................ 16
1.2 Contaminação do solo com metal pesado por resíduos da atividade
siderúrgica ................................................................................................................. 17
1.2.1 Formação do solo: ............................................................................................ 17
1.2.2 Contaminação do solo ...................................................................................... 18
1.2.3 Metais no solo .................................................................................................. 20
1.2.4 O papel dos metais no crescimento vegetal ..................................................... 22
1.3 Processos de remediação de solo contaminado por metais. .............................. 24
1.3.1 Biorremediação ................................................................................................ 25
1.3.1.1 Fitorremediação............................................................................................. 26
1.3.1.1.1 Mecanismo da fitorremediação.................................................................. 27
1.3.1.1.2 Plantas hiperacumuladoras ou metalófitas..................................................31
2 OBJETIVOS............................................................................................................33
2.1 Objetivo geral: ..................................................................................................... 33
2.2 Objetivos específicos .......................................................................................... 33
3 MÉTODO ................................................................................................................ 34
3.1 Área objeto de estudo ......................................................................................... 34
3.2 Coleta de amostras de solo ................................................................................. 35
3.2.1 Amostras de solo 1 - área da antiga indústria .................................................. 35
3.2.2 Amostra de solo 2 ............................................................................................ 36
3.2.3 Amostra de solo controle .................................................................................. 36
3.3 Análises de solo .................................................................................................. 37
3.3.1 Caracterização físico-química do solo .............................................................. 37
3.3.2 Preparo das amostras para determinação dos metais totais ............................ 37
3.3.3 Preparo das amostras para determinação dos metais biodisponível no solo ... 37
3.3.4 Quantificação de metais ................................................................................... 38
3.4 Plantio das espécies em estufa de vegetação .................................................... 38
3.4.1 Critério de seleção das espécies ...................................................................... 38
3.4.2 Preparo de solo e plantio .................................................................................. 39
3.4.3 Delineamento experimental .............................................................................. 40
3.4.4 Sistema de plantio em estufa plástica .............................................................. 40
3.4.5 Monitoramento pós-plantio ............................................................................... 41
3.4.5.1 Determinação de metais na raiz, caule e folha. ............................................. 41
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO .............................................................................. 43
4.1 Caracterizações físico-químicas do solo e plantas .............................................. 43
4.1.1 Solo da área de estudo .................................................................................... 43
4.1.2 Seleção das espécies....................................................................................... 48
4.2 Plantio, desenvolvimento, coleta e determinação de metais nas plantas. ........... 50
4.2.1 Plantio e desenvolvimento das mudas ............................................................. 50
4.2.2 Determinação de metais ................................................................................... 61
5 CONCLUSÕES ...................................................................................................... 62
6 SUGESTÕES ......................................................................................................... 63
REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 65
APÊNDICES .............................................................................................................. 82
13
1. INTRODUÇÃO 1.1 Atividade antrópica 1.1.1A evolução das atividades humanas
A evolução cultural e tecnológica humana foi marcada por transformações
que afetaram de forma incisiva o meio ambiente. O homem superou suas limitações,
desenvolveu ferramentas que aumentaram sua capacidade de sobreviver em meio
aos predadores naturais. Compreendeu que a sua resistência ao meio hostil era
maximizada com a formação de grupos organizados em torno de um objetivo
comum, que assim, multiplicavam sua capacidade individual. (DIAS, 2006).
Dias (2006) cita que a capacidade humana de intervir no meio ambiente
natural, desenvolveu-se de forma gradativa e cumulativa até que aproximadamente,
entre 8.000 a 10.000 anos ocorre a primeira grande revolução científico-tecnólogica,
com a descoberta da reprodução das plantas a partir de sementes, descoberta que
aumentou a capacidade produtiva humana, e causou grande impacto no meio
ambiente.
A descoberta do ferro pelo homem foi por volta de 6.000 a 4.000 anos a.C, no
Período Neolítico (Idade da Pedra Polida). A exploração do metal em jazidas,
começou em torno de 1.500 a.C., provavelmente no Oriente Médio, trazendo os
conseqüentes impactos ambientais causados pela sua exploração e aplicação,
sendo que o uso deste metal promoveu grandes mudanças na sociedade, então
agrícola, que se desenvolveu com rapidez por causa dos novos utensílios
fabricados, além de permitir a confecção de armas mais modernas. O emprego do
ferro viabilizou a expansão territorial de diversos povos, o que mudou a face da
Europa e de parte do mundo (IBS, 2007).
A Segunda grande transformação humana foi marcada por outra revolução
científico-tecnológica, a revolução industrial em meados do sec. XVIII. A Revolução
Industrial, no final do século XVIII, tornaria a produção de ferro ainda mais
importante para a humanidade. Nesse período, as comunidades agrária e rural
começavam a perder força para as sociedades urbanas e mecanizadas. Neste
14 momento, a capacidade humana de intervir na natureza, aumenta sem cessar
(RIBEIRO, 2003).
Segundo Valle et al. (2004), o início do período pós revolução industrial, foi
marcado pelas primeiras ocorrências de contaminação do ar , solo e águas
provocadas pela dispersão de poluentes nas regiões de industrialização mais
intensas, Ilhas Britânicas, norte da França, Bélgica e vale do Ruhr, na Alemanha e
que por desconhecimento dos efeitos resultantes do uso do carvão, deu origem às
primeiras ocorrências de doenças profissionais e à contaminação das regiões onde
havia a predominância de mineração, resultando em acidificação dos solos,
emissões de particulados, degradação das condições de vida na malha urbana que
se formava de forma desordenada.
1.1.2 Atividade siderúrgica no mundo e no Brasil
Em 2000, a produção anual de aço bruto no mundo foi de 780 milhões de
toneladas. Tal volume de produção foi responsável pela geração de
aproximadamente 30 milhões de toneladas de resíduos recicláveis. De acordo com
os números recém-publicados pelo International Iron e Steel Institute (IISI) e citados
no site do ISB (2007), o consumo mundial de aço atingiu récorde em 2006, conforme
dados apresentados na Tabela 1.
2000 2005 2006 União Européia 25 162,6 161,4 179,3
Outros Países europeus 21,1 29,1 33,3 Comunidade dos Estados Independentes 34,1 42,9 48,4
Nafta 146,6 139,4 154,9 América Central e do Sul 28,1 32,3 36,0
África 14,5 19,7 21,6 Oriente Médio 19,7 33,4 36,8
Ásia 323,0 560,0 595,0 Oceania 6,7 7,9 7,9
Total global 756,6 1026,0 1113,2
Tabela 1 – Consumo Mundial de aço (milhões de tonelada), de acordo com IISI – Fonte IBS
Citado por Carvalho (2007).
15
No Brasil, a primeira siderúrgica que se tem registro data de 1587, localizava-
se na atual região de Sorocaba, interior de São Paulo. As atividades siderúrgicas
iniciaram com a descoberta da magnetita por Afonso Sardinha e extenderam-se até
1629. Entretanto, a descoberta de ouro nas Minas Gerais desencadeou um novo
estímulo à siderurgia. Fundições foram abertas para a construção de implementos de
ferro utilizados no trabalho das minas. As primeiras décadas do século XX foram
marcadas pelos avanços da siderurgia brasileira, impulsionados pelo surto industrial
verificado entre 1917 e 1930 com um grande aumento na produção siderúrgica
nacional. Em 2006, dentre os principais produtores e exportadores de aço do
mundo, o Brasil ficou com o décimo lugar. No entanto, é considerado o principal
produtor da América Latina (IBS, 2007). A siderurgia brasileira tem uma geração
média de resíduos de 700 kg por tonelada de aço produzido. Segundo Cunha et al.
(2006), cerca de 50% desses resíduos são escórias de alto-forno e aciaria, sendo
que a outra metade engloba os finos, pós, lamas, borras e refratários. Takano et al.
(2000) tem informação similar, informando que os principais resíduos recicláveis
numa usina siderúrgica integrada são: pós da sinterização, pós e lamas de alto-
forno, lamas de aciaria, carepas de lingotamento contínuo, carepas de escarfagem,
lamas de laminação e os finos de coque.
As características de cada resíduo irão depender da constituição química da
matéria prima (minério de ferro, carvão, calcário ou cal) utilizada no processo de
fabricação do produto siderúrgico, além do tipo de refratário utilizado nas paredes
dos alto-fornos. Conforme Nascimento (2005) é indicado na Tabela 2 alguns dos
diversos resíduos produzidos durante o processo.
‘’ ‘’
Resíduo Processo siderúrgico
Origem
Lama de auto-forno Redução Lavagem de chaminés Pó de alto-forno Redução Limpeza do gás de alto-forno Escória de alto-forno Redução Alto-forno Escória de convertedor Refino Convertedor Lama de convertedor Refino Lavagem de gás Escória do forno-panela Refino Forno panela Lama do filtro-prensa Redução e Refino Prensagem de ligas diversas Lama de fosfato Redução e Refino Tratamento com fosfato Carepa de aciaria Refino Lingotamento contínuo
Tabela 2 – Origem de alguns resíduos siderúrgicos produzidos durante os processos de
redução e refino para produção do aço – Adaptado de Nascimento (2005).
Citado por Carvalho (2007).
16
Atualmente no País, o setor siderúrgico é formado pela Acesita, Aços-Villares,
Belgo-Arcelor Brasil, Companhia Siderúrgica Nacional (CSN), Companhia
Siderúrgica Tubarão (CST) – Arcelçor Brasil, Gupo Gerdau, Siderúrgica Barra
Mansa, Usiminas/Cosipa, V&M do Brasil e Villares Metals. São 25 usinas
comandadas por 11 empresas (IBS, 2007).
1.1.3 Mineração Geral do Brasil (1942) – Companhia Siderúrgica de
Mogi das Cruzes (COSIM) – 1967
Em setembro de 1942, deu-se início a construção da Mineração Geral do
Brasil, usina siderúrgica (Figura 1) que começa sua atividade com a produção de
ferro gusa em 1944, a de aço em 1945 e a laminação em 1947. Localizada a 51 km
do centro da Capital, 110 km do porto de Santos e distante 374 km do Rio de
Janeiro (Figura 1). O minério de ferro, matéria prima necessária para sua produção
teve como fonte de abastecimento, as jazidas localizadas nas proximidades de Belo
Horizonte (Ouro Branco, Conselheiro Lafaiete) e foram transportadas por via férrea,
Rede Ferroviária Central do Brasil (RFCB), eixo Minas-Rio de Janeiro-São Paulo.
Figura 1 – Companhia Siderúrgica de Mogi das Cruzes (1979) e localização – Fonte: Jornal O Diário de Mogi (1979) e Modificada Google (2009).
Mogi das Cruzes
17
A Usina possuía um alto-forno a carvão vegetal, que produzia diariamente,
160 toneladas de ferro gusa. O setor de aciaria era composta por 5 fornos, com
capacidade de 60 toneladas cada. Dispunha também de um misturador com
capacidade de 20 toneladas. A capacidade máxima de produção era de 35 mil
toneladas por ano (COSIM, 1967).
Os resíduos resultantes foram dispostos ao longo de 50 anos de atividade
(1944-1994), em área localizada entre o setor de fábrica e o Rio Tietê, sem qualquer
critério técnico, quer construtivo ou operacional, comprometendo o ambiente por
causa do acúmulo de metais neles contidos. Até a década de 70, não havia normas
específicas para classificação e critérios de disposição de resíduos sólidos, apenas
se mencionavam aspectos relativos à poluição do solo nos artigos 51 e 52 do
Decreto Estadual 8.468 de junho de 1976 que dispõe sobre a prevenção e o controle
da poluição do meio ambiente.
1.2 Contaminação do solo com metal pesado por resíduos da atividade
siderúrgica.
1.2.1 Formação do solo:
Conforme Toledo et al. (2001) o solo é o resultado da desagregação e
decomposição das rochas, produto do intemperismo e conseqüente remanejamento
e organização das camadas superiores da crosta terrestre sob a ação do clima,
organismos fornecedores de matéria orgânica. É constituído de partículas sólidas e
espaços vazios (poros) de dimensões variadas (ZIMBACK, 2003) que caracterizam
sua classificação devido as diferentes combinações de fatores de sua formação. O
material sólido é constituído por 45% de matéria mineral; 50% de poros, assim
distribuídos: 25% ocupado por água e 25% ocupado com ar; e 5% de matéria
orgânica (ZIMBACK, 2003) (Figura 2).
18
À medida que os solos são formados, durante os processos de
intemperização, alguns minerais e a matéria orgânica são reduzidos a partículas
extremamente pequenas. Alterações químicas diminuem ainda mais estas partículas
até o ponto em que elas não podem mais ser vistas a olho nu. Estas partículas de
menor tamanho é que são chamadas de “colóides”. A camada de solo constituída
pelos compostos, anteriormente citados, pode ser dividida em conforme Figura 3, no
que constitui o perfil de solo.
Segundo Toledo et al. (2001), o horizonte O é formado por matéria orgânica
em vias de decomposição; horizonte A (escuro), constituído por matéria mineral e
orgânica e alta atividade biológica; horizonte B, composto por acúmulo de argila,
areia e matéria orgânica,; horizonte C, Constituído de seixos, siltes, areia grossa.
1.2.2 Contaminação do solo
A contaminação em solos brasileiros tem aumentado, em razão de processos
naturais, como deposições atmosféricas, ou antropogênicos via atividades
Figura 2 – Perfil do solo caracterizado nos horizontes O,A,B e C. por camadas afetadas pela pedogênese. (TOLEDO, et al.,2001).
19 industriais, disposição de lodo de esgoto, disposição de rejeitos ou subprodutos
domésticos e industriais, utilização de fertilizantes e agrotóxicos (MCLAUGHLIN e
SINGH, 1999).
O solo foi considerado por muito tempo um receptor ilimitado de substâncias
nocivas descartáveis, como o lixo doméstico e os resíduos industriais, com base no
suposto poder tampão e potencial de autodepuração, que leva ao saneamento dos
impactos criados. Porém essa capacidade, como ficou comprovada posteriormente,
foi superestimada e, somente a partir da década de 70, foi direcionada maior
atenção a sua proteção (CETESB–GTZ, 2001).
Beaulieu (1998) descreve que a conscientização mundial referentes aos
problemas causados pelas áreas contaminadas teve início no final da década de 70
e começo da década de 80. Sánchez (2001) aponta os principais eventos
internacionais relacionados a sítios contaminados. Os dois casos mais conhecidos e
citados na literatura são: "Love Canal", em Niagara Falls, NY, 1978, onde foram
constatados ocorrências de erupções de pele, abortos e má formação congênita na
população da localidade (LEVINE, 1982) em decorrência da exposição à
contaminação, uma vez que o conjunto habitacional foi construído sobre um canal
aterrado com resíduos químicos industriais; Lekkerkerk, próximo a Roterdam,
Holanda-1978, o caso de contaminação do solo por compostos orgânicos como
tolueno e xileno, área ocupada por 268 casas. O mesmo autor cita que estes fatos
foram precursores da polêmica desencadeada sobre áreas contaminadas e do
debate público que levou ao estabelecimento de políticas de gerenciamento de
áreas contaminadas na maioria dos países afetados.
Cetesb–GTZ (2001) define como área contaminada aquela em que foram
depositadas substâncias ou resíduos por meio de acumulação, armazenamento e
anterramentos ou infiltrações de forma planejada, acidental ou até mesmo natural
com capacidade de alterar o meio ambiente. Nessa área, os contaminantes podem
concentrar-se em subsuperfície nos diferentes compartimentos do ambiente, por
exemplo, no solo, nos sedimentos, nas rochas, nos materiais utilizados para aterrar
os terrenos, nas águas subterrâneas ou, de uma forma geral, nas zonas não
saturadas e saturadas, além de poderem concentrar-se nas paredes, nos pisos e
nas estruturas de construções.
Os resíduos industriais são freqüentemente dispostos em aterros, em contato
direto com o solo, ou em recipientes com os quais não dão garantia de proteção
20 perene contra vazamentos. Algumas áreas destinadas a estes resíduos já estão
bastante comprometidas e em algumas empresas têm ocorrido acidentes nestes
depósitos, gerando impactos ambientais, paradas operacionais e até perdas fatais.
Entretanto, as legislações ambientais estão a cada dia mais rigorosas, o que vem
forçando as empresas a dar destinos mais seguros aos seus resíduos (CUNHA et
al., 2006). Um diagnóstico preliminar elaborado em 2001 e 2003 pelo Ministério da
Saúde Brasileiro identificou a existência de 703 áreas potenciais e efetivas com
populações expostas ou sob risco de exposição a solos contaminados (MINISTÉRIO
DA SAÚDE, 2006).
No Estado de São Paulo há o total de 300 áreas contaminadas por metais,
a última atualização do inventário de áreas contaminadas aponta a existência de
2.514 sítios, dos quais 95 em processo de monitoramento para reabilitação e 87
reabilitado, (CETESB, 2008).
Dentre os diversos contaminantes encontrados nestas áreas, os metais
foram os responsáveis, isolados ou não, pela contaminação de aproximadamente
217 sítios. Todavia, a necessidade de estudos mais detalhados sobre 859 das 1.596
áreas contaminadas, que ainda não possuem proposta de remediação, poderá
apontar a presença de metais em outros sítios (OLIVEIRA, 2008).
Assim, têm-se estudado alternativas de uso para estes resíduos, com
técnicas que priorizam normas de legislação de proteção ambiental (PRADO et al.,
2001).
1.2.3 Metais no solo
O termo "metais" tem sido cada vez mais utilizado, nas últimas duas décadas,
erroneamente, para designar um grupo de metais e semi-metais, relacionando à
contaminação e potencial toxicidade para o meio ambiente (DUFFUS, 2002). O
referido autor faz uma revisão das definições encontradas para o termo com base na
densidade, peso atômico, número atômico e toxicidade.
A primeira definição data de 1936 e foi descrita por Bjerrum (1936 citado por
DUFFUS, 2002), baseada na densidade da forma elementar de um metal,
21
como elementos com densidade acima de 7 g cm-3. Por vários anos esta
definição foi modificada sem nenhuma consistência e/ou consenso (VAN
NOSTRAND, 1964; GRANT, R e GRANT, C, 1987; PARKER; 1989; LOZET e
MATHIEU, 1991). Morris (1992), por exemplo, chegou à conclusão que a densidade
deveria ser maior que 5 g cm-3. Entretanto, outros autores como Thornton (1995),
Falbe e Regitz (1996) propuseram outros valores de densidades > 6 e > 5 g cm-3,
respectivamente. Duffus (2002) argumenta que deve ser abandonada a idéia de
agrupar os metais e certos compostos tóxicos em um único grupo. Enfatiza que é
necessária uma classificação dos metais e dos compostos com base em suas
propriedades químicas para relacioná-los à toxicidade e se faz necessário uma
investigação sobre sua biodisponibilidade, para definição da toxicidade.
Os metais são constituintes naturais da litosfera, cujos ciclos biogeoquímicos
foram drasticamente alterados pela atividade humana (SEBASTIANI et al., 2004). A
poluição por metais coloca em risco a saúde humana (IL’YASOVA e SCHWARTZ,
2005) e é responsável por vários problemas ambientais, incluindo a diminuição da
atividade microbiana, fertilidade do solo e, conseqüentemente, a redução de
colheitas (YANG et al., 2005).
Estudos em locais próximos a complexos industriais e de refino de minério
indicam concentrações elevadas de metais no solo, os quais podem afetar a
funcionalidade, biodiversidade e sustentabilidade dos ecossistemas, causando
danos, às vezes irreversíveis, às propriedades químicas, físicas e biológicas do solo
(SOARES et al., 2002).
A toxicidade de metais é atribuída à sua habilidade de se ligar a enzimas,
provocando sua inativação ou mesmo aumentando a atividade de algumas,
resultando em alterações na sua função catalítica (VAN ASSCHE e CLIJSTERS,
1990).
As principais rotas antrópicas de entrada de metais no solo são a deposição
de rejeitos industriais, fertilizantes e pesticidas e resíduos urbanos como compostos
de lixo e lodo de esgoto. No solo, estes rejeitos sofrem transformações químicas que
podem liberar metais para a solução do solo e causar toxidez às plantas e
organismos do solo, ou ainda adsorvidos às argilas ou complexados à matéria
orgânica, representando uma fonte poluidora potencial e importante via de
exposição dos metais poluentes (Figura 3) (SOARES et.al, 2002).
22
1.2.4 O papel dos metais no crescimento vegetal
As plantas possuem o mecanismo de acumular alguns metais que são
necessários para seu desenvolvimento, como por exemplo, ferro (Fe), manganês
(Mn), zinco (Zn), cobre (Cu), molibdênio (Mo) e níquel (Ni) (BROOKS, 1998).
A função do Fe na planta está associada a componentes de enzimas
envolvidas na transferência de elétrons (reações de redox), como citocromos. Ele é
oxidado de Fe+2 para Fe+3 durante a transferência de elétrons (TAIZ et al., 2009)
está envolvido em processos fundamentais como fotossíntese, respiração,
metabolismo de nitrogênio, síntese de DNA e hormônios (BECANA et al., 1998).
Becana et al. (1998) descrevem que, é comum em dicotiledôneas, a excreção de
prótons ocorrer em virtude das plantas promoverem a acidificação do solo,
aumentando a solubilidade do Fe+3 e posterior redução para Fe+2 pela redutase
férrica da membrana plasmática, onde então é absorvido por um transportador
específico. Nas gramíneas, o autor cita que há produção e liberação de
fitossideróforos que quelam o Fe+3 na rizosfera, sendo o complexo Fe+3-
fitosideróforo absorvido pelo transportador específico (HELL e STEPHAN, 2003),
transferido para o xilema e translocados até a parte aérea pelo fluxo transpiratório na
forma de complexo com ácidos orgânicos, especialmente citrato (CURIE e BRIAT,
2003)
Figura 3 - Principais vias de exposição pelas quais metais pesados atingem plantas, animais e homem (ACCIOLY e SIQUEIRA, 2000).
23
Conforme Taiz et al. (2009), entre as várias enzimas ativadas nas células
vegetais, as descarboxilases e deidrogenases envolvidas no ciclo dos ácidos
tricarboxílicos (ciclo de Krebs) são ativadas por íons manganês (Mn+2). Mn é
necessário para a formação do cloroplasto e a sua função mais específica na planta,
é a de reação fotossintética, como transportador de elétrons pela qual o oxigênio
(O2) é produzido a partir da água (MARSCHNER, 1995). Está presente na forma
trocável, na solução do solo como quelatos, porém facilmente removível. É
absorvido principalmente como Mn+2 e translocado, predominantemente, como
cátion bivalente livre no xilema, a partir da raiz (MALAVOLTA, 1980). Em solos
tropicais e subtropicais ácidos, ocorre maior disponibilidade e, portanto, maior
probabilidade de ocorrência de toxidez de manganês. A disponibilidade de
manganês é reduzida cem vezes com o aumento de uma unidade de pH
(MALAVOLTA, 1980; RAIJ, 1991).
A atividade do Zn é efetiva para determinados processos relevantes na
homeostase fisiológica e nutricional da planta, atuando como ativador ou
componente estrutural de enzimas; participa da fotossíntese. Através da enzima
carboxilase pirúvica; é necessário para a produção de triptofano, aminoácido
precursor do ácido indol acético (AIA), hormônio vegetal de crescimento. Está
envolvido no metabolismo do nitrogênio e é necessário para manutenção da
integridade das biomembranas (MALAVOLTA, 2006). O Zn pode ser absorvido pelas
plantas na forma de Zn+2, ou na forma de quelatos (DECKEN et al.,1991), sendo o
seu transporte via foliar ainda muito discutido. Alguns estudos, utilizando Zn
marcado, têm demonstrado uma rápida mobilidade deste elemento na planta
(SANTA MARIA e COGLIATTI, 1988; CAKMAK e MARSCHNER, 1990). Outros
autores consideram o Zn como um elemento com baixa mobilidade na planta
(LONGNECKER et al., 1993). Silva (1979) considerou o Zn como parcialmente
móvel na planta, sendo transportado na forma de Zn+2 ligado ao citrato.
O Cu, assim como o Fe, está associado a enzimas envolvidas em reações de
redox, de forma reversível de Cu+ a Cu+2 (TAIZ et al., 2009), por exemplo a enzima
plastocianina está envolvida no transporte de elétrons durante as reações
dependentes de luz da fotossíntese (HAEHNEL, 1984). Os metabolismos de
carboidratos, nitrogênio, síntese de lignina e clorofila mais a constituição de
proteínas das plantas são realizadas com a participação do cobre (FILHO, 2005).
Plantas expostas á presença de cobre provoca alteração na atividade da enzima
24 nitrato redutase presentes em bactérias diazotróficas, reduzindo o nitrogênio total, e
o tamanho da planta por meio de produção reduzida de clorofila (LUNA et al., 1997).
Em solos ácidos, o elemento é bastante móvel, de forma que o Cu+2 forma
compostos solúveis com a maioria dos âníons presentes na solução do solo (VAN
RAJ, 1992). O cobre é acumulado pelas raízes ou na parede celular, sendo
transportado para dentro da planta por várias vias ou podendo ser excretado.
Os íons molibdênio (Mo+4 até Mo+6) são componentes de várias enzimas,
incluindo nitrato redutase, cuja concentração de Mo é de 0,04 a 0,06% e
nitrogenase, cuja concentração de Mo é de 0,07 a 0,08%. A primeira catalisa a
redução do nitrato a nitrito durante sua assimilação pela célula vegetal, a segunda,
converte o gás nitrogênio a amônia em microrganismos fixadores de nitrogênio (TAIZ
et al., 2009). As plantas que dependem de fixação biológica de nitrogênio para sua
nutrição, apresentam maior exigência de Mo comparadas com aquela que
dependem exclusivamente de nitrato do solo (SHAH et al., 1984). O elemento é
absorvido pelas raízes das plantas como ânion MoO4-2, que o torna móvel na planta,
assim quando é aplicado, via foliar, ele pode ser translocado para outras partes da
planta como caule e raízes (GUPTA, 1997).
Outras plantas possuem a habilidade de acumular metais cujas funções
biológicas não são conhecidas e que são tóxicas aos seres vivos em geral. Entre
estes, pode-se citar Cd, Pb e Cr,. Existem espécies que são tolerantes e acumulam
altas concentrações de metais, mas o excessivo acúmulo destes elementos pode ser
tóxico para muitas plantas. Cerca de 400 espécies de plantas são descritas como
hiperacumuladoras de metais, sendo definidas como plantas que podem acumular
mais de 0,1% do seu peso seco em Ni, Co ou Pb, mais de 1% em Zn, e 0,01% do
seu peso seco em Cd (Baker e Brooks, 1989).
1.3 Processos de remediação de solo contaminado por metais.
O processo de remediação é definido pela CETESB (1999) como sendo a
aplicação de técnica ou conjunto de técnicas em uma área contaminada, visando à
remoção ou contenção dos contaminantes presentes, de modo a assegurar uma
utilização para a área, com limites aceitáveis de riscos aos bens a proteger.
25 Vários são os métodos empregados na remediação de solos contaminados
(vitrificação, lavagem do solo, cobertura do solo, escavação e fitorremediação)
(ACCIOLY e SIQUEIRA, 2000; MULLIGAN et al., 2001). Na avaliação dessas áreas,
deve-se considerar uma série de fatores não só relacionados à técnica em si, mas
também às exigências dos órgãos ambientais (VANGRONSVELD e RUTTENS,
1999). Uma técnica, por si só, muitas vezes, não é eficaz, devendo ser associada a
outra para a obtenção de melhores resultados.
Os custos relacionados à remediação do solo dependem do contaminante,
das propriedades e do tipo de solo, condições locais e volume de material
depositado (CUNNINGHAM et al, 1996). As técnicas de remediação denominadas
in situ, atuam no próprio local onde houve a contaminação, as ex situ, o material
contaminado é removido, ou escavado no caso de solos, para tratamento em outro
local com técnicas apropriadas. Temos como exemplos de técnicas in situ a
biodegradação, lavagem do solo, isolamento ou contenção pela instalação de
barreiras subterrâneas, e a fitorremediação.
1.3.1 Biorremediação
Gaylarde et al. (2005) definem como sendo um processo no qual
organismos vivos são utilizados para remover ou reduzir (remediar) as
concentrações de poluentes no ambiente. O processo de biorremediação tem
chamado a atenção pela viabilidade de sua aplicação como alternativa para
tratamento de problemas de contaminação em vários tipos de ambientes, como por
exemplo, águas superficiais e subterrâneas, solo, em locais de disposição de
resíduos e efuentes industriais. Esta nova postura técnico-científica tem refletido no
mercado mundial de biorremediação que tem se mostrado crescente. É sabido que o
maior mercado mundial na área de remediações é o norte americano, responsável
por 35 a 40% do mercado, sendo o mesmo detentor do mais completo modelo de
controle ambiental em execução.
Segundo levantamento realizado pela EPA – “Enviromental Protect Agency”
(EUA), em seu estudo denominado “Innovative Technology Evaluation Report” (EPA,
1995), mais de 95% dos processos de biorremediação são empregados para
26 descontaminação de solos e águas subterrâneas (SILVA, 2004). A Tabela 3 mostra
como têm crescido os investimentos em tecnologias de biorremediação nos anos de
1994, 1997 e 2000 e as perspectivas de investimentos em biorremediação para o
ano de 2005.
Entretanto, outras tecnologias não biológicas também são utilizadas para a
descontaminação de ambientes poluídos, mas a biorremediação é a alternativa
eficaz para o tratamento de ambientes contaminados com moléculas de difícil
degradação e metais tóxicos.
1.3.1.1 Fitorremediação
Segundo Monteiro (2008), o sistema vegetal, por meio de seu metabolismo
(fotossíntese, processos de absorção, transpiração, metabolismo secundário,
excreção de substâncias, simbioses e mecanismos de sobrevivência) pode
promover a recuperação de matrizes contaminadas. A utilização de plantas
associadas à microbiota vem sendo investigada para utilização como uma técnica
promissora de remediação, uma vez que, se comparada aos métodos tradicionais de
remediação físicos e químicos, apresenta a vantagem do baixo custo de implantação
e grande eficiência de descontaminação (GRATÃO et al., 2005; PILON-SMITS,
2005).
A fitorremediação é baseada na seletividade, natural ou desenvolvida, que
algumas espécies exibem a determinados tipos de compostos ou mecanismos de
ação. Esse fato é de ocorrência comum em espécies agrícolas e daninhas. A
seletividade deve-se ao fato de que os metais podem ser translocados para outros
tecidos da planta e em alguns casos subseqüente volatilização, como no caso do
1994 1997 2000 2005
EUA 160 - 210 220 – 270 400 – 500 500 – 700
EUROPA 105 - 175 180 – 270 600 – 550 600 – 800
MUNDO 430 - 460 500 - 600 1.000 – 1.300 1.300 – 1.600
Tabela 3 . Mercado mundial de biorremediação (1994-2005) em milhões de dólares.
Modificado de Gaylarde et. al (2005)
27 mercúrio; podem ainda sofrer parcial ou completa degradação ou ser transformados
em compostos menos tóxicos, especialmente menos fitotóxicos, combinados e/ou
ligados a tecidos das plantas (ACCIOLY e SIQUEIRA, 2000; SCRAMIN et al., 2001).
1.3.1.1.1 Mecanismo da fitorremediação
Os metais absorvidos sofrem um transporte radial na raiz, fundamentalmente
apoplástico, encontrando um primeiro filtro de difusão e de regulação na endoderme.
Já no estelo, os metais seguem essencialmente via xilema e, em suas relações com
as células vizinhas, podem induzir alterações na diferenciação do próprio sistema
vascular, uma vez que, em concentrações menores, alcançam as folhas, podendo
alterar a estrutura e a funcionalidade das células fotossintéticas (BARCELÓ e
POSCHENRIEDER, 1992).
Para Schutzendübel e Polle (2002) citado por Chaves (2008), existem três
mecanismos moleculares distintos de absorção de metais tóxico ou não pelas
plantas:
I. Produção de oxigênio reativo: ocorre devido a auto-oxidação,
processo influenciado por metais como ferro e cobre.
II. Bloqueio de grupos funcionais: essenciais para as biomoléculas
vegetais, que ocorre na presença de cádmio e mercúrio.
III. Remoção de íons metálicos: essenciais das biomoléculas, que
podem ocorrer com diversos tipos de metais.
A regulação, absorção de metais na rizosfera, o acúmulo nas raízes,
preservando sua integridade e funções primárias, e a baixa translocação para a
parte aérea são considerados mecanismos pelos quais os sistemas radiculares
podem contribuir para a tolerância de espécies arbóreas a estes contaminantes
(VERKLEIJ e PRAST, 1989). Deve-se considerar também que espécies ou
variedades de uma mesma espécie vegetal quando expostas as concentrações
similares de metais podem diferir na absorção e/ou distribuição interna desses
elementos na planta (SOARES, 2001).
Alguns requisitos para a implantação de programas de fitorremediação devem
ser levados em consideração, principalmente as características físico-químicas do
28 solo e do contaminante, como também a sua distribuição na área. Qualquer fator
que venha a interferir negativamente no desempenho das plantas deve ser
controlado ou minimizado, para favorecer sua ação descontaminante. (NEWMAN,
2004). Naturalmente, torna-se difícil reunir todas essas características numa só
planta; estudos estão sendo realizados com o intuito de selecionar as plantas que
reúnem o maior número dessas características.
Outro aspecto a ser observado é que, embora a maioria dos testes avalie
plantas isoladas, várias espécies podem ser usadas em um mesmo local, ao mesmo
tempo ou subseqüentemente, para remover mais de um contaminante (MILLER,
1996). As plantas podem remediar os solos contaminados através dos seguintes
mecanismos:
I. Fitoextração: Segundo Jiang et al. (2003), a fitoextração pode ser
conduzida de duas formas . A primeira, utilizando espécies de plantas
hiperacumuladoras devido à alta capacidade de acumulação de metais,
porém com baixa produção de biomassa (fitoextração natural). A
segunda, por meio do uso de plantas que possuam características de
alta produção de biomassa e que possam absorver quantidade
relativamente alta de metais, em solos moderadamente poluídos por
metais com auxilio de quelantes (fitoextração quimicamente induzida).
O uso de plantas não acumuladoras em comparação com
hiperacumuladoras é compensada pela produção de biomassa, embora
essas não suportem altos teores de metais (LASAT, 2000). A adição de
agentes quelantes ao solo, para aumentar a biodisponibilidade de
contaminantes, pode, algumas vezes, induzir a hiperacumulação em
plantas normais. Contudo, são poucos os exemplos de sua
exequibilidade de utilização no campo e tem como principal
desvantagem do uso de quelantes sintéticos, especialmente EDTA, é a
baixa biodegradabilidade, resultando em alto risco ambiental (MEERS
ET AL., 2004) pela manutenção de elevados teores de metais solúveis
no solo, prontos para lixiviar por um longo período.
II. Fitoestimulação: as raízes em crescimento (extremidades e
ramificações laterais) promovem a proliferação de microrganismos
degradativos na rizosfera, que usam os metabólitos da planta como
29
fonte de carbono e energia. Além disso, as plantas podem secretar elas
próprias enzimas biodegradativas. A aplicação da fitoestimulação se
limita aos contaminantes orgânicos (BROOKS, 1998). Embora a
fitoestimulação seja mais adequada para contaminantes orgânicos ou
organometálicos, também podem promover a transformação de metais
(ANDRADE et al., 2007).
III. Fitoestabilizão: consiste no uso plantas e agentes amenizantes do
solo, como calcário (ACCIOLY, 2001), para remover, imobilizar ou
tornar os contaminantes menos nocivos ao ecossistema. Os processos
como a precipitação do poluente na rizosfera por meio de humificação
ou ligações covalentes irreversíveis são realizados promovendo a
conversão do poluente para forma menos biodisponível.
IV. Rizofiltração: utilizam-se sistemas vegetais com o objetivo de
promover a remoção dos contaminantes de um meio aquoso. Nesse
processo, é utilizado um sistema hidropônico, no qual as raízes dos
vegetais permanecem em contato com o efluente, através das quais os
contaminantes são absorvidos e concentrados. Plantas com grande
biomassa radicular (hiperacumuladoras aquáticas), como Helianthus
annus e Brassica juncea, apresentam potencial aplicabilidade para esta
tecnologia. O sistema radicular funciona como um filtro mecânico e
retém material particulado (orgânico e mineral) existente na água
(GLASS, 1998).
V. Fitovolatização: as plantas e/ou os microorganismos a elas
associados ajudam a remover os poluentes do meio pela volatilização
destes. A volatilização pode ocorrer pela biodegradação na rizosfera ou
após a passagem na própria planta. No caso da absorção do poluente,
este pode passar por diversos processos metabólicos internos, sendo
liberado a partir da superfície das folhas. Assim dependendo da
atuação ou não dos processos metabólicos, a liberação do
contaminante para a atmosfera pode ocorrer de forma original ou
transformada. (ANDRADE et al., 2007). Alguns íons de elementos dos
subgrupos II, V e VI da Tabela periódica, mais especificamente,
30
mercúrio, selênio e arsênio, são absorvidos pelas raízes, convertidos
em formas não tóxicas e depois liberados na atmosfera. Este
mecanismo é empregado também para compostos orgânicos
(BROOKS, 1998).
Num segundo momento, a tecnologia propicia uma maior estabilidade do solo
por contribuir com a diminuição de erosões em função da cobertura vegetal que se
estabelece (BENNETT et al., 2003).
Conforme Andrade et al. (2007), a vantagem importante da fitorremediação é
que por empregar os mesmos equipamentos e insumos utilizados na agricultura e
silvicultura convencionais, proporcionam um menor custo em relação às técnicas
tradicionalmente utilizadas envolvendo a remoção do solo para tratamento ex situ,
(CUNNINGHAM et al., 1996). A Figura 4 ilustra os mecanismos da fitorremediação.
Figura 4: Representação esquemática da fitorremediação exemplificando parte de seus mecanismos – Fonte Schnoor et al. (1995).
31
1.3.1.2 Plantas hiperacumuladoras ou metalófitas
As plantas podem apresentar diferentes mecanismos de tolerância em resposta
ao excesso de metais, incluindo a redução do transporte através da membrana,
exclusão, formação de peptídeos ricos em grupos tiólicos (fitoquelatinas e
metalotioneínas), quelação por ácidos orgânicos e aminoácidos, e
compartimentalização de metal em estruturas subcelulares (HALL, 2002; COBBETT
e GOLDSBROUGH, 2002; PATRA et al., 2004).
A tolerância das plantas aos metais pode ser resultado de uma série de
mecanismos de assimilação. Por exemplo, a translocação dos compostos para
outros tecidos do vegetal por meio da fitoquelatina (PC), formadas por
3 aminoácidos: glutamato (Glu), cisteína (Cys) e glicina (Gly). As PCs formam
complexos com os metais (RAUSER, 1995). Outro exemplo é observado com as
metalotioneínas (MT) que são proteínas de baixa massa molar, não enzimáticas,
ricas em cisteína e eficientes na complexação de metais pela afinidade com enxofre
presente na Cys (HAMER, 1986).
Os ácidos orgânicos e aminoácidos como citrato, malato e oxalato tem sido
amplicado em vários processos de transporte de metal através do xilema e
seqüestro vacuolar, incluindo tolerância a metais (RAUSER, 1999). O ácido cítrico é
considerado o maior ligante de Cd2+ quando em baixas concentrações (WAGNER,
1993), forma complexos com Ni2+ em plantas hiperacumuladoras (SAGNER et al.,
1998) e contribui na acumulação e tolerância ao Zn2+ (GODBOLD et al., 1984).
Mathys (1977), destaca a importância do malato como quelante de Zn citossólico em
plantas tolerantes ao Zn.
A histidina, um aminoácido produzido pelas plantas em resposta a presença
de metais, está envolvido em um mecanismo de tolerância ao Ni e, em baixas
concentrações ao Co, e em altas taxas de transporte de Ni no xilema (KRÄMER et
al., 1996) para a hiperacumulação na parte aérea em Alyssum lesbiacum.
A capacidade dessas plantas de acumular estes elementos de maneira a
evitar sua toxicidade, e qual o seu significado ecológico, tem levantado muitas
questões, além do fato de apresentarem um grande valor biotecnológico, tendo em
vista a sua aplicação como medida de remediação de áreas contaminadas por
32 metais (BERAZAIN et. al, 2007). Plantas hiperacumuladoras de metais foi um
conceito primeiramente utilizado por Brooks et al. (1977), para indicar plantas que se
desenvolviam em solos ricos em metais, e que eram capazes de acumular altos
niveis de metais, cerca de 100 vezes mais do que plantas sem esta característica.
Para implantação de plantas hiperacumuladoras em área contaminada por
metais, é necessário conhecer a fitotoxidade dos elementos contaminantes nas
espécies com potencial de uso (SANITÀ DI TOPPI e GABBRIELLI, 1999), sendo
ainda raros os estudos da fitotoxidade de metais no crescimento e absorção mineral
de espécies vegetais tropicais.
Estudos com plantas de clima temperado, desenvolvidos por Shaw, 1989,
demonstraram que as plantas não são capazes de evitar completamente a absorção
dos metais e que diferentes espécies têm desenvolvido uma série de mecanismos
de tolerância, com destaque para três tipos de plantas: acumuladoras, em que os
metais concentram-se na parte aérea; indicadoras, em que a absorção e o
transporte de metais para a parte aérea são regulados, e a concentração interna
reflete os níveis externos de contaminação; e exclusoras, em que a concentração de
metais na parte aérea é mantida a níveis constantes até que a concentração crítica
no solo é alcançada, ocorrendo então o aumento do transporte dos metais (BAKER,
1981).
Ainda que existam muitas incertezas sobre a especificidade dos
mecanismos de absorção dos metais, sobretudo daqueles não essenciais,
geralmente o teor e o acúmulo do elemento nos tecidos são funções de sua
disponibilidade na solução do solo, e os teores nas raízes e parte aérea aumentam
com a elevação da concentração de metais na solução do solo (GUSSARSSON et
al., 1995).
Espécies ou variedades de uma mesma espécie vegetal, expostas a uma
concentração similar de metais, podem diferir na absorção e/ou distribuição interna
desses na planta. Isso pode resultar em diferenças na capacidade de retenção do
elemento absorvido nas raízes, e/ou variação na carga no xilema (SHAW, 1989).
33
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo geral:
Avaliar a capacidade de plantas nativas da mata ciliar do Rio Tietê com
potencial em fitorremediação e/ou como coadjuvante na recuperação de
áreas contaminadas por metais.
2.2 Objetivos específicos
• Avaliar de crescimento de plantas em dois tipos de solo agrícola e
impactado por metais;
• Avaliar o potencial de acumulação de metais dos solos;
• Avaliar a produção de matéria seca das espécies cultivadas nos
dois tipos de solos;
• Avaliar o potencial das espécies, selecionadas, para uso em
programas de fitorremediação e recuperação de áreas
degradadas.
34
3 MÉTODO 3.1 Área objeto de estudo
Em 8 de julho de 1998, foi criado o Parque Municipal “Nagib Najar”, sob a Lei
Municipal n.º 4.792, Código CADLOG 022.053-0 – setor 012, Quadra 095.
Situado na Vila Industrial às margens do Rio Tietê, desenvolvendo-se por
mais de 1.500m longitudinalmente a este, apresenta uma topografia praticamente
plana, área esta, totalmente inserida na malha urbana, entre as Avenidas Perimetral
e Cavalheiro Nami Jafet e encontra-se atualmente desocupado recoberto por
eucaliptos. Ao norte do terreno situa-se a Serra do Itapeti, à leste a principal área
urbana de Mogi, incluindo o centro da cidade. À oeste encontra-se a área da
Metalpak e ao sul a estrada de ferro (CPTM) e o Distrito de Braz Cubas. A área
objeto do projeto possui 484.408 m² (48,4 ha) (Figura 5).
Figura 5 - Modificado Google Earth (2009). Inserção do Município na Região da Grande São Paulo, e Área Contaminada em Mogi das Cruzes e Sítio de Estudo.
35
O terreno é cortado por um ramal da linha de alta tensão da Empresa
Bandeirantes de Energia S/A, que abastece a indústria Air Products do Brasil Ltda.
A área está totalmente inserida nos limites da Área de Proteção Ambiental
(APA) do Rio Tietê, que preserva e procura recuperar as margens do rio para usos
adequados. Por isso, ela é protegida por Leis ambientais nas instâncias municipais
(Zoneamento), estaduais (Área de Proteção Ambiental - APA) e federais (Código das
Águas, Código Florestal, Lei de Crimes Ambientais).
Conforme relatório expedido por Geo-Inf (2003), a formação geológica da
área é composta por terrenos sedimentares de idade Cenozóica, compreendendo os
depósitos terciários da bacia de São Paulo e as coberturas aluviais mais recentes,
de idades quaternárias a quinária, desenvolvidas ao longo dos principais rios que
drenam a região, como o Tietê. Estão sobrepostos a rochas cristalinas do
embasamento pré-cambriano (CEPAS, 1994). No mesmo relatório consta que na
superfície da área há a formação de um substrato constituído da mistura de solo
com resíduo Industrial como moinha de carvão, escória de fornos, refratários,
“crepas” óxido de ferro, entre outros.
Kavamura (2008) cita que foram coletadas amostras de substrato em oito
pontos dentro da área objeto de estudo, representados conforme Figura 5 (pg. 33) e
posterior encaminhamento para o Laboratório de Pesquisa em Química Analítica e
Físico-Química (LAPEQ) da UMC, coordenado pelo Prof. Dr. André Fernando de
Oliveira para a execução das análises de determinação dos teores de metais contidos
em cada um dos pontos coletados. Dentre os pontos analisados, o ponto 8 apresentou
os maiores valores para os metais analisados. Portanto, o ponto foi escolhido para o
desenvolvimento dos trabalhos de comportamento das mudas de arbóreas nativas.
3.2 Coleta de amostras de solo
3.2.1 Amostras de solo 1 - área da antiga indústria
Foi delimitado uma área de 10.000 m² em torno do ponto 8. Dentro dos limites
desta, retirou-se uma camada de 20 cm de profundidade do substrato em 15 pontos
36 aleatórios, conforme mostra a Figura 6, até o volume de 120 litros para formação de
uma amostra simples em cada um dos pontos e posterior mistura, que totalizou 1,8 m³
de uma amostra composta, representativa da área.
A essa mistura denominou-se Solo 1 que com auxilio de uma peneira fina
utilizada em construção civil, foi peneirado todo o volume e retirado uma porção de
substrato, para análise em laboratório.
3.2.2 Amostra de solo 2
Para se estabelecer parâmetros de desenvolvimento entre as plantas
cultivadas no solo 1, utilizou-se um segundo tipo de solo composto comercial
constituído por terra de subsolo, isento de sementes de ervas daninhas, misturado
na proporção de 1:1 (v/v) com rejeito de composto de cogumelo Agaricus bisporus,
fonte de matéria orgânica fartamente encontrada na região de Mogi das Cruzes. O
composto é comercializado na região em paisagismo para formação de canteiros de
jardins. Para efeito de identificação, o composto foi denominado como Solo 2.
3.2.3 Amostra de solo controle Os parâmetros observados no ponto 4 foram considerados como padrão para
área (FAPESP, 2009). Portanto, os resultados formam utilizados como de solo
controle.
Figura 6 - Modificado Google Earth (2009). Ponto 8 da Área Contaminada (COSIM), selecionada para o experimento – coordenadas W46º 2’ 52” e S 23º 31’26,5”
37
3.3 Análises de solo
3.3.1 Caracterização físico-química do solo
A determinação das características físico-químicas do solo foi realizada no
Laboratório de Pesquisas Químicas (LAPEQ) da Universidade de Mogi das Cruzes
(UMC), segundo metodologia de Van Raij et al. (2001).
3.3.2 Preparo das amostras para determinação dos metais totais
As amostras representativas dos dois tipos de solo foram secas em estufa a
105ºC com posterior trituração e homogeneização. Em seguida, pesou-se 0,5 g da
amostra homogeneizada, colocou-se a porção no módulo de digestão, adicionou-se
10 mL de ácido nítrico concentrado e procedeu-se a digestão em sistema fechado
no forno de microondas (Milestone Ethos Plus).
Após a digestão e resfriamento dos módulos, procedeu-se a abertura de cada
um, em Capela de gases, para eliminação dos gases oriundos da reação provocada
entre o ácido e a porção de solo.
As amostras digeridas foram diluídas com água deionizada, em balões
volumétricos de 25 ml. Na etapa seguinte, foram separadas alíquotas das amostras
em frascos de polietileno e acrescentados aditivos para determinação dos metais.
Para os metais Ca, Cd, Cu, Mg e Zn, foram utilizados 10 ml de amostra sem
aditivo. Para determinação de Al, foi utilizado 5 ml de amostra com adição de KCl
25% (m/v) na proporção de 20 µL de aditivo para 1 mL de amostra diluída. O volume
de 5 ml das amostras diluídas foram tratadas com Ca(NO3)2 a 3,75% (m/v), na
proporção de 10 µL de aditivo para cada 1 mL de amostra diluída, para determinação
de Fe e Mn totais.
3.3.3 Preparo das amostras para determinação dos metais biodisponível no solo
A determinação dos metais biodispóníveis no solo, foi realizada com o agente
38 extrator DTPA-TEA (ácido dietilenotriamino pentaacético – trietanolamina) em
conformidade com a metodologia de Raij et al.(2001).
Adicionou-se 40 mL da solução extratora DTPA em 20g de amostra, e
posterior processo de agitação por 2 horas em mesa agitadora (Orbital MA376
Marconi) a 120 rpm. A seguir, filtrou-se a solução em papel de filtro no período de 24
horas.
A determinação dos metais Ca, Mg, Cu, Zn e Cd, foi realizada diretamente
após a diluição, sem adição de aditivo. Para determinação de Al, foi utilizado KCl à
25% (m/v) como aditivo, na proporção de 20 µL de aditivo para 1 mL de amostra
diluída. Para os elementos Fe e Mn, o tratamento foi executado com Nitrato de
Cálcio Ca(NO3)2 a 3,75% (m/v), na proporção de 10 µl de aditivo para cada 1 mL de
amostra diluída.
3.3.4 Quantificação de metais
Concluídas as etapas de preparo, as amostras foram submetidas ao processo
espectrofotométrico de absorção atômica, modelo Perkin Elmer 3110 com chama
C2H2/air e queimador de 10 cm para os elementos Cd, Mn, Fe, Zn, Ni, Cu e Cr, com
exceção de Ca, Mg e Al que foram analisados em chama C2H2/N2O e queimador de
5 cm. Utilizou-se curvas analíticas obtidas com padrões para cada metal quantificado
na mesma acidez e aditivos das amostras para a determinação das concentrações
do analito considerando-se a diluição e sua massa. Para as amostras que
necessitaram de diluição foi utilizado DTPA como diluente e como branco das
amostras.
3.4 Plantio das espécies em estufa de vegetação
3.4.1 Critério de seleção das espécies
Os critérios para seleção das espécies das arbóreas foram embasados em
estudos desenvolvidos para espécies vegetais em área contaminada por metais e
respectivo grau de sensibilidade à contaminação (GRAZZIOTTI, 1999; SOARES,
1999; MARQUES et al., 2000; CARNEIRO et al., 2002), comparadas às incidências
39 de espécies descritas por Tomasulo et al., 2000, em programas de recomposição
florísticas de áreas degradadas e seleção de espécies nativas para recomposição de
áreas degradadas por Lorenzi, H. (1999).
Para o desenvolvimento do estudo de comportamento em dois tipos de solo (1
e 2), foram plantadas 17 espécies de arbóreas nativas pertencentes ao grupo
ecológico das pioneiras do extrato arbóreo da Mata Atlântica (Sudeste brasileiro),
adquiridas no viveiro das Centrais Elétricas do Estado de São Paulo CESP (Tabela 4).
3.4.2 Preparo de solo e plantio
As porções de solo 1 e 2 foram secas ao ar, após a secagem, foram
peneiradas em peneira de malha 5 mm e dispostos em calhas de cultivo. Nestas
FAMÍLIA NOME CIENTÍFICO NOME POPULAR
Lauraceae Nectandra lanceolata Canela amarela
Myrsinaceae Rapanea guianensis Capororoca branca
Leguminoseae-Mimosoideae Inga comunnis Ingá comum
Bignoninaceae Tabebuia impetiginosa Ipê roxo
Leguminoseae-Caesalpinoideae Hymenaea courbaril Jatobá
Boraginaceae Cordia SP Louro preto
Araliaceae Dendropanax cuneatum Maria mole
Leguminoseae-Mimosoideae Mimosa sepiaria Maricá
Leguminoseae-Papilionoideae Erythrina falcata Mulungu
Sterculiaceae Gazuma ulmifolia Mutambo
Euphorbiaceae Sapium glandulatun Pau de leite
Verbeneaceae Cytharexylon myrianthum Pau viola
Leguminoseae-Mimosoideae Enterollobium contortisiliquum Tamboril
Euphorbiaceae Alchornea iricurana Taipeira
Leguminoseae-Caesalpinoideae Bauhinia forficata Unha de vaca
Euphorbiaceae Croton urucurana Sangra d’água
Bombacaceae Pseudobombax longiflorum Imbiruçu
Tabela 4 – Espécies selecionadas para plantio em calhas, em solo 1(área contaminada) e solo 2
( solo comercial)
40 circunstâncias, foram retiradas amostras dos dois tipos solo para análises químicas e
determinação dos teores de metais de cada amostra (Figura 7).
Os trabalhos para a implantação do ensaio foram executados próximos à
estufa de vegetação locada nas dependências do Centro Esportivo da Universidade
de Mogi das Cruzes (UMC).
A quantidade de solo distribuído por calha foi de 60 litros. Considerando-se a
necessidade de se estabelecer o parâmetro de densidade real, foi utilizado o valor
igual a 2,65 g/cm3 (KIEHL, 1979). Plantou-se a cada 2 calhas, 09 espécies de mudas
de arbóreas nativas na primeira e 8, na segunda calha, formando um conjunto de 17
espécies distintas. O procedimento para formação do conjunto foi adotado para
ambos tipos de solo.
3.4.3 Delineamento experimental
O delineamento estatístico adotado foi o de blocos ao acaso, com dois
tratamentos e quatro repetições (04 Lotes), em esquema fatorial 17 x 2, sendo 17
espécies vegetais, plantadas em duas calhas e duas características de solo ( Solo 1 e
Solo 2).
3.4.4 Sistema de plantio em estufa plástica
Figura 7 – Amostras de solo utilizados no experimento.
41
O experimento foi desenvolvido em estufa de 5,50 m de largura por 9,00 m de
comprimento, nas dependências do Centro Esportivo da Universidade de Mogi das
Cruzes (UMC), por meio do plantio das mudas de arbóreas em calhas de 3,00 x 0,21
x 0,065 m (Figura 8) de auto-compensação de água que possui um reservatório
inferior do qual um “pavio” traz a solução para umedecer o substrato que se encontra
na parte superior e de onde a planta retira a água de que necessita. Assim, na
medida em que a planta vai consumindo a solução nutritiva do substrato, o pavio,
por osmótica e capilaridade, vai repondo água automaticamente, mantendo a
umidade do solo contido nas calhas.
3.4.5 Monitoramento pós-plantio
O acompanhamento pós-plantio foi efetuado por meio do registro de
desenvolvimento das plantas, sendo mensurada a variação do crescimento de caule e
área de copa, 06 (cinco) medições a cada 15 dias, sendo a primeira no dia do plantio
e a última aos 123 dias pós-plantio.
3.4.5 Determinação de metais na raiz, caule e folha.
Passados 123 dias do plantio, as plantas foram colhidas por inteiro (raiz e
caule) para dar início ao preparo das amostras. A primeira etapa consistiu da
Figura 8 – Dimensões das calhas para plantio das mudas de arbóreas.
42 lavagem das amostras com água corrente, de fonte artesiana, para remoção de
partículas de solo aderidas nas raízes e poeiras das folhas e caules seguida de uma
segunda lavagem com água deionizada e posterior secagem ao ar. Após a
secagem, com o auxílio de tesoura de poda, as plantas foram separadas em raízes,
caules e folhas. Procedeu-se a pesagem de cada uma das partes para determinação
da massa úmida. Na etapa seguinte, o material foi seco em estufa, na temperatura
de 105ºC durante vinte e quatro horas e deixado no dissecador por duas horas. As
amostras secas foram pesadas para determinação da massa seca e foram reduzidas
a pó por meio de moagem em moedor café. Entre as moagens das partes de cada
espécie, todo o material utilizado no processo, passou por uma lavagem com
detergente Extran, e tratamento com ácido nítrico a 10% por uma hora e posterior
lavagem com água deionizada.
Este procedimento foi aplicado para raiz, caule e folhas de todas as 17
espécies estudadas e cada parte identificada com etiqueta contendo as informações
de número do lote, número de ordem da espécie e parte da planta pertencente á
espécie.
Foram pesados 0,5 g de amostra homogeneizada e colocado a porção no
módulo de digestão. Adicionou-se 10 mL de ácido nítrico concentrado e procedeu-se
a digestão em sistema fechado no forno de microondas (Milestone Ethos Plus). Após
a digestão e resfriamento dos módulos, fez-se a abertura de cada um, em Capela de
gases.
As amostras digeridas foram diluídas com água deionizada, em balões
volumétricos de 25 mL. Na etapa seguinte, foram separadas alíquotas das amostras
em frascos de polietileno e foram acrescentados aditivos para determinação dos
metais por meio de espectrofotometria de absorção atômica pelo LAPEQ.
O produto dos resultados obtidos com as respectivas massas secas das
partes das plantas chegou-se às quantidades dos metais acumulados na raiz, caule
e folhas. Foram calculadas as percentagens de acúmulo de metais para cada parte
da planta em relação ao acúmulo total na espécie, como também, o cálculo do índice
de translocação (IT) dos metais conforme a fórmula proposta por Abichequer e
Bohnem (1998).
43
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO 4.1 Caracterizações físico-químicas do solo e plantas
4.1.1 Solo da área de estudo
Na superfície da área foram encontrados resíduos diversos como por
exemplo, moinha de carvão, escórias de fornos, refratários, “carepa”, entre outros,
além de lixo doméstico, entulho de construção e demais resíduos, como areia de
fundição, entre outros. A Figura 9 mostra as camadas A, B e C correspondentes a
disposição dos resíduos ao longo do tempo. Parte destes resíduos, notadamente os
mais finos como moinha de carvão, são provenientes de emissões aéreas efetuadas
durante a época de operação da siderúrgica, encontrando-se disseminados por
praticamente toda área estudada (GEO INF 2003).
Figura 9 – Materiais encontrados no ponto 8 – Resíduo Industrial: Moinha de Carvão, Escória de fornos, Refratários, “Crepas” óxido de ferro, Lixo doméstico e Entulhos de construção civil (GEO INF., 2003).
A ���� 50CM
B ���� 80CM
C ���� 80CM
44
Os parâmetros de caracterização e fertilidade do solo, tais como pH,
capacidade de troca iônica (CTC), acidez, alumínio trocável, potássio, etc. foram
determinados de acordo com o resultado das analises destes e outros itens conforme
Tabela 5.
Solo Acidez Trocável
Acidez Total
pH CaCl2
Matéria Orgânica
Total -----mmol.Kg-1----- %
1 2
1,74 0,67
5,8 22,25
7,26 6,04
7,86 6,09
Solo Carbono Orgânico
Fosfato Merlich
N Kjeldahl
Nitrogênio Amoniacal
Nitrato Nitrito Sulfato
% mgP.g-1 gN.kg-1 --------mgN.g-1-------- mgSO2.g-1
1 0,50 0,3110 1,83 ND 8,28 ND ND 2 0,24 0,1487 0,65 ND 3,31 ND ND
1 Solo retirado da área contaminada por metais; 2 Solo comercial de jardinagem com substrato de cogumelo. ND – Não Detectado.
O solo 2 apresentou um pH levemente ácido, 6.04, se comparado ao solo 1,
que foi de pH 7,26, levemente alcalino. Esta alteração pode ser devida à quantidade
de escória presente no solo, cujos componentes neutralizantes, como por exemplo,
os silicatos de cálcio e magnésio contidos no material, que são semelhantes aos
calcários (WUTKE e GARGANTINI, 1962; CAMARGO, 1972).
Entende-se por acidez trocável a presença de íons hidrogênio adsorvidos no
complexo coloidal do solo e acidez ativa, aquela cuja concentração dos íons
hidrogênio estão presentes na solução do solo, indicando assim, o pH (COELHO;
VERLENGIA, 1973). Segundo Lopes e Guilherme (1992), a acidez trocável pode ser
também considerada para o aluminio. Portanto, como o solo 1 apresenta maior
acidez trocável, então têm mais íons hidrogênio e alumínio adsorvido ao complexo
coloidal (Tabela 5).
Entretanto, devido às condições de elevado pH do solo 1, as formas tóxicas
dos metais apresentam baixa mobilidade no solo (PIERANGELI et al., 2001).
Chaney (1973) considerou como fatores mais importantes para a disponibilidade de
Tabela 5 – Valores dos elementos para os solos 1 e 2 – Modificado de Kavamura, 2008.
45 metais no solo, o pH, a capacidade de troca catiônica e o teor de matéria orgânica
do solo.
O pH influencia a solubilidade dos nutrientes solo e como consequencia, a
disponibilidade destes para as plantas. Em pH igual a 7, todos os macronutrientes
estão disponíveis para as plantas. A importância da elevação do pH por meio da
calagem na redução da disponibilidade de metais, como cádmio (Cd), cobre (Cu),
níquel (Ni), zinco (Zn), ferro (Fe) e manganês (Mn), tem sido demonstrada por
diversos autores (SOON et al., 1980; BERTON et al., 1997; KREBS et al., 1998),
conforme demonstrado na Figura 10.
No solo 1 o teor de matéria orgânica foi 7,86%, o qual é notadamente mais
elevado do que no solo 2 . Embora a matéria orgânica (MO) participe somente com
uma pequena parcela da massa total dos solos minerais, ela é o componente
Figura 10 – Relação entre pH do solo e a disponoibilidade de metais pesados. Adaptado de Malavolta et al.(1989).
pH
46 essencial nos diversos processos químicos, físicos e biológicos de ecossistemas
terrestres (PICCOLO, 1996; CHRISTENSEN, 2000; CARTER, 2001). Diversos
trabalhos apontam suas funções na manutenção da qualidade do solo
(CHRISTENSEN e JOHNSTON, 1997; JANZEN et al., 1997), na sustentabilidade
dos sistemas naturais e agrícolas (CARTER, 2001; SWIFT e WOOMER, 1993) e no
balanço de gases responsáveis pelo efeito estufa (WIGLEY e SCHIMEL, 2000; LAL
et al., 1997; SCHLESINGER, 1997). No Brasil, vários pesquisadores têm ressaltado
a importância da MO do solo para melhorar e manter as propriedades físico-
químicas e biológicas de diversos tipos de solo (RAIJ, 1969; MORAIS et al., 1976;
IGUE et al., 1984; PEREIRA e PERES, 1987; CASTRO FILHO et al., 1998;
MENDONÇA e ROWELL, 1994; SILVA e RESCK, 1997; FRANCHINI et al., 1999;
AMADO et al., 1999).
Além disso, maiores teores de MO do solo geram melhorias na estrutura do
solo e beneficiam a formação de galerias pela biota do solo, aumentando a
capacidade de armazenamento de água e disponibilidade às plantas (RAIJ, 1991;
CHEPKWONY et al., 2001).
Para valores de referência no solo, a CETESB estabelece limites de prevenção e
intervenção. Os limites de prevenção estão relacionados com a concentração de
determinada substância, acima da qual podem ocorrer alterações prejudiciais à
qualidade do solo capaz de sustentar as suas funções primárias e quando tais
valores forem ultrapassados, a atividade será submetida à nova avaliação, os
responsáveis devem proceder ao monitoramento dos impactos decorrentes. Os de
intervenção, valores que estão relacionados com possíveis danos à saúde humana e
consideram as vias de absorção (ingestão do solo e inalação) e a contaminação de
leitos d’água. Os valores de intervenção propostos pela CETESB (2005) são
apresentados na Tabela 6, comparando-se os resultados das análises das amostras
de solo para metais (controle, solo1 e 2). Os teores de metais determinados nas
amostras de solo retiradas da área em estudo situam-se abaixo dos valores de
prevenção e intervenção industrial, exceto para Cd, Ni, determinados no solo 1,
cujos valores superam os índices de prevenção.
Na mesma tabela os elementos cálcio (Ca) e magnésio (Mg) em solo 2,
acusaram valores duas vezes maior, comparados ao solo 1, fato este que pode estar
relacionado com a suas origens, resíduo de substrato para cultivo de cogumelo
Agaricus bisporus. Peil et al (1995) cita que para cada 1000 kg de formulação de
47 composto, aproximadamente 5% é constituído de sulfato de cálcio (gesso) e
calcário, fontes dos elementos em questão. Para os valores orientadores de Mn total foram utilizados os índices críticos
para Mn, 20 a 60 mg.kg-1, praticados na Alemanha e outros países europeus, citado
por Ducié e Polle (2005), onde o valor determinado para este metal no solo 1 foi de
725,5 mg.kg-1, portanto, 12 vezes maior que os índices citados. Entretanto, segundo
Who (1981), a toxicidade do Mn para as plantas pode expressar-se em solos
contendo níveis de metal acima de 1000 mg.kg-1 quando as condições atestarem
alta acidez do meio, uma vez que as plantas absorvem o Mn no estado bivalente,
com maior concentração em solos com pH reduzido.
Valores Orientadores Cetesb 2005
‘(mg.Kg -1)
Amostras d os Solo s avaliados (mg.Kg -1)
Metais Prevenção Valores de Intervenção
Industrial Controle Solo 1 Solo 2
Ca --- ---- ---- 13.266,6 30.027,1
Mg --- ---- ---- 1.488,3 2.553,7 Cd 1,3 20 1,0 1,94 N.D. Mn --- ---- 41,50 725,5 85,7 Fe --- ---- 19320,00 38.120,4 29.871,7 Zn 300 2000 15,40 196,9 9,6 Ni 30 130 8,30 31,6 13,8 Cu 60 600 14,00 26,3 16,4 Cr 75 400 10,00 6,2 12,6
O teor de Ferro (Fe) total é elevado em todos os tipos de solo analisados,
devido a isto, o elemento pode provocar danos, caso ocorra absorção e acúmulo
excessivo em plantas e alteração da absorção de outros nutrientes como o fósforo
(P), potássio (K) e zinco (Zn) (PEREIRA, 2006). O Fe é um elemento que aumenta
sua biodisponibilidade em pH ácido, da mesma forma que o Mn. Como o pH para o
solo 1 foi de 7,26, os referidos metais, apresentaram disponibilidade, conforme
demonstrado na Tabela 7.
Tabela 6 - Comparação dos teores de metais em solo estabelecidos pela lista de valores da
CETESB (2005) e solos avaliados 1, 2 e controle.
48
SOLO
Metal Controle 1 2
CaB ----- 2.775,00 8.836,50
CaT ----- 13.266,60 30.027,10
Mg B ----- 176,60 258,60
Mg T ----- 1.488,30 2.553,70
Cd B ----- 0,81 0,06
Cd T 1,00 1,94 N.D.
Mn B ----- 5,90 13,80
Mn T 41,50 725,50 85,70
FeB ----- 39,60 126,60
FeT 19.320,00 38.120,40 29.871,70
Zn B ----- 14,10 6,80
Zn T 15,40 196,90 9,60
Ni B ----- 0,80 0,40
Ni T 8,30 31,60 13,80
Cu B ----- 10,80 1,00
Cu T 14,00 26,30 16,40
Cr B ----- N.D. N.D.
Cr T 10,00 6,20 12,60
Valores em vermelho, maior concentração. B= Biodisponível; T= Total ; N.D.=Não Detectado
4.1.2 Seleção das espécies
A partir dos resultados obtidos foram selecionadas 06 espécies: Inga comunnis,
Mimosa sepiaria, Erythrina falcata, Citharexylon myrianthum, Enterollobium contortisiliquum,
Croton urucurana, tendo como parâmetro de escolha, a média de crescimento do
caule e raiz, pela precocidade de crescimento das plantas e o desenvolvimento do
sistema radicular em condições de contaminação (Figuras 11 e 12).
Tabela 7 – Análise de micronutrientes (mg/Kg) dos solos controle, 1 e 2
49
Figura 1 1 – Valores da média de crescimento de caule ( medida em cm) das espécies, em Solo 1 e 2. (n=2).
Figura 1 2 – Valores da média de crescimento de raizes em cm das espécies, em Solo 1 e 2 (n=2)
1- Nectandra lanceolata, 2- Rapanea guianensis, 3- Inga comunnis, 4- Tabebuia impetiginosa, 5- Hymenaea courbaril, 6- Cordia sp., 7- Dendropanax cuneatum, 8- Mimosa sepiaria, 9- Erythrina falcata, 10- Gazuma ulmifolia, 11- Sapium glandulatun, 12- Citharexylon myrianthum, 13- Enterollobium contortisiliquum, 14- Alchornea iricurana, 15- Bauhinia forficata, 16- Croton urucurana, 17- Pseudobombax longiflorum
1- Nectandra lanceolata, 2- Rapanea guianensis, 3- Inga comunnis, 4- Tabebuia impetiginosa, 5- Hymenaea courbaril, 6- Cordia sp., 7- Dendropanax cuneatum, 8- Mimosa sepiaria, 9- Erythrina falcata, 10- Gazuma ulmifolia, 11- Sapium glandulatun, 12- Citharexylon myrianthum, 13- Enterollobium contortisiliquum, 14- Alchornea iricurana, 15- Bauhinia forficata, 16- Croton urucurana, 17- Pseudobombax longiflorum
50
4.2 Plantio, desenvolvimento, coleta e determinação de metais nas
plantas.
4.2.1 Plantio e desenvolvimento das mudas O plantio das mudas de arbóreas foi executado em calhas (tempo zero,
10/09/2008 e após 123 dias, 01/01/2009) e dois tipos de solo (Solo 1 e 2) conforme
descrito no capítulo método, num espaçamento que simulou o comportamento de
campo onde há competição por nutrientes estabelecidos pelo desenvolvimento
radicular em condições de alta densidade de plantio, como pode ser observado nas
Figuras 13 e 14. O acompanhamento de crescimento foi observado por meio de
mensurações quinzenais e os resultados de crescimento efetivo das plantas estão
demonstrados na Tabela 8.
Figura 1 3 – Mudas plantadas em 10/09/2008
51
Com base nos critérios já descritos anteriormente, as 6 espécies Inga
comunnis (ingá comum), Mimosa sepiaria (maricá), Erythrina falcata (mulungu),
Citharexylon myrianthum (pau-viola), Enterollobium contortisiliquum (tamboril),
Croton urucurana (sangra-d’água), foram selecionadas para serem feitas as análises
de determinação de metais (Figura 15).
Figura 1 4– Plantas antes da coleta 13/01/2009.
Figura1 5 – Mudas das espécies selecionadas para o experimento
52 .
De acordo com a Tabela 9 foi possível verificar a variação de crescimento
relativo entre as diferentes espécies analisadas. O coeficiente de crescimento de
cada espécie foi comparado entre o solo 1 e o solo 2, através de análise não
paramétrica pareada de Pearson, o que evidenciou (P = 0,002) diferença no padrão
de crescimento entre as diferentes espécies de plantas em cada um dos solos
examinados, observou-se que houve ocorrência de uma coloração verde intensa
para os dois tipos de solo, mas o desenvolvimento das plantas cultivadas em solo 1
foram afetadas significativamente, com a diminuição de área foliar, pouco
desenvolvimento do caule e pouca conformação radicular, quando comparadas com
as plantas cultivadas em solo 2.
Solo 1 Solo 2
Espécies t0 t1 ∆t t0 t1 ∆t
I. comunnis 41 97 56 37 68,5 31,5
M. sepiaria 39,5 65 25,5 34,5 81 46,5
E. falcata 39 88,5 49,5 38,5 124 85,5
C. myrianthum 32,5 48,5 16 33 128,5 95,5
E. contortisiliquum 32 55,5 23,5 31,5 72,5 41
C. urucurana 38 81 43 36,5 121,5 85
Espécies t0 t1 ∆t f t0 t1 ∆t f
I. comunnis 41 97 56 1,366 37 68,5 31,5 0,851
M. sepiaria 39,5 65 25,5 0,646 34,5 81 46,5 1,348
E. falcata 39 88,5 49,5 1,269 38,5 124 85,5 2,221
C. yrianthum 32,5 48,5 16 0,492 33 128,5 95,5 2,894
E. contortisiliquum 32 55,5 23,5 0,734 31,5 72,5 41 1,302
C. urucurana 38 81 43 1,132 36,5 121,5 85 2,329
Tabela 8 – Média de alturas em cm para mudas de arbóreas no tempo zero e após 123 dias e
crescimento efetivo com 8 medições
T0 plantio, t1 coleta após 123 dias; ∆= t1-t0
Tabela 9 - Variação de crescimento absoluto (∆t ) e relativo (f) entre seis espécies vegetais no solo
1 e 2.
53
Através da análise não paramétrica da variância (Wilcoxon) foi possível
verificar que as espécies de plantas examinadas no solo 2 apresentaram um nível de
variância significativamente maior (Tabela 10) do que no solo 1. Isto pode indicar
que houve uma maior homogeneidade no padrão de crescimento das plantas no
solo 1. Este fato pode estar relacionado com a sensibilidade das plantas à
concentração de metais no solo 1 (Figura 16 a 20). Também pode estar relacionado
ao fato de haver maior concentração de ferro no solo em questão, visto que este
atua como catalisador na produção de clorofila (COELHO; VERLENGIA, 1978).
Média (s) Nível de variância média (s2) Probabilidade Solo 1 Solo 2
0,940 + ,330 1,824+ 0,250
0,109 0,500
0,00120
Figura 1 6 – Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Mimosa sepiaria.
SOLO 1 SOLO 2
Folhas
Caules
Raízes
Tabela 10 Análise da Variância (ANOVA) para a média de crescimento as seis espécies de plantas
no solo 1 e 2. Nível de significância P > 0,05; s = desvio padrão.
54
Figura 1 7 – Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Erytrina falcata.
SOLO 1 SOLO 2
Folhas
Caule
Raízes
55
SOLO 1 SOLO 2
Folhas
Caule
Raízes
Figura 1 8 – Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Citharexylon myrianthum.
56
SOLO 1 SOLO 2
Folhas
Caule
Raízes
Figura 19 – Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Enterollobium contortisiliquum.
57
Visualmente foi observada alteração quanto ao desenvolvimento da espécie
Inga comunnis quando comparadas às plantas cultivadas em dois tipos de solo. O
tamanho final foi de 56,00 cm em solo 1, 43,75% a mais em relação à mesma
espécie em solo 2, com conformação foliar, caule e sistema radicular mais
desenvolvidos, se comparados ao solo 2, onde I. comunnis atingiu apenas 31,50 cm
após 123 dias.
Conforme Lorenzi (1992), há ocorrência da espécie desde o estado de São
Paulo até o Rio Grande do Sul, principalmente na floresta pluvial atlântica. A planta
Figura 20 – Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Croton urucurana.
SOLO 1 SOLO 2
Folhas
Caule
Raízes
58 pertence ao grupo das pioneiras, seletiva higrófita, encontrada em planícies aluviais
e beira de rios da floresta pluvial atlântica. Aparenta nítida preferência por solos
bastante úmidos e brejosos.
O resultado pode estar relacionado com a adaptação da planta ao sistema de
cultivo em calha, onde o suprimento de água é constante. O crescimento foi
significativo em solo contaminado com metais (Figura 21).
4.2.2 Coleta e determinação de metais nas plantas
Solo 1 Solo 2Folhas
Caule
Raiz
Figura 2 1– Comparativo de crescimento entre plantas em Solo 1(solo do ponto 8-área contaminada) e 2 (solo composto comercial ) - espécie Ingá communis.
59
As amostras avaliadas foram coletadas após 123 dias e analisadas
inicialmente quanto ao teor de massa úmida e seca (Tabela 11). A produção de
massa seca entre os dois meios de plantio, solo 1 e 2, foi maior em solo 1, exceto
para as espécies M. sepiaria e E. contortisiliquum.
De acordo com Prado e Fernandes (2001) em um estudo da produção de
matéria seca de cana-de-açúcar, a escória apresenta efeito corretivo no solo, pois
propicia a liberação de Ca e Mg, e aumento da disponibilidade de fósforo provocada
pela adição de silicato no solo. No solo, os íons fosfatos e silicatos competem pelos
mesmos sítios de adsorção (AMARAL SOBRINHO et al., 1993).
Ao estudar os efeitos da aplicação de escória de siderurgia na produção de
goiabeira, Prado et al. (2003) verificaram que a sua aplicação é viável na produção
de mudas como corretivo de acidez do solo e fonte de nutrientes, uma vez que
observaram um aumento significativo na altura, no número de folhas, na área foliar
na matéria seca da parte aérea e das raízes.
O resultado das análises de fertilidade de solo no ponto 8 mais a densidade
da massa verde e intensidade de cores vegetal do local, como pode ser visto na
Figura 22, podem estar relacionados com a maior produção de massa seca.
O teor de umidade das espécies avaliadas foi significativamente maior no solo
2 do que no solo 1. Este último apresenta uma grande quantidade de elementos
como moinha de carvão, “carepa” e areia de fundição, o que descaracteriza este
solo, que originalmente constituía-se principalmente de turfa e argila. O substrato se
caracteriza por ter uma textura arenosa e em conseqüência deste fato, retém pouca
água, o que dificulta o crescimento de plantas, altera a fertilidade do solo devido alta
lixiviação e baixa retenção de nutrientes. Apesar destas condições, as plantas
avaliadas cresceram, e dentre estas, destaca-se a espécie I. comunnis, podendo
Figura 2 2 –Densidade da massa vegetativa e expressão da cor verde nos extratos arbóreos, arbustivos e herbáceos.
60 desta forma ser indicadas tanto para biorremediação quanto para recomposição da
área. Para a implantação de um plano de recuperação das áreas, há a necessidade
da substituição solo na fase de preparo das covas por solo comercial, cuja
composição é constituída de solo de barranco, misturado com resíduo de composto
de cogumelo numa proporção de 1:1 (v/v) para posterior plantio das mudas nativas.
ESPÉCIES
SOLO 1 SOLO 2 Massa úmida
Massa seca
% de Biomassa
Massa úmida
Massa seca
% de Biomassa
I. comunnis 59,75 29,73 0,497 55,17 18,15 0,329 M. sepiaria 23,57 7,96 0,338
0,335 99,73 39,94 0,400
0,190 E. falcata 84,40 28,29 443,83 84,27 C. myrianthum 23,23 8,18 0,352 297,27 79,88 0,269 E. contortisiliquum 23,39 7,50 0,321 57,12 20,13 0,352 C. urucurana 27,07 9,87 0,365 248,57 65,07 0,262
Solo 1 amostra retirada da área contaminada e Solo 2 amostra de solo comercial
Através da análise da variação do ganho de biomassa (%) entre as diferentes
espécies analisadas é possível verificar relativa homogeneidade entre as espécies,
exceto para I. comunnis no solo 1, E. falcata e C. myrianthum no solo 2 . Embora, o
coeficiente de crescimento de cada espécie no solo 2 tenha sido significativamente
maior do que no solo 1, o ganho de biomassa foi maior no solo 1. A análise não
paramétrica pareada de Pearson evidenciou que os valores obtidos de aumento de
biomassa no solo 1 são diferentes do solo 2, contudo apresentaram-se próximos do
limite de significância (P = 0,009).
Média (s) Nível de variância média (s2) Probabilidade Solo 1 Solo 2
0,368 + 0,065 0,300+ 0,075
0,008 0,006
0,061
Através da análise não paramétrica da variância (Wilcoxon) foi possível
verificar que as espécies de plantas examinadas no solo 1 e 2 apresentaram um
Tabela 11 – Valores de massas (g): úmida e seca para plantas cultivadas em solo 1 e 2 mais % de
biomassa
Tabela 12 Análise da Variância (ANOVA) para a média relativa de ganho de biomassa para as seis
espécies de plantas no SOLO 1 e no solo 2. Nível de significância P > 0,05; s = desvio padrão.
61 nível de variância similar (Tabela 12). Os valores relativos ao padrão de variância
relativo as médias de variação da biomassa entre o solo 1 e 2 não foram
significativamente diferentes no nível de significância para P > 0.05.
4.2.2 Determinação de metais
Os teores de metais para as amostras selecionadas, comparados com os
dados que demonstram os níveis de metais em plantas citado por Santos (2005)
(Tabela 13), indicam que a concentração nas plantas está dentro dos parâmetros
normais, exceto para Cd onde apresentou valores pouco mais elevados do que o
maior índice descrito como teor normal da tabela. Assim sendo, as espécies não
podem ser consideradas com hiperacumuladoras.
Entretanto, devido ao fato da concentração total de Cd na plantas apresentar-
se mais elevada que a forma biodisponível em solo 1, as espécies 1, 2, 3, 4, 5 e 6,
demonstraram características de plantas tolerantes para o metal.
Resultado semelhante ocorre para o Cr, que é considerado fototóxico e pode
resultar na inibição da germinação de sementes, alterar o equilíbrio na assimilação
de nutrientes, enzimas antioxidantes e induzir estresse oxidativo em plantas
(BARCELO; POSCHENRIEDER, 1997; PANDA et al., 2003).
Média de concentração de Metais em Plantas por
Espécie* mg/kg
Teores
Normais
Teores
Tóxicos
Concentração de
metais em solo 1 -
mg/kg
Metais 1* 2* 3* 4* 5* 6* mg/kg Biodisp Total
Cu 6,72 12,94 5,63 14,83 5,80 7,19 5 -20 20 -100 10,80 26,3
Cd 2,82 2,88 2,70 2,55 2,92 2,79 0,1 -2,4 5 -30 0,81 1,94
Cr 9,00 9,00 9,00 9,00 9,00 9,00 *** 20 -25 N.D. 6,2
Ni 3,06 2,95 3,00 3,10 3,16 3,76 0,02 -5 10 -100 0,80 31,6
Zn 27,20 30,43 21,85 40,26 18,82 30,82 1-400 100-400 14,10 196,9
Tabela 13 – Teor de metais nas plantas, comparados às concentrações normais e tóxicas e
concentração de metais em solo 1.
* 1-Inga comunnis; 2- Mimosa sepiaria; 3- Erythrina falcata; 4-Citharexylon myrianthum; 5- Enterollobium contortisiliquum; 6-Croton urucurana. - Fonte : Modificado de Santos (2005).
62
5 CONCLUSÕES
Com base nos resultados obtidos é possível concluir que:
• As espécies avaliadas podem ser utilizadas no processo de fitorremediação
da área de estudo, uma vez que todas cresceram em solo 1 (substrato
contaminado) e sem nenhum tratamento prévio. Entretanto seria
recomendada a substituição solo na fase de preparo das covas, por solo
comercial, composto por terra e barranco, misturado com resíduo de
composto de cogumelo numa proporção de 1:1 (v/v) para posterior plantio das
mudas nativas. A composição do solo comercial para plantio tende a
favorecer a retenção de água e nutrientes e assim obter-se á um crescimento
mais favorável das espécies nativas, facilitando a recuperação da
biodiversidade.
• Dentre as espécies avaliadas, os níveis de metais em solo 1, constituído por
mistura de solo, moinha de carvão, escória de fornos, refratários, “carepas”
(óxido de ferro), não afetaram o crescimento de Inga comunnis, o qual
apresentou um crescimento cerca de 50 % maior em solo 1 do que em solo 2
(solo comercial).
• Todas as espécies avaliadas removeram os metais Cd, Cr, Ni, e Zn,
ultrapassando os teores biodisponíveis em solo 1, o que lhes conferem as
características de plantas metalófitas. Portanto podem ser utilizadas em
programa de recuperação da área dentro dos princípios da fittabilização,
devido as espécies terem demonstrado tolerância aos metais citados.
• Recomenda-se que sejam realizados novos estudos na área para investigar o
potencial da fitostabilização com as espécies selecionadas em conjunto com a
aplicação de agentes inertizantes no substrato, para avaliar o seu potencial
para mitigar a toxicidade vegetal e a redução da fração disponível/móvel de
metais no substrato, de forma a minimizar a lixiviação destes para as águas
subterrâneas e/ou translocação para os tecidos aéreos vegetais. Além disso, a
recomposição com estas espécies pode estabilizar o solo contra erosão,
incrementar os níveis de fertilidade pela adição de carbono orgânico e
aumentar a retenção de metais na região da rizosfera, o que pode contribuir
para reduzir a mobilidade destes poluentes no perfil do solo.
63
6 SUGESTÕES
O Parque Municipal Nagib Najar encontra-se interditado desde 2002, por
determinação da CETESB, devido a ocorrências de focos de incêndio no local,
causado pela presença de resíduos de carvão “moinha de carvão”, material oriundo
dos fornos de fundição. Após análise de amostras de solo e água, foi constatada a
contaminação por metais em solo e lençol freático devido a disposição dos resíduos
de fábrica no local, desde o início de suas atividades em 1942 (GEOINF, 2003).
A remediação do “Parque Nagib Najar” é importante por estar inserido em zona
de área de proteção ambiental (APA) do Rio Tietê, Lei Estadual regulamentada em
nº 42.837, 03 de fevereiro de 1998 que preserva e procura recuperar as margens do
rio para usos adequados. Recupera a mata ciliar do rio, dentro do perímetro urbano
localizado no centro da cidade de Mogi das Cruzes, ao mesmo tempo em que se cria
uma área de lazer educacional, voltado ao público municipal regional, com um
espaço que pode fornecer a população do município 1,4 m² de área verde, por
habitante.
O parque está localizado próximo a faixa de ZUPI 1 - Zona de Uso
Predominantemente Industral1, conforme Lei Municipal de uso e ocupação de solo.
Por isso, sugere-se a implantação de duas barreiras hidráulicas como medida
preventiva para a contenção de possíveis contaminações futuras, devido a
proximidade das áreas industriais (apêndice 1). A primeira, implantada entre o limite
da área do parque com a industriais. A segunda, próximo à margem do rio, para
captar a água do subsolo da área contaminada, conduzindo-a até a estação de
tratamento de água. Sugere-se a retirada parcial do solo contaminado de forma
parcelada para que se possa fazer a seleção dos materiais por tamanho de grânulos
conforme Figura 23.
Figura 2 3 – Usina de beneficiamento e separação de resíduos por tamanho de grânulos
64
A segregação viabilizará a reutilização dos restos de auto-fornos (material
oxidado) como agregado na construção civil, como pré-moldados, agregado em solo
cimento e sub-base em pavimentação asfáutica. A areia de fundição poderá ser
reutilizada na indústria de pré – moldados de argamassa armada ou como matéria
prima na indústria de vidros. Quanto a “moinha de carvão” vegetal, uma vez
separada dos outros resíduos, poderá ser reutilizada na agricultura. O solo
resultante da seleção de resíduos retorna para o local de onde foi retirado e passa
por processo de fitoremediação, mostrado nos apêndice 2 e 3, utilizando as
espécies selecionadas do trabalho apresentado.
A necessidade de recuperação é evidente, como também indiscutível a
urgência de medidas para conter a contaminação contínua do rio.
65
REFERÊNCIAS ABU-HILAL, A.H.; BADRAN, M.M. Effect of pollution source on metal concentration in sediment cores from the Gulf of Aqaba (red sea). Marine Poll. Bull. , v.21, n. 4, pg.190-197, 1990. ACCIOLY, A. M. A. Amenizantes e estratégias para estabelecimento de vegetação em solos de áreas contaminadas por metais . 2001. 186 f. Tese (Doutorado em Solos e Nutrição de Plantas) – Universidade Federal de Lavras, Lavras, 2001. ACCIOLY, A.M.A. e SIQUEIRA, J.O. Contaminação química e biorremediação do solo. In: NOVAIS, R.F.; ALVAREZ V., V. H. e SCHAEFER, C.E.G.R., eds. Tópicos em ciência do solo. Viçosa, MG, Sociedade Brasileira de Ciência do Solo , v.1, p.299-352, 2000. ACCIOLY, A.M.A.; SIQUEIRA, J.O. Contaminação química e biorremediação do solo. Revista Brasileira em Ciências do Solo, v.1, p. 299-351, 2000. AMADO, T. C. J.; MIELNICZUK, J.; FERNANDES, S. B. V.; BAYER, C. Culturas de cobertura, acúmulo de nitrogênio total no solo e produtividade de milho. Revista Brasileira de Ciência do Solo , Viçosa, v. 23, p. 679-686, 1999. AMARAL SOBRINHO, N. M. B.; COSTA, L. M.; DIAS, A.; BARROS, N. F. Aplicação de resíduo siderúrgico em Latossolo: efeitos na correção do solo e na disponibilidade de nutrientes e metais. Revista Brasileira de Ciência do Solo. Campinas, v.17, p.229-304, 1993. ANDRADE, J. C.M.; TAVARES, S. R. L.; MAHLER, C. F; Fitorremediação: o uso das plantas na melhoria da qualidade ambiental. São Paulo: Oficina de textos, 2007. ANDRADE, M.L.A.; CUNHA, L.M.S.; GANDRA, G.T.; RIBEIRO, C.C. Níquel: novos parâmetros de desenvolvimento. Disponível em: < http://www.bndes.gov.br/>. Acesso em 12/09/2009. ANDREOLI, C.V.; SPERLING, M.V.; FERNANDO, F. Princípios de tratamento biológico de águas residuárias. Belo Horizonte: DESA, 2001.
66 BAKER, A.J.M. Accumulators and excluders strategies in the response of plants to heavy metals. J. Plant Nutrition , v.3, p. 643-654, 1981. BAKER, A.J.M.; BROOKS, R.R. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements – a review of their distribution, ecology and phytochemistry. Biorecovery , v.1, p.81-126, 1989. Barcelo J, P. Chromium in plants. In: Carati S, Tottarelli F, Seqmi P (eds), Chromium environmental issue , pp.101–129. Francotangati Press, Milan. 1997. BARCELÓ, J; POSCHENRIEDER, CH. Respuestas de las plantas a la contaminación por metales pesados. Suelo y Planta , v. 2, p. 345-361, 1992. BEAULIEU, M. The use of risk assessment and risk management in the revitalization of brownfields in North America: a controlled opening. In: CONTAMINATED SOIL’98, Edinburgh, 1998. Proceedings. London, The Reserch Center Karlsruhe (FZK), Netherlands Organization for Applied Scientific Research TNO and Scottish Enterprise, 1998, v.1, p. 51-59. BECANA, M.; MORAN, J.F.; ITURBE-ORMAETXE I. Iron-dependente oxygen free radical generation in plants subjected to environmental stress: toxicity and antioxidant protection. Plant and soil , n. 201, p. 137-147. 1998. BENNETT, L.E.; BURKHEAD, J.L.; HALE, K.L.; TERRY, N.; PILON, M. e PILON-SMITS, A.H. Analysis of trangenic Indian mustard plants for phytoremediation of metal-contaminated Mine Tailings. J. Environ . Qual. v.32, p.432-440, 2003. BERAZAIN, R., et al. Nickel localization in tissues of different hyperaccumulator species of Euphorbiaceae from ultramafic areas of Cuba. Plant Soil, v. 293, p. 99-106, 2007. BERTON, R.S.; CAMARGO, O.A. e VALADARES, J.M.A.S. Absorção de nutrientes pelo milho em resposta à adição de lodo de esgoto a cinco solos paulistas. R. Bras. Ci. Solo , 13:187-192, 1989. BJERRUM, N. Bjerrum’s Inorganic Chemistry, 3rd., Heinemann , London, 1936.
BRASIL. Lei 6.938, de 31 de agosto de 1981 . Disponível em
< http://www.planalto.gov.br/ccivil/Leis/L6938org.htm>. Acesso em 06/09/2009.
67 BRASIL. MINISTÉRIO DA SAÚDE. Secretaria de Vigilância em Saúde. Vigisolo: identificação de populações sob risco de exposição e priorização de áreas com populações expostas a solo 1. Disponível em: <http://portal.saude.gov.br/portal/ svs/visualizar_texto.cfm?idtxt=23900>. Acesso em: 07/09/09. BROOKS, R.R. Plants that hiperaccumulate heavy matals: their role in phytoremediatin, microbiology, archaeology, mineral exploration and phytomining. CAB Intenational, Wallingford, Oxon, 380pp. 1998. BROOKS, R.R.; LEE, J.; REEVES, R.D.; JAFFRE, T. Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants. Journal of Geochemical Exploration , v.7, p.49-57, 1977. CAIRES, S.M. Comportamento de mudas de espécies floreatais nativ as na fitorremediação de solo 1 com zinco e cobre . 2005, 13-15 pgs. Dissertação (Mestrado em agronomia, solos e nutrição de plantas). Universidade Federal de Viçosa, Viçosa, MG. CAKMAK, I.; MARSCHNER, H. Decrease in nitrate uptake and increase in proton release in zinc-deficient cotton, sunflower and buckwheat plants. Plant and Soil, n.129, p. 261-268, 1990. CAMARGO, A.P. Influência da granulometria de três materiais corre tivos na neutralização da acidez do solo. Piracicaba, SP. ESALQ/USP. 1972. 59p. (Dissertação de Mestrado). CARDOSO, L.M.N.; CHASIN, A.A.M. Ecotoxicologia do cádmioe seus compostos. Salvador: Centro de Recursos Ambientais, 2001. v.6, p.121 (Cadernos de Referência Ambiental). CARTER, M. R. Organic matter and sustainability. In: REES, R. M.; BALL, B. C.; CAMPBELL, C. D.; WATSON, C. A. (Ed.). Sustainable management of soil organic matter . New York: CABI Publishing,. p. 9-22. 2001 CASTRO-FILHO, C., MUZILLI, O.; PODANOSCHI, A. L. Estabilidade dos agregados e sua relação com o teor de carbono orgânico num Latossolo Roxo distrófico, em função de sistemas de plantio, rotações de culturas e métodos de preparo das amostras. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v.22, p. 527-538, 1998.
68 CEPAS - CENTRO DE PESQUISAS DE ÁGUAS SUBTERRÂNEAS. 1994. Diagnóstico hidrogeológico da região metropolitana de São Paulo - relatório final. São Paulo, Sabesp/Cepas/ IG-USP, 115p. CETESB - COMPANHIA DE TECNOLOGIA EM SANEAMENTO AMBIENTAL. Áreas contaminadas no Estado de São Paulo . 2005. Disponível em: <http://www.cetesb.sp.gov.br/Solo/areas_contaminadas/relacao_areas.asp>. Acesso em: 14/07/06. CETESB - COMPANHIA DE TECNOLOGIA EM SANEAMENTO AMBIENTAL. Glossário – Definições . CETESB, GTZ. 200. São Paulo. p.5. nov. 1999. CETESB - COMPANHIA DE TECNOLOGIA EM SANEAMENTO AMBIENTAL. Manual de gerenciamento de áreas contaminadas / CET ESB, GTZ. 1000. São Paulo. p.1. out. 2001. CHANEY, R.L. Crop and food effects of toxic elements in sludges and effluents. In: RECYCLING municipal sludges and effluents on land. Washington, 1973. p.129-141. CHAVES, V.E. Absorção de metais pesados de solos Contaminados do aterro sanitário e pólo industrial de Manaus pelas espécie s de planta S enna multijuga, Schizolobium amazonicum e Caesalpinia echinata. 2008, 19-26p. Tese (Doutorado em Biotecnologia) – Universidade Federal do Amazonas, Manaus, Amazonas, AM. CHEPKWONY, C. K.; HAYNES, R. J.; SWIFT, R. S.; HARRISON, R. Mineralization of soil organic P induced by drying and rewetting as a source of plant-avaliable P in limed and unlimed samples of an acid soil. Plant and Soil , v. 234, p. 83-90, 2001. CHRISTENSEN, B. T. Organic matter in soil : structure, function and turnover. Tjele: DIAS, 2000. 95 p. (DIAS Report. Plant Production, 30). CHRISTENSEN, B. T.; JOHNSTON, A. E. Soil organic matter and soil quality lessons learned from long-term experiments at Askov and Rothamsted. In: GREGORICH, E. G.; CARTER, M. R. (Ed.). Soil quality for crop production and ecossystem h e a l t h . Amsterdam: Elsevier, 1997. p. 399-431. (Developments in Soil Science, 25). COBBETT C, GOLDSBROUGH P Phytochelatins and metallothioneins: roles in heavy metal detoxification and homeostasis. Annu. Rev. Plant Biol . v.53, p.159-182. 2002.
69 COELHO, F.S.; VERLENGIA, F. Fertilidade do solo. 2ª Ed. Campinas: Instituto Campineiro de Ensino Agrícola, 1973. COSIM. COMPANHIA SIDERÚRGICA DE MOGI DAS CRUZES : Dados gerais da empresa. 1979. COSTA, E.T.S.; GUILHERME, L.R.G.; CURI, N.; OLIVEIRA,L.C.A.; VISIOLI, E.L.; LOPES, G. Subproduto da indústria de alumínio como Amenizante de solos contaminados com cádmio e chumbo. Revista Brasileira em Ciências do Solo, v. 32, p. 2533-2546, 2008. COX, P.A. The elements on earth. Oxford: Oxford University Press, 1997, p. 105-280. CUNHA, A.F.; MOL,M.P.G.; MARTINS,M.L.; ASSIS,P.S. Caracterização, beneficiamento e reciclagem de carepas geradas em processos siderúrgicos. R. Esc. Minas, Ouro Preto, Minas Gerais, v. 59 n. 1, p. 111-116 jan./mar. 2006. CUNNINGHAM, S. D.; ANDERSON, T. A.; SCHWAB, P.; HSU, F.C. Phytoremediation of soils contaminated with organic pollutants. Adv. Agron, v. 56 p.55, 1996. CURIE, C.; BRIAT, J.F. Iron transport and signaling in plants. Annual Rewiew of Plant Biology . n.54, p.183-206. 2003. DECKEN, A.R.; HAAG, H.P.; CARMELLO, Q. A. C. Avaliação do estado nutricional da planta e disponibilidade no solo. Diagnose visual. In: FERREIRA E.; CRUZ, M. C. P. (Eds). Micronutrientes na agricultura : Simpósio sobre micronutrientes na agricultura. Piracicaba, Associação Brasileira para Pesquisa da Potassa e Fosfato, 1991. p. 273-288. DIAS, R. Gestão Ambiental: r esponsbilidade social e sustentabilidade. São Paulo: Atlas, 2006. 1-11 pgs. DUCIÉ, T.; POLLE, A. Transport and detoxification of manganese end cooper in plants. Brazilian Journal of Plant Physiology , v.17, n.1, p.103-112, 2005. DUFFUS, J.H. “Heavy Metals” - A meaningless term? Pure and Applied Chemistry, V. 74, N. 5, p. 793–807, 2002.
70 EMPLASA – Projeto Parque Municipal “Nagib Najar” Memorial De scritivo. 1998. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – EPA (EUA). Ex-situ bioremediation technology for treatment of dinoseb-contaminated so ils – innovative technology evaluation report . EPA/540/R-94/508, September. 1995. FALBE, J.and M. REGITZ (Eds.). Roempp Chemie Lexikon , Georg Thieme, Weinheim, 1996. FILHO, H. G. Cobre na planta . Universidade Estadual Paulista. Faculdade de Ciências Agronômicas. Departamento de Recursos Naturais. Área de Ciência do Solo. 2005. Disponível em: < http://www.fca.unessp.br/intranet/arquivo>. Acesso em: 8 /09/2006. FRANCHINI, J. C.; MALAVOLTA, E.; MIYAZAWA, M.; PAVAN, M. A. Alterações químicas em solos ácidos após a aplicação de resíduos vegetais. Revista Brasileira de Ciência do Solo, Viçosa, v. 23, p. 533-542, 1999. GAYLARDE, C.C.; BELLINASO, M.L.; MANFIO, G.P. Biotecnologia e Meio Ambiente. Viçosa, Folha de Viçosa, 2005. 95-118 pgs. GEO INF. Geologia, Meio Ambiente, Automação topográfica, Min eração, Informática Aplicada . Relatório Técnico Final. Levantamento Hidrogeoquímico e Ambiental. Área da antiga Siderúrica COSIM, Mogi das Cruzes. Jan., 2003. GLASS, D. J The 1998 United States Market for Phytoremediation , D. Glass Associates, Needham, p.13, 1998. GODBOLD, D.L.; HORST, W.J.; COLLINS, J.C.; THURMAN, D.A.; MARSCHNER, H. Accumulation of zinc and organic acids in roots of zinc tolerant and non-tolerant ecotypes of Deschampsia caespitosa. J. Plant Physiol ., v.116, p.59-69, 1984. GRANT, R. and GRANT, C. (Eds.). Grant and Hackh’s Chemical Dictionary , New York, McGraw-Hill,1987. GRATÃO, P.L.; PRASAD, N.V.; CARDOSO, P.; LEA, P.J. e AZEVEDO, R.A. Phytoremediation: Green technology for the clean up of toxic metals in the environment. Braz. J. Plant Physiol . v.17, p.53-64, 2005.
71 GRAZZIOTTI, P.H. Comportamento de fungos ectomicorrízicos, Acacia mangium e espécies de Pinus e Eucalyptus em solo 1 por metais. Lavras: UFLA, 1999. 177p. (Tese-Doutorado em Solos e Nutrição de Plantas). GUPTA, U.C. Deficient, sufficient, and toxic concentratíons of molybdeniumin crops. Molybdenium in Agriculture. Cambridge : Cambridge University Press, p. 150-159,1997. GUSSARSSON, M.; ADALSTEINSSON, P.J.; ASP, H. Cadmium and copper interactíons on the accumulation and distribution of Cd and Cu in birch (Betula pendula Roth) seedlings. Plant and Soil , v.171, p.185-187, 1995. HAEHNEL, W. Photosynthetic electron transport in higher plants. Annu. Rev. Plant Physiol. n.85, p177-178, 1984. HALL JL. Cellular mechanisms for heavy metal detoxification and tolerance. J. Exp. Bot. v.53, p.1-11. 2002. HAMER, D.H. Metallothionein. Annu Rev. Biochem ., v.55, p.913-951, 1986. HAZARDTEXT. HAZARD MANAGEMENT. Iron. In: TOMES CPSTM SYSTEM. Toxicology, occupational medicine and environmental series. Englewood:Micromedex, 2000. CD-ROM. HE, Z.L.; YANG, X.E.; STOFELLA, P.J. Trace elements in agroecosystems and impacts on the environment. Journal of Trace Elements in Medicine and Biology , v. 19, p. 125-140, 2005. HELL, R; STEPHAN U.W. Iron uptake, trafficking homeostasis in plants. Planta, n. 216, p. 541-551. 2003. HSDB.HAZARDOUS SUBSTANCE DATA BANK. Copper In:TOMES CPSTM SYSTEM. Toxicology, occupational medicine and environmental series. Englewood: Micromedex, 2000. CD-ROM. IGUE, K.; ALCOVER, M.; DERPSCH, R.; PAVAN, M. A.; MELLA, S. C.; MEDEIROS, G. B. Adubação orgânica . Londrina: IAPAR, 1984. 33 p.
72 Il.YASOVA, D.; SCHWARTZ, G.G. Cadmium and renal cancer. Toxicol. Appl. Pharmacol. n. 207. p.179-186. 2005. ILO. INTERNETIONAL LABOUR ORGANIZATION. Encyclopaedia of occupational health and safety. Metals: chemical properties and etoxicity. 4th. ed. Geneve, 1997. v. 3; pgs. 63.1-63+68,1997. INSTITUTO BRASILEIRO DE SIDERURGIA. História Brasileira da Siderurgia. Disponível em: <http://www.isb.org.br/>. Acesso em 04/03/2009. JANZEN, H. H.; CAMPBELL, C. A., ELLERT, B. H.; BREMER, E. Soil organic matter dynamics and their relatíonship to soil quality. In: GREGORICH, E. G.; CARTER, M. R. (Ed.). Soil quality for crop production and ecossystem hea lth. Amsterdam: Elsevier, 1997. p. 277-291. (Developments in Soil Science, 25). JESUS, G.,C.A. Balanço Mineral Brasileiro 2001 : Zinco. Disponível em: < http://www.dnpm.gov.br/mostra_arquivo.asp?IDBancoArquivoArquivo=361>. Acesso em: 08/04/2009. JIANG, X.J.; LUO, Y.M.; ZHAO, Q.G.; BAKER, A.J.M.; CHRISTIE, P. & WONG, M.H. Soil Cd availability to Indian mustard and environm ental risk following EDTA addition to Cd-contaminated soil . Chemosphere, 50: 813–818, 2003. KAVAMURA, V.K. Avaliação do potencial de Cedrela fissilis (angiosperma) para recuperação de solos contaminados por metais. Mogi das Cruzes, SP. Universidade de Mogi das Cruzes. 2008. P.62-65. (Dissertação de Mestrado). KIEHL, JE. Manual de edafologia: relações solo-planta. São Paulo, Agronômica Ceres, 1979. 264p. KOTAS, J.; STASICKA, Z. Chromium occurrence in the environment and methods of its speciation. Environment Pollution, v.107, n.3, p. 263-283, 2000. KRÄMER, U.; PICKERING, I.J.; PRINCE, R.C.; RASKIN, I.; SALT, D.E. Subcellular localization and speciation of nickel in hyperaccumulator and non-accumulator Thlaspi species. Plant Physiol ., v.122, p.1343-1354, 2000. KREBS, R.; GUPTA, S.K.; FURRER, G. e SCHULIN, R. Solubility and plant uptake of metals with and without liming of sludge-amended soils. J. Environ. Qual., 27:18-23, 1998.
73 KROSCHWITZ,J.I.(Ed.). Kirk-Othmer encyclopedia of chemical technology. 4th. ed. New York: John Wiley e Sons, 1995, v. 14. LAL, R.; KIMBLE, J.; FOLLETT, R. F. Pedospheric processes and carbon cycle. In: LAL, R.; KIMBLE, J.; FOLLETT, R. F.; STEWART, B. A. (Ed.). Soil processes and the carbon cycle . Boca Raton: CRC Press, 1997. p. 1-8. (Advances in Soil Science). LASAT, M.M. Phytoextraction of metals from contaminated soil: a review of plant/soil/metal interaction and assessment of pertinent agronomic issues. Journal of Hazardous Substance Research, 2: 1-25, 2000.
LEE, J.D. Química inorgânica não tão concisa. 4.ª ed. São Pulo: Edgard Blücher, 1991. 452 p. LEVINE, A. Love Canal: science, politics and people. Lexington, MA: Lexington Books, 1982. LONGNECKER, N.E.; ROBSON, A. Distribution and transport of zinc in plants. In: ROBSON, A.D., Zinc in soils and plants . Boston, p.79-90. 1993. LOPES, A. S.; GUILERME, L.R.G. INTERPRETAÇÃO DE ANÁLISE DE SOLO: Conceitos e Aplicações. ANDA, Associação Nacional para Difusão de Adubos. Mar. 2004. p.02. LOPES, A.S.; GUILHERME, L.R.G. Interpretação de análise do solo, conceitos e aplicações. Boletim Técnicon. 2, 3ª ed. São Paulo: ANDA, 1992. LORENZI, H. Árvores Brasileiras: manual de identificação e cult ivo de plantas arbóreas nativas do Brasil. Nova Odessa, Plantarum, 1992, 4-269 pgs. LOZET, J. and MATHIEU, C. Dictionary of Soil Science , 2nd ed., Rotterdam, A. A. Balkema,1991. MALAFAIA,R.M.S. Passivo ambiental: mensuração, responsabilidade, evidenciação e obras oodoviárias. TCE/RJ – Rio de Janeiro. Nov. 2004. MALAVOLTA, E. Elementos de nutrição mineral de plantas . São Paulo, Agronômica Ceres, 1980. 253p.
74 MALAVOLTA, E. Manual de nutrição de plantas. São Paulo, Agronômica Ceres, 638p. 2006. MALAVOLTA, E.; VITTI, G.C.; OLIVIERA, S.A. Avaliação do estado nutricional das plantas: princípios e aplicações . Piracicaba, São Paulo: Potafos, 1989, p.201. MARQUES, T.C.L.L.S.M.; MOREIRA, F.M.S.; SIQUEIRA, J.O. Crescimento e absorção de metais em mudas de espécies arbóreas em solo 1 com metais. Pesq. Agropec. Bras. , 35:121-132, 2000. MARSCHNER, H. Mineral nutrition of higher plants . 2.ed. London: Academic Press, 1995. 889 p. MATHYS, W. The role of malate, oxalate, and mustard oil glucosides in the evolution of zinc-resistance in herbage plants. Physiol. Plant , v.40, p.130-136, 1977. McLAUGHLIN, M. J.; SINGH, B. R. Cadmium in soils and plants : developments in plant and soil sciences. London: Kluwer Academic, 1999. p. 271. MEDITEXT. MECAL MANAGEMENT. Iron. In: TOMES CPSTM SYSTEM. Toxicology, occupational medicine and environmental series. Englewood:Micromedex, 2000. CD-ROM. MEERS, E.; HOPGOOD, M.; LESAGE, E.; VERVAEKE, P.; TACK, F.M.G. & VERLOO, M.G. Enhanced phytoextraction: Search of EDTA Alternatives. Inter. J. Phytorem. , 6:95-109, 2004. MENDONÇA, E. S.; ROWELL, D. L. Influence of organic matter on the charges of soils from the Cerrado Region Brazil. In: SENESI, N.; MIANO, T. M. (Ed.). Humic substances in the global environment and implicatío ns on human health . Amsterdam: Elsevier, 1994. p. 661-666. MILLER, R. R. - Phytoremediation. 1996. Disponível em <http://www.gwrtac.org.> Acesso em 18/06/2001. MOGI DAS CRUZES (Municipio). Decreto n. 4.792, de 8 de julho de 1998. Lex: Legislação do Estado de São Paulo e do Município de Mogi das Cruzes, cód. cadlog 022.053-0. setor 012, Quadra 095, jul. 1998.
75 MONTEIRO, M.T. Fitorremediação de rejeito contaminado proveniente do Canal do Fundão, na Baía da Guanabara-RJ . 2008, 32-66p. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) - Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, RJ. MORAIS, F. I.; PAGE, A. L.; LUND, L. J. The effect of pH, salt concentration, and nature of electrolytes on the charge characteristics of Brazilian tropical soils. Soil Science Society of America Journal, Madison, v. 40, p. 521-527, 1976. MORRIS, C. (Ed.). Academic Press Dictionary of Science and Technology , Academic Press, San Diego, 1992. MULLIGAN, C.N.; YONG, R.N. e GIBBS, B.F. Remediation technologies for metal-contaminated soils and groundwater: An evaluation. Eng. Geol., v.60, p.193-207, 2001. NASCIMENTO, R. S. M. P. Uso agrícola de resíduos da siderurgia: avaliação d e extratores, crescimento vegetal e lixiviação de met ais . 2005, 109p. Dissertação (Mestrado em Solos e Nutrição de Plantas) – Universidade Federal de Lavras, Lavras, MG. NEWMAN, L. A. e REYNOLDS, C. M. Phytodegradation of organic compounds. Current Opinion in Biotechnology , v. 15, n. 3, p. 225-230, 2004. NRIAGU, J.O.; PACYNA, J.M. Quantitative assessment of worldwide contamination of air, waters, and soils with trace metal. Nature , v.333, p.134-139, 1988. OLIVEIRA, L.P. Tratabilidade de solos tropicais contaminados por Resíduos da indústria de revestimentos cerâmicos. Engenharia Sanitária e Ambiental, v.13, n. 1, p. 97-108, jan/mar 2008. OLIVEIRA, R.C. Avaliação do movimento de cádmio, chumbo e zinco em solo tratado com resíduo – calcário . 2002, 4-10 pgs. Dissertação (Mestrado em agronomia, área de concentração em solos e nutrição mineral em plantas). Universidade Federal de Lavras, Lavras, MG PAIVA, H. N.; CARVALHO, J. G.; SIQUEIRA, J. O.; MIRANDA, J.R.P.; FERNANDES, A.R. Absorção de nutrientes por mudas de ipê-roxo (tabebuia impetiginosa (mart.) standl.) em solução nutritiva contaminada por cádmio. Revista Árvore, Viçosa-MG, v.28, n.2, p.189-197, 2004.
76 PANDA, S.K., KHAN, M.H. Antioxidant efficiency in rice (Oryza sativa L.) leaves under heavy metal toxicity. J. Plant Biol . p. 30, n. 23-29. 2003. PARKER, S. P. (Ed.). McGraw-Hill Dictionary of Scientific and Technical Terms, 4th ed. New York, McGraw-Hill, 1989. PATRA, M., BHOWMIK, N., BANDOPADHYAY, B., SHARMA. A. Comparison of mercury, lead and arsenic with respect to genotoxic effects on plant systems and the development of genetic tolerance . Environ. Exp. Bot. v.52, p.199-223, 2004. PEIL, R.M.; ROSSETTO, E.A.; ROCHA, M.T.R. Rendimento do cogumelo agaricus bisporus (lange) imbach em três formulações de compostos. Revista Brasileira de Agrociência, v.1, n. 3, p.163-166, Set.-Dez., 1995. PEREIRA, E.G. Efeitos Fisiológicos e Bioquímicos causados pela de posição de ferro particulado em Clusia hilariana, uma espécie de restinga. 2006, 11-29p. Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal de Viçosa, Viçosa – MG. PEREIRA, J.; PERES, J. R. R. Manejo da matéria orgânica. In: GOEDERT, W. J. (Ed.). Solos dos cerrados : tecnologias e estratégias de manejo. São Paulo: Nobel, 1987. 422 p. PICCOLO, A.; MBAGWU, J. S. C. Effect of different organic waste amendments on soil microaggregates stability and molecular sizes of humic substances. Plant and Soil , Dordrecht, v. 123, p. 27-37, 1990. PIERANGELI, M.A.P.; GUILHERME, L.R.G.; OLIVEIRA, L.R.; CURI, N., SILVA, M.L.N. Efeito da força iônica da solução de equilíbrio sobre a adsorção e dessorção de chumbo em latossolos brasileiros. Pesquisa agropecuária brasileira , v. 36, p. 1077-1084, 2001. PILON; SMITS, E. Phytoremediation. Annu. Rev. Plant. Biol. v.56. n.15. p. 39. 2005. PIRES, F.R., SOUZA, C.M., SILVA, A.A., PROCÓPIO, S.O., FERREIRA, L.R. Fitorremediação de solos contaminados com herbicidas. Planta Daninha, v.21, n.2, p.335-341, 2003.
77 PIRES, F.R., SOUZA, C.M., SILVA, A.A., QUEIROZ, M.E.I.R., PROCÓPIO, S.O., SANTOS, J.B., SANTOS, E.A., CECON, P.R., Seleção de plantas com potencial de fitorremediação de Tebuthioron. Planta Daninha, v. 21, n.3, p.451-458, 2003. PRADO, R.M.; COREIA, M.C.M.; CINTRA, A.C.O.; NATALE, W. Resposta de muda de goiabeira à aplicação de escória de siderurgia como corretivo de acidez do solo. Revista Brasileira de Fruticultura, v.25, p.160-163, 2003. PRADO, R.M.; FERNANDES, F.M. Escória de siderurgia e calcário na correção da acidez do solo cultivado com cana-de-açúcar cultivada em vaso. Scientia Agrícola. Piracicaba, v.57, p.734 - 744, 2000. PRADO, R.M.; FERNANDES, F.M.; NATALE, W. Uso agrícola da escória de siderurgia no Brasil: estudo na cultura de cana-de-acúcar. Jaboticabal: Funep, 2001. p. 67. RAIJ, B. V. Fertilidade do solo e adubação . Piracicaba: Ceres, 1991, 343p. RAIJ, B. van. A capacidade de troca de cátíons das frações orgânica e mineraL em solos. Bragantia , Campinas, v. 28, p. 85-112, 1969. RAUSER, W.E. Phytochelatins and related peptides. Structure, biosynthesis, and function. Plant Physiol., v.109, p.1141-1149, 1995. RAUSER, W.E. Structure and function of metal chelators produced by plants. Cell Biochem. Biophys, v.31, p.19-48, 1999. RELATÓRIO FAPESP.Proceso 05/54617-2.Recuperação da biodiversidade de uma área da Mata Atlântica contaminada por metais p esado: uma proposta de biorremediação. 2009. RIBEIRO, A.R. Economia do Meio Ambiente: teoria e prática. 6ª reimpressão. Rio de Janeiro: Elsevier, 2003. 4-5 pgs. SAGNER, S.; KNEER, R.; WANNER, G.; COSSON, J.P.; DEUS-NEUMANN, B.; ZENK, M.H. Hyperaccumulation, complexation and distribution of nickel in Sebertia acuminata. Phytochemistry, v.47, p.339-347, 1998.
78 SÁNCHEZ, L.H. Desengenharia: o passivo ambiental na desativação de empreendimentos imobiliários. São Paulo: Editora da Universidade de São Paulo SANITÀ di TOPPI, L.; GABBRIELLI, R. Response to cadmium in higher plants. Environmental and Experimental Botany , v. 41, p.105-130, 1999. SANTA MARIA, G.E.; COGLIATTI, D.H. Bidirectional Zn-fluxes and compartmentation in wheat seedling roots. Journal of Plant Physiology , n.132, p.312-325, 1988. SANTOS, G. C.G. Comportamento de B, Zn, Cu, Mn e Pb em solo 1 sob c ultivo de plantas e adição de matéria orgânica como ameniz ante do efeito tóxico . 2005. Tese de Doutorado – Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz” Universidade de São Paulo: Piracicaba.
SÃO PAULO. Decreto Estadual nº 42.837, 03 de fevereiro de 1998 . Regulamenta a Lei nº 5.598, de 6 de fevereiro de 1987. Disponível em
SCHLESINGER, W. H. Biogeochemistry : an analysis of global change. 2. ed. San Diego: Academic Press, 1997. 588 p.
SCHUTZENDÜBEL, A; POLLE, A. Plant responses to abiotic stresses: heavy metalinduced oxidative stress and protection by mycorrhization. Journal of Experimental Botany , v. 53, n. 372, p. 1351-1365, 2002. SCRAMIN, S.; SKORUPA, L. A.; MELO, I. S. Utilização de plantas na remediação de solos contaminados por herbicidas – levantamento da flora existente em áreas de cultivo de cana-de-açúcar. In: MELO, I. S. et al. Biodegradação . Jaguariúna, SP: EMBRAPA Meio Ambiente, 2001. p. 369-371. SHAH, V.K.; UGALDE, R.A.; IMPERIAL, J.; BRILL, W.J. Molybidenium in nitrogenase. Annual Review un biochemistry , v.53, p.231-257,1984. SHAW, A.J. Heavy metal tolerance in plants: evolutionary aspects. New York, cRc Press, p.355, 1989. SIENKO, M.J.; PLANE, R.A. Química: elementos de transição II. 5.ª ed. São Paulo: Nacional, 1977, cap. 21, p 436-454.
79 SILVA, E.P. Avaliação Preliminar do Potencial de Aplicação da T ecnologia de Biopilhas para a Biorremediação do Solo de Guamaré- RN. 2004, 14-15 pgs. Dissertação (Mestrado em Engenharia de Processos e Engenharia Ambiental). Universidade Federal do Rio Grande do Norte – UFRN. SILVA, J. E.; RESCK, D. V. S. Matéria orgânica do solo. In: VARGAS, M. A. T.; HUNGRIA, M. (Ed.). Biologia dos solos dos cerrados . Planaltina: EMBRAPA-CPAC, 1997. p. 467-524. SILVA, J.B.S. Influência de doses de ZnSO4 aplicados via foliar s obre a produção de cafeeiro (Coffea arábica) . Piracicaba. ESALQ. 1979. 62p. Tese Mestrado. SCHNOOR, J.L.; LICHT, L.A.; MCCUTCHEON, S.C.; WOLFE, L.N.; & D CARREIRA, L.H. Phytoremediation of organic and nutrient contaminants. Environ,. Sci. and Technol ., v. 29, n. 7, p. 318-323, 1995. SOARES, C. R. F. S.; ACCIOLY, A.M.A.; SIQUEIRA, J.O.; MOREIRA, F.M.S. Diagnóstico e reabilitação de área degradada pela contaminação por metais.. In: V SIMPÓSIO NACIONAL SOBRE RECUPERAÇÃO DE ÁREAS DEGRAD ADAS. CEMAC; Universidade Federal de Lavras; SOBRADE. (Org.). Lavras, v. 1, p. 56-82, 2002. SOARES, C.R.F.S. Toxidez de zinco, cobre, cádmio chumbo para eucalip to em solução nutritiva . Lavras: UFLA, 1999. 132p. (Dissertação-Mestrado em Solos e Nutrição de Plantas). SOON, Y.K.; BATES, T.E. e MOYER, J.R. Land application of chemically treated sewage sludge: III. Effects on soil and plant heavy metal content. J. Environ. Qual ., 9:497-504, 1980. TAIZ, L. ; ZEIGER, E. Fisiologia vegetal. 4ª ed. Porto Alegre: Artmed, 2009. 95-116 p. TAKANO, C.; DEODORO, J. T. C.; NASCIMENTO, R. C.; MOURÃO, M. B.; LENZ, G.; MARTINS, D. S. A reciclagem de resíduos siderúrgicos sólidos. In: SEMINÁRIO NACIONAL SOBRE REUSO/RECICLAGEM DE RESÍDUOS SÓLIDOS INDUSTRIAIS, 2000, São Paulo. São Paulo: Departamento de Engenharia Metalúrgica e de Materiais, Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, 2000. THORNTON, I. Metals in the global environment. Ottawa: Int. Council on Metal and the environment, 1995.
80 TOLEDO, M.C.M.; OLIVEIRA, S.M.B.; MELFI, A.J. Decifrando a Terra: intemperismo e formação do solo. Reimpressão. São Paulo: Oficina de Textos, 2001. 140-166 pgs. TOMASULO, P.L.B. Composição florística do parque municipal da serra do itapety, Mogi das Cruzes, SP. Boletim do Instituto de Botânica . São Paulo, n.14, p.139-161, 2000. VALLE, C.E. Meio Ambiente: a cidentes, lições, soluções. 2ª ed. São Paulo: Senac São Paulo, 2004. 24-25 p. VAN ASSCHE, F.; CLIJSTERS, H. Effect of metals on enzyme activity in plants. Plant, Cell and Environment , v. 13, p. 195-206, 1990. VAN NOSTRAND. International Encyclopaedia of Chemical Science. New Jersey, Van Nostrand, 1964. VAN RAIJ, B.; CANTARELLA, H.; ANDRADE, J.C.; QUAGGIO, J.A. Análise química para avaliação da fertilidade de solos trop icais. Campinas: Instituto Agronômico, 2001. VANGRONSVELD, J.; RUTTENS, A. In-situ reclamation techniques for heavy metal contaminated soils. In: SIQUEIRA, J.O.; MOREIRA, F.M.S.; LOPES, A.S.; GUILHERME, L.R.G.; FAQUIN, V.; FURTINI NETO, A.E. e CARVALHO, J.G., eds. Inter-relação fertilidade, biologia do solo e nutri ção de plantas. Lavras, Sociedade Brasileira de Ciência do Solo, Universidade Federal de Lavras, 1999. p.389-404. VERKLEIJ, J. A. C.; PRAST, J. E. Cadmium tolerance and co-tolerance in Silene vulgaris (Moench.) Garcke [= S. cucubalus (L.) wilb.]. The New Phytologist, Londres, v. 111, n. 4, p. 637-645. 1989. WAGNER, G.J. Accumulation of cadmium in crop plants and its consequences to human health. Adv. Agron., v.51, p.173-212, 1993. WHO. WORLD HEALTH ORGANIZATION, Manganese. Geneva: WHO, 1981. (Environmental Health Criteria 17). WHO. WORLD HEALTH ORGANIZATION. Cadmium. Geneva: WHO, 1992. (Environmental Health Criteria 134).
81 WHO. WORLD HEALTH ORGANIZATION. Copper. Geneva: WHO, 1998. (Environmental Health Criteria 2000). WIGLEY, T. M. L.; SCHIMEL, D. S. The carbon cycle . Cambridge: Global Change Institute: Cambridge University Press, 2000. 292 p. WOLFF, G.; ASSIS, L.R.; PEREIRA, G.C.; CARVALHO, J.G. e CASTRO, E.M. Efeitos da toxicidade do zinco em folhas de salvinia auriculata cultivadas em solução nutritiva. Planta Daninha , Viçosa-MG, v. 27, n. 1, p.133-137, 2009. WUTKE, A.C.P. e GARGANTINI, H. Avaliação das possibilidades de escórias de siderurgia como corretivos da acidez do solo. Bragantia, v.21, n.4, p.796-805, 1962. YANG, X; FENG, Y; HE, Z; STOFFELLA, P.J. Molecular mechanisms of heavy metal hyperaccumulation and phytoremediation. J. Trace Elem. Med. Biol. n.18. p. 339-353. 2005. ZIMBACK, C.R.L. Formação dos Solos : grupo de estudos e pesquisas agrárias georreferenciadas. Universidade Estadual Paulista (Faculdade de Ciências Agronômicas), Botucatu, 2003. 4-5 pgs.
82
APÊNDICE A - PRANCHA 1/3: SITUAÇÃO ATUAL
83
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APÊNDICE B - PRANCHA 2/3: INTERVENÇÃO PARA RECUPERAÇÃO
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APÊNDICE C - PRANCHA 3/3: IMPLANTAÇÃO
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