Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados utilizando culturas energéticas

Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados utilizando culturas energéticas Tânia Conceição Ramos Oliveira UMinho | 2022 Tânia Conceição Ramos Oliveira Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados utilizando culturas energéticas março de 2022 Tânia Conceição Ramos Oliveira Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados utilizando culturas energéticas Dissertação de Mestrado Mestrado Integrado em Engenharia Biológica Ramo Tecnologia do Ambiente Trabalho efetuado sob a orientação da Professora Doutora Maria Teresa de Jesus Simões Campos Tavares março de 2022 ii DIREITOS DE AUTOR E CONDIÇÕES DE UTILIZAÇÃO DO TRABALHO POR TERCEIROS Este é um trabalho académico que pode ser utilizado por terceiros desde que respeitadas as regras e boas práticas internacionalmente aceites, no que concerne aos direitos de autor e direitos conexos. Assim, o presente trabalho pode ser utilizado nos termos previstos na licença abaixo indicada. Caso o utilizador necessite de permissão para poder fazer um uso do trabalho em condições não previstas no licenciamento indicado, deverá contactar o autor, através do RepositóriUM da Universidade do Minho. Licença concedida aos utilizadores deste trabalho Atribuição CC BY https://creativecommons.org/licenses/by/4.0/ iii AGRADECIMENTOS O desenvolvimento e a conclusão desta dissertação só foram possíveis graças ao contributo e apoio de várias pessoas, por isso, não posso deixar de expressar os meus sinceros agradecimentos: À minha orientadora, a Professora Doutora Teresa Tavares, pela orientação científica, pela prontidão em esclarecer dúvidas e pelas palavras de incentivo, ao longo da realização do trabalho. À Joana Carvalho, coordenadora do Departamento de Investigação e Desenvolvimento Tecnológico do Centro para a Valorização de Resíduos (CVR), e ao André Ribeiro, investigador, pelas sugestões e acompanhamento do trabalho, bem como a todo o pessoal do CVR, que tão bem me recebeu durante o meu estágio. A toda a minha família, pelo suporte e compreensão demonstrados desde o início da minha caminhada académica. Aos meus amigos, por estes cinco anos de companheirismo e partilha. A todos, muito obrigado! iv DECLARAÇÃO DE INTEGRIDADE Declaro ter atuado com integridade na elaboração do presente trabalho académico e confirmo que não recorri à prática de plágio nem a qualquer forma de utilização indevida ou falsificação de informações ou resultados em nenhuma das etapas conducente à sua elaboração. Mais declaro que conheço e que respeitei o Código de Conduta Ética da Universidade do Minho. v FITORREMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS COM METAIS PESADOS UTILIZANDO CULTURAS ENERGÉTICAS RESUMO A presente dissertação aborda o potencial das espécies vegetais Brassica juncea , Festuca glauca , Panicum virgatum e Sedum sediforme na fitorremediação de solos contaminados com chumbo (Pb), cobre (Cu), zinco (Zn) e/ou crómio (Cr), em diferentes níveis de concentração. Neste sentido, o trabalho centrou-se na avaliação da capacidade de fitorremediação destas culturas, assim como no estudo dos efeitos dos metais pesados no desenvolvimento e na qualidade da sua biomassa. Os ensaios de crescimento foram realizados em vasos, ao ar livre, estando, por isso, as espécies submetidas às condições atmosféricas locais, com controlo do caudal de irrigação. No final, foram realizadas análises para a determinação do teor de metais nos solos e a caraterização da biomassa. Esta caraterização incluiu a análise elementar, a determinação do teor de cinzas e do poder calorífico e a análise DTA/TGA. Observou-se que as plantas apresentaram uma grande tolerância à presença de metais no solo, sem sofrerem efeitos toxicológicos significativos, tendo-se obtido produtividades da biomassa bastante elevadas para as espécies B. juncea e P. virgatum . Além disso, as plantas demonstraram um bom potencial para a descontaminação dos solos, tendo-se obtido percentagens de remoção elevadas. Em particular, nos ensaios com 500 mg kg-1 e 1 250 mg kg-1 de zinco, todas as plantas em estudo proporcionaram teores deste metal nos solos em conformidade com os valores de referência impostos para a sua desclassificação para uso urbano. Em termos energéticos, os resultados demonstraram que, globalmente, as culturas são adequadas para a produção de energia por processos de combustão em caldeiras industriais, apresentando comportamentos semelhantes entre si. P. virgatum foi a planta que exibiu o maior potencial energético, com um valor médio de 175 GJ ha-1. Em suma, os resultados evidenciaram as limitações à implementação da tecnologia de fitorremediação em larga escala, essencialmente devido aos longos períodos necessários para a remoção da contaminação. Por outro lado, o crescimento destas culturas em solos contaminados com metais apresenta vantagens do ponto de vista ambiental, relacionados com o sequestro de dióxido de carbono e a melhoria das funções dos solos. Adicionalmente, a possibilidade da valorização da biomassa contaminada para produção de energia constitui inclusivamente uma fonte de retorno económico. Palavras-chave: Bioenergia; culturas energéticas; fitorremediação; metais pesados; solos contaminados. vi PHYTOREMEDIATION OF HEAVY METALS-CONTAMINATED SOILS USING ENERGY CROPS ABSTRACT This dissertation addresses the potential of the plant species Brassica juncea , Festuca glauca , Panicum virgatum and Sedum sediforme in the phytoremediation of soils contaminated with lead (Pb), copper (Cu), zinc (Zn) or chromium (Cr), at different concentration levels. In this sense, the work focused on the evaluation of the phytoremediation capacity of these crops, as well as on the study of the effects of the heavy metals on the development and quality of its biomass. The growth tests were carried out in pots, outdoors, therefore, the species were subjected to the local atmospheric conditions, controlling the irrigation flow. In the end, analysis for the determination of the metal content in soils and biomass characterization were performed. This characterization included the elemental analysis, the determination of the ash content and calorific value and the DTA/TGA analysis. It was observed that the plants showed a great tolerance to the presence of metals in the soil, without suffering significant toxicological effects, having obtained very high biomass productivity for the species B. juncea and P. virgatum . Above that, the plants demonstrated a good potential for the decontamination of soils, obtaining high removal percentages. Particularly, in the tests with 500 mg kg-1 and 1 250 mg kg1 of zinc, all plants in study provided contents of this metal in soils in conformity with the reference values imposed for its declassification for urban use. In energetic terms, the results demonstrated that, globally, these crops are adequate for energy production by combustion processes in industrial boilers, showing similar behaviors between each other. P. virgatum exhibited the greatest energy potential, with an average value of 175 GJ ha-1. In conclusion, these results highlighted the limitations for the implementation of the phytoremediation technology on a large scale, essentially due to the long passage periods required for the removal of the contamination. On the other side, the growth of these crops in soils contaminated with heavy metals presents advantages from an environmental point of view, related to the carbon dioxide sequestration and improvement of soil functions. Additionally, the possibility of the valorization of the contaminated biomass to produce energy constitutes inclusively a source of economic return. Keywords: Bioenergy; energy crops; phytoremediation; heavy metals; contaminated soils. vii ÍNDICE Índice de Figuras ................................................................................................................................. x Índice de Tabelas .............................................................................................................................. xii Lista de Abreviaturas e Siglas ............................................................................................................ xv 1. Introdução .................................................................................................................................. 1 1.1. Enquadramento e motivação ............................................................................................... 1 1.2. Objetivos ............................................................................................................................. 2 1.3. Estrutura da dissertação ...................................................................................................... 2 2. Estado da Arte ............................................................................................................................ 4 2.1. Contaminação do solo com metais pesados ........................................................................ 4 2.1.1. Solo e poluição do solo .................................................................................................... 4 2.1.2. Metais pesados e as suas fontes ...................................................................................... 5 2.1.3. Efeitos adversos dos metais pesados ............................................................................... 6 2.2. Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados .............................................. 7 2.2.1. Tecnologias de remediação de solos contaminados com metais pesados ......................... 7 2.2.2. Fitorremediação de solos contaminados com metais pesados .......................................... 8 2.2.3. Mecanismo da fitoextração de metais pesados ............................................................... 10 2.2.4. Biodisponibilidade dos metais pesados no solo .............................................................. 11 2.2.5. Espécies metalófitas vegetais ......................................................................................... 11 2.2.6. Culturas energéticas ...................................................................................................... 14 2.2.7. Novas abordagens à fitorremediação de solos contaminados com metais pesados ......... 16 2.2.8. Quantificação da eficiência de fitorremediação ............................................................... 19 2.2.9. Valorização da biomassa contaminada na fitorremediação ............................................. 20 2.3. Caraterização das culturas em estudo ............................................................................... 23 2.3.1. Brassica juncea (L.) Czern. ............................................................................................ 23 2.3.2. Festuca glauca Vill. ........................................................................................................ 25 xiv Tabela 35 - Rendimento da biomassa seca ( Y ) e sequestro de CO2 ( S ), em kg ha-1, para as plantas de P. virgatum , em cada ensaio de fitorremediação ................................................................................... 74 Tabela 36 - Resumo dos investimentos e custos-hora com recolha e enfardamento de biomassa de P. virgatum ........................................................................................................................................... 77 Tabela 37 - Resumo dos investimentos e custos-hora com estilhagem/trituração de fardos de biomassa de P. virgatum .................................................................................................................................. 78 Tabela 38 - Resumo dos investimentos e custos-hora com densificação de biomassa de P. virgatum . 79 Tabela 39 - Resumo da avaliação económica dos ensaios de descontaminação de solos com aproveitamento energético da planta P. virgatum .............................................................................. 80 xv LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS ADN Ácido desoxirribonucleico ATP Adenosina trifosfato BPCV Bactérias promotoras do crescimento vegetal CAM Metabolismo ácido das crassuláceas (do inglês Crassulacean Acid Metabolism ) CTC Capacidade de troca catiónica DTA Análise Térmica Diferencial (do inglês Differential Thermal Analysis ) EDTA Ácido etilenodiamino tretacético (do inglês Ethylenediamine tetraacetic acid ) ETARI Estação de Tratamento de Águas Residuais Industriais FMA Fungos micorrízicos arbusculares PAG Potencial de Aquecimento Global PAH Hidrocarbonetos Aromáticos Policíclicos (do inglês Polycyclic Aromatic Hidrocabons ) ROS Espécies Reativas de Oxigénio (do inglês Reactive Oxygen Species ) TGA Análise Termogravimétrica (do inglês Thermogravimetric Analysis ) APA Agência Portuguesa do Ambiente CVR Centro para a Valorização de Resíduos IPMA Instituto Português do Mar e da Atmosfera ISO Organização Internacional de Normalização (do inglês International Organization for Standardization ) BCF Fator de bioconcentração (do inglês Bioconcentration Factor ) FT Fator de translocação PCI Poder calorífico inferior PCS Poder calorífico superior 1 1. INTRODUÇÃO 1.1. ENQUADRAMENTO E MOTIVAÇÃO O solo é um recurso natural não renovável, com funções muito importantes em termos ambientais e socioeconómicos, que, devido às crescentes pressões e sobre-exploração de que tem sido alvo, tem vindo a sofrer degradação, por contaminação, impermeabilização ou erosão. Entre os potenciais contaminantes presentes no solo, os metais pesados são particularmente preocupantes, uma vez que, não sendo biodegradáveis, se acumulam no ambiente [1]. Apesar de ocorrerem naturalmente nos solos, sob diferentes formas, a contaminação dos solos com metais pesados é usualmente resultado das atividades humanas, como a exploração mineira e fundição, as atividades industriais e suas emissões e o uso de pesticidas e fertilizantes de fosfato [1, 2]. O crescente aumento da população e a rápida industrialização têm vindo a tornar as atuais necessidades da Humanidade cada vez mais exigentes, pelo que o uso de metais pesados tem sido continuamente mais intensivo, dadas as suas inúmeras aplicações. A contaminação dos solos com metais pesados constitui um problema ambiental grave, com impactos no ambiente e na saúde humana, principalmente devido ao risco da sua entrada na cadeia alimentar [1, 3]. A fitorremediação é uma solução emergente, que tem vindo a ser vastamente estudada e que pode ser aplicada à remoção de metais pesados de solos contaminados com estes poluentes. É uma tecnologia muito promissora, tendo já demonstrado ser uma alternativa eficiente, ecológica e economicamente vantajosa quando comparada com outras técnicas convencionais, como a escavação, incineração, lavagem, solidificação, entre outras [1]. A descoberta de plantas hiperacumuladoras de metais pesados, que se caraterizam por conseguirem acumular quantidades excecionais destes metais nos seus componentes aéreos, foi um marco revolucionário para o desenvolvimento da fitorremediação. Por sua vez, a procura por alternativas mais sustentáveis à utilização de combustíveis fósseis para a produção de energia tem vindo a tornar-se cada vez mais urgente, porém, com a tendência do aumento da população, a bioenergia que hoje se produz não é suficiente para enfrentar esta procura [4]. Deste modo, o interesse em cultivar culturas energéticas tem vindo a crescer, pois, além da possibilidade da sua utilização como fonte de energia renovável, ecológica e carbono-neutra, pode ser uma solução eficiente para a fitorremediação de solos contaminados, visto que estes não são adequados para a exploração agrícola. 2 1.2. OBJETIVOS O projeto de dissertação teve como objetivo fulcral a avaliação do potencial de fitorremediação de culturas energéticas na descontaminação de solos contaminados com metais pesados e os possíveis efeitos no crescimento e morfologia destas plantas. Para tal, foram testadas as plantas energéticas: mostardacastanha ( Brassica juncea (L.) Czern.), festuca-azul ( Festuca glauca Vill.), switchgrass ( Panicum virgatum L.) e erva-pinheira ( Sedum sediforme (Jacq.) Pau) e, no final, os resultados dos ensaios foram comparados com os valores-limite impostos pelo Guia Técnico de Solos Contaminados da Agência Portuguesa do Ambiente (APA). Pretendeu-se, ainda, realizar uma avaliação económica e ambiental considerando a futura valorização energética das plantas em estudo. Assim, o conjunto de ensaios visou alcançar os seguintes objetivos: • Determinar a eficiência da fitorremediação dos metais pesados nos solos em estudo, comparando as percentagens de remoção associadas às diferentes culturas em estudo; • Estudar o comportamento de migração dos metais pesados nos solos contaminados; • Identificar as possíveis relações entre solo-plantas-microrganismos; • Avaliar o potencial energético das plantas em estudo; • Avaliar o desempenho técnico, económico e ambiental do sistema desenvolvido. 1.3. ESTRUTURA DA DISSERTAÇÃO A presente dissertação encontra-se dividida em cinco capítulos. No capítulo 1 é feito o enquadramento do tema no contexto atual, onde são apresentados os conceitos gerais a abordar ao longo da dissertação, e também são definidos os objetivos do trabalho. O capítulo 2 consiste na revisão bibliográfica acerca do tema da dissertação, que se foca nas caraterísticas intrínsecas do solo e no seu funcionamento, no comportamento dos metais pesados e nos seus efeitos no ambiente e na saúde humana, na tecnologia de fitorremediação e nos seus diferentes mecanismos, nas potencialidades das culturas energéticas e, ainda, na caraterização das plantas selecionadas para este estudo. O capítulo 3 descreve os materiais e as metodologias usadas para a realização dos ensaios e o capítulo 4 expõe os resultados obtidos após o final da experiência e a discussão destes face aos objetivos determinados previamente. 3 O capítulo 5 reúne as conclusões finais, enfatizando o papel dos resultados gerados nesta dissertação em estudos futuros que visem a fitorremediação de solos contaminados com metais pesados e/ou a produção de bioenergia proveniente de culturas energéticas. 4 2. ESTADO DA ARTE 2.1. CONTAMINAÇÃO DO SOLO COM METAIS PESADOS 2.1.1. SOLO E POLUIÇÃO DO SOLO Na literatura, são inúmeras as definições de solo, pelo que se pode dizer que o solo é a camada superficial fina de materiais orgânicos e inorgânicos que cobre a crusta terrestre [5, 6]. A porção orgânica corresponde aos restos mortais de plantas e animais, que se encontram concentrados na camada superior escura do solo, ao passo que a parte inorgânica é composta por fragmentos de rochas resultantes da meteorização da base rochosa ao longo de milhares de anos. Simultaneamente, o solo pode ser definido como um corpo natural dinâmico composto por partículas minerais de diferentes tamanhos, matéria orgânica, gases, líquidos e organismos vivos [6, 7]. É um recurso vital, cujas propriedades biológicas, químicas e físicas são, de um modo geral, dinâmicas, permitindo dar resposta a possíveis alterações que possam ocorrer. Enquanto interface entre a biosfera, atmosfera e hidrosfera, o solo influencia diretamente a qualidade da água e do ar e, consequentemente, a saúde de animais e humanos. As comunidades presentes no solo, que estabelecem relações complexas entre os seres vivos e os fatores abióticos, têm um papel preponderante na formação do solo, na quebra da matéria orgânica, na ciclagem dos nutrientes e na degradação de certos poluentes [7]. Deste modo, o solo presta inúmeras funções essenciais ao ecossistema, nomeadamente, providencia um habitat para uma grande variedade de organismos, produz biomassa e alimento, regula e filtra a água, degrada a matéria orgânica, faz a ciclagem dos nutrientes, armazena o carbono e suporta a vida humana. Além disso, o solo desempenha funções de caráter social e económico, uma vez que constitui um elemento físico paisagístico e patrimonial imprescindível para o desenvolvimento de infraestruturas e das atividades humanas [6]. A formação dos solos pode decorrer de processos físico-químicos de fragmentação e decomposição das rochas, transporte, sedimentação e evolução natural [6]. Neste contexto, as caraterísticas do solo são determinadas pelo seu processo de formação e dependem da natureza da fonte geológica principal, dos organismos que vivem no solo e acima dele, da erosão e do alagamento do solo, entre outros. Tendo em conta que a sua formação é um processo extremamente lento, o solo é considerado um recurso não renovável à escala humana, pelo que a preservação da sua qualidade é de extrema importância para a sua sustentabilidade e produtividade [7]. 5 A qualidade do solo está intrinsecamente relacionada com a sua capacidade de realizar as suas funções corretamente e, especialmente, com o uso específico do solo [7]. Por isso, os critérios para a qualidade do solo variam muito com o tipo de uso que é dado ao solo, uma vez que, para um solo natural ou agrícola, são exigidas mais funções que para um solo de uso comercial ou industrial. A qualidade do solo é usualmente avaliada através da identificação e medição de indicadores físicos, químicos e biológicos. Contudo, não estão estabelecidos quais e quantos indicadores devem ser analisados, pelo que a avaliação da qualidade do solo se torna subjetiva, embora se baseie sempre na conformidade com as funções esperadas do solo para um determinado uso. A utilização do solo como um recurso natural pelo Homem conduz, muitas vezes, ao aparecimento ou agravamento de problemas no solo [6]. A poluição do solo pode ser entendida como a acumulação de compostos xenobióticos no solo, que alteram as suas caraterísticas físicas, químicas ou biológicas, produzindo efeitos prejudiciais no ambiente e na saúde humana [5, 6]. Um solo pode ser contaminado por várias formas: descarga de resíduos industriais, percolação de efluentes líquidos, utilização excessiva de pesticidas, herbicidas ou fertilizantes ou infiltração de resíduos sólidos [5]. Comumente, os poluentes envolvidos na contaminação dos solos são os hidrocarbonetos aromáticos policíclicos (PAH), os metais pesados, os pesticidas e os solventes. 2.1.2. METAIS PESADOS E AS SUAS FONTES O termo “metais pesados” tem sido popularmente utilizado para designar elementos químicos metálicos que estão presentes na natureza, de peso atómico elevado e densidade superior a 5,0 g cm-3 [5, 8]. Estes metais são normalmente rotulados como tóxicos e incluem também os semimetais, como o arsénio, que possuem a capacidade de induzir toxicidade a um baixo nível de exposição [2]. No que se refere à função que desempenham nos sistemas biológicos, os metais pesados são classificados em essenciais e não essenciais. Os metais pesados essenciais são aqueles que são necessários para o desempenho das funções vitais de certos seres vivos, ainda que em pequenas quantidades [1]. Neste grupo, incluem-se o cobalto (Co), o cobre (Cu), o ferro (Fe), o magnésio (Mg), o manganês (Mn), o molibdénio (Mo), o níquel (Ni), o selénio (Se) e o zinco (Zn) [1, 2, 3]. Os metais pesados não essenciais, isto é, que não são exigidos por nenhum ser vivo para as suas funções bioquímicas e fisiológicas, incluem o cádmio (Cd), o chumbo (Pb), o arsénio (As) e o mercúrio (Hg), entre muitos outros. 6 Embora os metais pesados ocorram naturalmente na geosfera, a contaminação dos solos com metais pesados resulta essencialmente das atividades humanas. As principais fontes antropogénicas de metais pesados são as operações de mineração, fundição e galvanização, aplicação de pesticidas e fertilizantes de fosfato, transportes, despejo de lamas residuais e descargas e/ou emissões industriais, sobretudo de estações elétricas, indústrias metalúrgicas, refinarias e cimenteiras [1, 2, 3]. Alguns solos herdam os metais pesados da rocha-mãe a partir da qual foram originados, onde existe uma grande concentração destes metais [3]. Através dos processos biogeoquímicos, como a meteorização de minerais, erosão dos solos, deposição atmosférica, corrosão de iões metálicos e lixiviação de metais pesados, ressuspensão de sedimentos, evaporação de metais de meios aquáticos e atividade vulcânica, a concentração destes metais pode aumentar até níveis considerados tóxicos para plantas e animais. 2.1.3. EFEITOS ADVERSOS DOS METAIS PESADOS Quando entram nos ecossistemas naturais, os metais pesados podem provocar efeitos adversos na saúde dos seres vivos, incluindo os seres humanos, mesmo em baixas concentrações [1]. Os metais pesados provocam stress oxidativo, isto é, produzem espécies reativas de oxigénio (ROS) pela formação de radicais livres, o que pode sobrecarregar as defesas antioxidantes intrínsecas à célula e conduzir à danificação da célula ou morte. Os metais pesados interferem com vários processos fisiológicos e bioquímicos de plantas, inibindo o seu crescimento, o que pode estar relacionado com a diminuição da taxa fotossintética e do teor de clorofila [3]. O aumento da produção de ROS em plantas sob stress pode causar danos na membrana celular e a destruição de biomoléculas e organelos celulares. Os metais pesados também podem afetar a membrana celular e mitocondrial, os lisossomas, o retículo endoplasmático, os núcleos e algumas enzimas envolvidas no metabolismo, desintoxicação e reparação de vários organismos [2]. Os iões metálicos interagem com os componentes das células, como o ADN e as proteínas nucleares, causando danos no ADN e alterações conformacionais que podem levar à modulação do ciclo celular, carcinogénese ou apoptose. O stress oxidativo e a produção de ROS influenciam bastante a toxicidade e a carcinogenicidade de metais, como o arsénio, o cádmio, o crómio, o chumbo e o mercúrio, que, pelo seu elevado grau de toxicidade, estão entre os mais problemáticos para a saúde humana. Por exemplo, o cádmio é carcinogénico, teratogénico e mutagénico, sendo também um disruptor endócrino [2, 8, 9]. Além disso, interfere com a regulação do cálcio em sistemas biológicos e provoca insuficiência renal. O arsénio, por sua vez, é um dos contaminantes mais tóxicos existentes no ambiente e esta toxicidade é muito dependente da espécie, sendo que geralmente se encontra na forma inorgânica, como arseniato ou arsenito [2, 10, 11]. Na forma de arseniato, interfere 7 com a fosforilação oxidativa, a síntese de ATP e outros processos celulares essenciais [11]. A intoxicação com mercúrio, mesmo em pequenas quantidades, afeta o cérebro, os rins e os pulmões [2, 10]. 2.2. FITORREMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS COM METAIS PESADOS 2.2.1. TECNOLOGIAS DE REMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS COM METAIS PESADOS Globalmente, existem mais de 20 milhões de hectares de terrenos contaminados com metais pesados e semimetais, em concentrações superiores aos valores normais e/ou regulamentares [12]. A contaminação de solos com metais pesados afeta os ecossistemas naturais e representa um sério risco para a saúde humana, devido ao risco da entrada destes metais na sua cadeia alimentar [13]. Os metais pesados são altamente resistentes à degradação química e biológica, logo, persistem por muitos anos após serem introduzidos no solo [1, 14]. Existem imensas técnicas, in situ e ex situ , baseadas em processos físicos, químicos e biológicos, que podem ser implementadas para conter, limpar ou recuperar estes locais [12, 14]. Alguns exemplos de técnicas utilizadas para a remediação de solos contaminados com metais pesados encontram-se listados na Tabela 1. Tabela 1 - Tecnologias de remediação de solos contaminados com metais pesados (Adaptado de [12]) Localização Tipo de processo Tecnologia In situ Físico Surface capping Encapsulação Elétrico Extração eletrocinética Vitrificação Químico Lixiviação Estabilização química Biológico Biorremediação Fitorremediação Ex situ Físico Aterro Químico Lavagem Solidificação Térmico Vitrificação A aplicabilidade de cada uma das tecnologias apresentadas acima na remediação de solos contaminados é fortemente influenciada pela geografia do local afetado, pelas caraterísticas da contaminação, pela 8 eficiência desejada, pelo custo e pela aceitação pública. Muitas vezes, é necessário combinar duas ou mais técnicas em fases distintas do processo, para se conseguir uma boa descontaminação. Por exemplo, a fitorremediação pode ser precedida por uma estabilização química, para reduzir a biodisponibilidade e toxicidade de metais pesados em concentrações elevadas e assim permitir que as plantas se estabeleçam [12]. Apesar da elevada eficiência, a maioria das técnicas convencionais de remediação de solos são caras, destrutivas e demoradas, pelo que, na prática, a sua implementação enfrenta algumas limitações e pode inclusivamente implicar alguns riscos [14]. De um modo geral, as técnicas in situ são mais competitivas que as ex situ e a remoção dos metais pesados é preferível à sua imobilização no solo, porque permite reaproveitar os terrenos para uso agrícola [12]. No entanto, as técnicas de extração do solo contaminado são muito mais demoradas que as restantes. Os métodos físicos conseguem remover completamente metais pesados de solos contaminados, mas são destrutivos, caros e a sua aplicabilidade é limitada a áreas pequenas [14]. Os processos químicos, por sua vez, são rápidos, simples e de fácil aplicação, com grande aceitação pública e relativamente baratos; contudo, libertam contaminantes adicionais para o ambiente. Por exemplo, a estabilização química é uma opção eficiente e económica para a remediação temporária de solos pouco ou moderadamente contaminados. Em última instância, aplica-se a solidificação ou a vitrificação, somente quando não é possível concretizar nenhuma das outras técnicas de remediação devido a questões temporais, geográficas ou financeiras. Por outro lado, a fitorremediação é uma tecnologia promissora para a remediação de solos extensos, pouco profundos e com baixas concentrações de contaminantes [12, 14]. As principais vantagens da fitorremediação comparativamente com as outras técnicas estão relacionadas com a sua custo-efetividade, além dos seus benefícios ecológicos adicionais e de ter uma boa aceitação pública. Em contrapartida, a fitorremediação é um processo demorado e de baixa eficiência, ainda em fase de desenvolvimento. 2.2.2. FITORREMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS COM METAIS PESADOS A fitorremediação é uma tecnologia relativamente recente, que tem vindo a ser investigada mais aprofundadamente desde os anos 90, e que consiste na utilização de plantas e dos seus microrganismos associados para minimizar as concentrações ou os efeitos tóxicos de potenciais contaminantes presentes no ambiente [1]. As principais técnicas aplicadas na fitorremediação de solos contaminados com metais pesados são a fitoextração, a fitoestabilização e a fitovolatilização. A fitoextração, também designada por fitoacumulação, consiste na captação dos contaminantes a partir do solo ou da água, através das raízes, e na sua translocação e acumulação na biomassa aérea da planta 15 As culturas energéticas linhocelulósicas, como a Panicum virgatum e a Arundo donax L., são as que apresentam um maior rendimento anual, produzindo até 20 t ha-1 de biomassa, após o período de estabelecimento da cultura, que geralmente dura cerca de um a dois anos [4]. As técnicas agrícolas atuais podem produzir, anualmente, 10 a 30 t ha-1 de biomassa, dependendo da espécie e da sua gestão, das condições do solo e do clima. Por sua vez, culturas energéticas como o cânhamo ( Cannabis sativa L.) e o linho ( Linum usitatissimum L.) podem ser promissoras para a fitorremediação e podem também ser usadas para a produção de biodiesel a partir de solos contaminados com cádmio. Na Tabela 3 encontram-se listadas algumas culturas energéticas tipicamente usadas na fitorremediação de solos contaminados com metais pesados e as suas potenciais aplicações bioenergéticas. Tabela 3 - Culturas energéticas usadas para a fitorremediação de solos contaminados com metais pesados e respetiva aplicação bioenergética (Adaptado de [4]) Espécie vegetal Metais Aplicação bioenergética Miscanthus spp. Al, As, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Sn e Zn Produção de bioetanol a partir da biomassa Jatropha spp. Al, Ar, Cd, Cr, Fe, Mn, Pb e Zn Produção de biodiesel a partir do óleo da semente Ricinus spp. As, Cd, Pb e Zn Produção de biodiesel a partir do óleo da semente Populus spp. Cd, Cr, Cu, Pb, Se e Zn Produção de bioetanol e de energia térmica a partir da biomassa Salix spp. Cd, Cr, Cu, Ni, Pb e Zn Produção de bioetanol a partir da biomassa Arundo donax L. As, Cd e Ni Produção de bioenergia a partir da biomassa Panicum virgatum L. Cr Produção de bioenergia a partir da biomassa Eucalyptus spp. As, Cr, Pb e Zn Produção de bioenergia a partir da biomassa Cannabis sativa L. Cd, Cr, Cu, Ni, Pb e Zn Produção de bioenergia a partir da biomassa Linum usitatissimum L. Cd e Ni Produção de bioenergia a partir do óleo da semente Hibiscus cannabinus L. As, Cd, Fe e Pb Produção de bioenergia a partir da biomassa Cynara cardunculus L. As e Cd Produção de bioenergia a partir da biomassa Phalaris arundinacea L. Cr, Ni, Pb e Zn Produção de bioenergia a partir da biomassa Na literatura, existem vários exemplos de culturas energéticas capazes de acumular grandes quantidades de metais, sendo que algumas acumulam inclusive concentrações equiparáveis às das plantas 16 hiperacumuladoras. A Tabela 4 lista alguns exemplos de culturas energéticas usadas na fitorremediação de metais pesados e a respetiva acumulação de metal, em mg kg-1 (base seca). Tabela 4 - Acumulação, em mg kg-1 (base seca), de metais por algumas culturas energéticas Espécie vegetal Metal Acumulação (mg kg-1) Referência Jatropha dioica Zn 6 249 [34] Ricinus communis L. As Zn 468,40 713 [35] [36] Arundo donax L. Cd 230 [37] Panicum virgatum L. Cd 900 [38] Cannabis sativa L. Cd Cu 830 1 530 [39] [40] Hibiscus cannabinus L. As Fe Pb 26,82 19 238,10 4 281 [41] [41] [42] Cynara cardunculus L. Cd 235 [43] Apesar das vantagens supramencionadas, a plantação de culturas energéticas pode provocar impactos negativos nos ecossistemas. Se o cultivo for feito em terrenos agrícolas, pode haver alteração do uso do solo, perda de nutrientes e outros problemas relacionados com a segurança alimentar [4]. Em terrenos marginais de florestas, o cultivo terá influência nas relações planta-polinizador e entre plantas, agindo como uma espécie invasora. Se as plantas possuírem raízes profundas, podem alterar os ciclos da água e de nutrientes, o que é particularmente preocupante. 2.2.7. NOVAS ABORDAGENS À FITORREMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS COM METAIS PESADOS A fitorremediação representa uma abordagem atrativa para a remediação de solos contaminados com metais pesados, contudo, as técnicas de fitorremediação convencionais possuem algumas limitações, que põem em causa a sua implementação em larga escala [3]. As espécies hiperacumuladoras crescem lentamente, produzindo pouca biomassa nos seus componentes aéreos, e, muitas vezes, não estão bemadaptadas às condições ambientais em que são plantadas. Por estes motivos, a sua implementação em larga escala enfrenta alguns desafios, como por exemplo, i) o processo de remediação do solo contaminado é demorado, ii) a capacidade de fitoextração dos hiperacumuladores é condicionada devido 17 à baixa produção de biomassa aérea, iii) apenas uma fração muito pequena de metais está biodisponível, iv) a sua aplicabilidade restringe-se a sítios em que a contaminação é baixa ou moderada, v) o conhecimento sobre a agronomia, potencial de reprodução, pestes e espetro de doenças é insuficiente, e vi) qualquer gestão inadequada ou descuidada poderá conduzir à contaminação da cadeia alimentar [1, 3]. Mais recentemente, no sentido de minimizar estas limitações, foram feitos muitos progressos nesta área, com a investigação de novas abordagens à fitorremediação, em particular, a fitorremediação quimicamente assistida usando plantas não hiperacumuladoras, a fitorremediação assistida por biochar , a fitorremediação assistida por microrganismos e a utilização de plantas transgénicas [3]. A capacidade de extração de plantas não hiperacumuladoras pode ser potenciada através de um processo denominado por fitoextração assistida por quelatos, em que são usados agentes quelantes sintéticos ou orgânicos [1, 3]. Os agentes quelantes sintéticos, como o ácido etilenodiamino tretacético (EDTA), podem ser usados para aumentar a biodisponibilidade dos metais e a sua captação pelas plantas, porém, existe o risco de contaminação ambiental, dado que estes compostos não são biodegradáveis e podem ser lixiviados para as águas subterrâneas. Além disso, a captação de grandes quantidades de metais pesados quelados pode ser tóxica para as plantas. O custo elevado dos agentes quelantes sintéticos é outro fator limitante, pelo que, ao invés destes, podem ser utilizados ácidos orgânicos de baixa massa molecular, como por exemplo, o ácido acético, cítrico, málico ou oxálico. Estes ácidos orgânicos podem formar complexos metálicos com estabilidade baixa ou moderada, além de serem facilmente biodegradáveis no solo, com um ínfimo risco de contaminação ambiental. Outra estratégia consiste em realizar a fitorremediação de solos contaminados incorporando biochar , que é uma substância carbonácea porosa sintetizada pela pirólise de matérias-primas orgânicas, tais como materiais vegetais, adubos orgânicos e lamas [3]. Os biochar possuem determinadas caraterísticas físico-químicas, como pH elevado, grande área superficial disponível para a sorção de metais, natureza alcalina, teores de cinzas e carbono elevados e capacidade de imobilizar metais pesados tóxicos, que os tornam adequados para a remediação de metais pesados. A área superficial extensa permite a formação de complexos metais pesados/ biochar , por troca dos catiões dos metais pesados por outros catiões metálicos, por exemplo, Na+, K+, Ca2+ ou Mg2+, em grupos funcionais presentes no biochar ou por adsorção física. O pH elevado e a alcalinidade dos biochar podem reduzir a biodisponibilidade de metais e aumentar a sua precipitação no solo. O biochar pode também ser usado em combinação com técnicas convencionais de fitorremediação para melhorar a sua eficácia de remoção de metais pesados, visto que 18 o biochar potencia o crescimento das plantas e a produção de biomassa até 10 %. Este aumento da biomassa está relacionado com a alta capacidade de retenção de água e nutrientes, a alta capacidade de troca catiónica (CTC) e o pH elevado, que afetam a ciclagem de nutrientes e melhoram o turnover das plantas. Além disso, foi comprovado que o biochar influencia a comunidade microbiana do solo, podendo favorecer microrganismos benignos e suprimir patógenos, por ação de alguns compostos químicos presentes nos biochar . Assim, a remediação de solos contaminados com metais pesados pode ser conseguida usando biochar em combinação com hiperacumuladores ou não acumuladores juntamente com EDTA. Contudo, é necessária mais investigação para testar o efeito destas duas propostas na fitoextração destes metais. A rizodegradação é um processo típico de fitorremediação em que ocorre a quebra de poluentes orgânicos no solo por microrganismos presentes na rizosfera, sob a influência da planta [1]. A degradação de poluentes na rizosfera é potenciada principalmente devido ao aumento no número e atividade metabólica dos microrganismos. Na rizosfera, as plantas podem induzir atividade microbiana cerca de 10 a 100 vezes mais elevada pela secreção de exsudatos contendo hidratos de carbono, aminoácidos e flavonoides, através das raízes. Os microrganismos do solo associados a plantas podem influenciar a disponibilidade dos metais pesados e a captação na rizosfera [3]. As micorrizas são associações simbióticas entre fungos e raízes de plantas, existindo em diversas formas, como as ectomicorrizas, micorrizas arbusculares, micorrizas orquidoides e micorrizas ericoides, sendo as micorrizas arbusculares em plantas terrestres as mais comuns. Estas associações são benéficas para as plantas, principalmente porque há uma maior disponibilidade de nutrientes, devido à extensa rede de hifas dos fungos. Podem também modificar a composição química dos exsudatos da raiz e o pH do solo e, por conseguinte, a biodisponibilidade dos metais pesados no solo. A aplicação de inóculos de fungos micorrízicos arbusculares (FMA) em Kummerowia striata , lxeris denticulate e Echinochloa crusgalli já demonstrou uma melhor captação e acumulação de Pb [44]. As bactérias promotoras do crescimento vegetal (BPCV) são outro tipo de comunidade microbiana que auxilia as plantas a remediar solos contaminados com metais pesados [3]. Estas bactérias possuem a habilidade para aumentar o crescimento de plantas, o que pode ser feito através de vários mecanismos, como a redução da produção de etileno sob stress, a fixação de nitrogénio e atividade enzimática específica. Estes microrganismos também mostraram serem capazes de aliviar a toxicidade dos metais pesados em plantas. Por último, a aplicação da engenharia genética em plantas para melhorar o seu potencial de fitorremediação têm vindo a ganhar uma enorme importância. Esta tecnologia consiste na sobrexpressão 19 de genes específicos envolvidos na captação, translocação, sequestração e tolerância da planta a xenobióticos em plantas transgénicas [3]. A introdução de genes específicos de microrganismos, plantas e animais pode ser alcançada usando métodos de ADN diretos para a transferência de genes ou transformação mediada por Agrobacterium tumefaciens para desenvolver plantas transgénicas. De um modo geral, as plantas transgénicas são criadas para melhorar a imobilização ou aumentar a tolerância de uma planta a metais pesados para intensificar a translocação e acumulação nas partes superiores da planta. Por exemplo, o gene merA, responsável por codificar a redutase do ião mercúrico, e o gene merB, que codifica a liase organomercurial em plantas transgénicas, melhoraram a tolerância das plantas ao mercúrio. As plantas transgénicas com melhor tolerância e habilidade de sequestração podem ser usadas eficazmente na fitorremediação de solos contaminados com metais pesados; contudo, é fundamental uma melhor compreensão dos mecanismos de tolerância e de desintoxicação, a fim de desenvolver plantas hiperacumuladoras transgénicas adequadas para a fitoextração. 2.2.8. QUANTIFICAÇÃO DA EFICIÊNCIA DE FITORREMEDIAÇÃO O potencial de fitoextração pode ser determinado através do cálculo do fator de bioconcentração ( BCF ) e do fator de translocação ( FT ) [1, 15]. O fator de bioconcentração é a razão entre a concentração total do metal alvo no tecido da planta colhido ( C planta) e a concentração do metal no solo em que a planta cresceu ( C solo). O BCF indica a eficiência da acumulação desse metal pela planta nos seus tecidos a partir do solo e é calculado de acordo com a Equação 1. 𝐵𝐶𝐹 = 𝐶𝑝𝑙𝑎𝑛𝑡𝑎 𝐶𝑠𝑜𝑙𝑜 Equação 1 O fator de translocação, que indica a eficiência da translocação do metal acumulado pela planta das suas raízes para os rebentos, é dado pela razão entre a concentração total do metal nas partes aéreas da planta ( C rebento) e a concentração do metal nas suas raízes ( C raiz), conforme se apresenta na Equação 2. 𝐹𝑇 =𝐶𝑟𝑒𝑏𝑒𝑛𝑡𝑜 𝐶𝑟𝑎𝑖𝑧 Equação 2 Tanto o fator de bioconcentração como o fator de translocação são muito importantes na seleção e avaliação de hiperacumuladores para a fitorremediação de metais pesados [1]. Um fator de translocação superior a 1 indica que houve translocação do metal da raiz para as partes aéreas e somente plantas com ambos os fatores superiores a 1 possuem potencial para a fitoextração. Os hiperacumuladores 20 possuem valores de BCF que, por vezes, variam entre 50 e 100. Contudo, em certas situações, o BCF pode ser inferior a 1 se houver concentrações elevadas de metais no solo, por exemplo, em solos ultramáficos. Por outro lado, o crescimento de plantas em solos deficientes em metais pesados essenciais podem ser bastante eficientes na sequestração e, portanto, têm BCF muito altos, mas concentrações absolutas de metais no tecido baixas. O fator de bioconcentração é uma forma conveniente e confiável para quantificar a diferença relativa na biodisponibilidade de metais pesados para as plantas. A eficiência comercial da fitoextração pode ser estimada multiplicando a taxa de acumulação do metal no tecido da planta, em g kg-1, pela taxa de crescimento anual, em kg ha-1, que dá a taxa de remoção do metal [15]. O valor da taxa de remoção deve, pelo menos, ser igual a 1 kg ha-1, para que a espécie seja comercialmente útil e, mesmo assim, o processo de remediação pode durar entre 15 e 20 anos. A taxa de remoção também pode ser calculada diretamente com base nas concentrações inicial ( C inicial) e final ( C final) de metal no solo, através da Equação 3. % 𝑟𝑒𝑚𝑜çã𝑜 = 𝐶𝑖𝑛𝑖𝑐𝑖𝑎𝑙 − 𝐶𝑓𝑖𝑛𝑎𝑙 𝐶𝑖𝑛𝑖𝑐𝑖𝑎𝑙 ×100 Equação 3 2.2.9. VALORIZAÇÃO DA BIOMASSA CONTAMINADA NA FITORREMEDIAÇÃO Uma das grandes preocupações associadas à aplicação da fitorremediação de metais pesados prendese com o manuseio e descarte da biomassa obtida, contaminada com os metais. Dado que a biomassa contém geralmente um teor de humidade elevado e uma baixa densidade, existem limitações no que respeita ao transporte, armazenamento e utilização da biomassa que não tenha sido sujeita a qualquer tratamento prévio [45]. A valorização da biomassa é, por isso, uma questão importante em termos ambientais e económicos. O volume da biomassa contaminada pode ser reduzido por métodos térmicos, biológicos, físicos ou químicos. Os processos de conversão termoquímica incluem a combustão, pirólise, gaseificação e liquefação. Entre os processos de conversão bioquímica, destacam-se a fermentação e a digestão anaeróbia. A extração mecânica (com esterificação) é um processo de conversão físico-química da biomassa para a produção de biodiesel. Os transportadores de energia produzidos pela biomassa podem ser diferenciados pela sua capacidade em gerar calor, eletricidade e combustíveis [46]. 21 Tabela 5 - Processos de conversão da biomassa em energia e seus produtos Processo Descrição Produto final Combustão Conversão da energia química armazenada na biomassa em calor, energia mecânica ou eletricidade, produzindo gases quentes, a temperaturas entre 800 e 1 000 °C. Calor e eletricidade Gaseificação Conversão da biomassa numa mistura gasosa combustível pela oxidação parcial da biomassa a temperaturas elevadas, tipicamente na gama de 800 a 900 °C. O produto gasoso é o gás de síntese (‘ syngas ’), que pode ser usado como matéria-prima na produção de químicos, como o metanol. Gás de síntese, metano Pirólise Conversão da biomassa em char (fase sólida), bio-óleo e alcatrão (fase líquida) e gás combustível (fase gasosa), por aquecimento da biomassa na ausência de ar até aproximadamente 500 °C. O bio-óleo pode ser usado em motores e turbinas ou até mesmo como matéria-prima para refinarias. Char , metanol, gás de síntese e bio-óleo Liquefação Conversão da biomassa num hidrocarboneto líquido estável, a baixas temperaturas e pressões de hidrogénio elevadas. Óleo combustível e destilados Fermentação Conversão biológica da biomassa de culturas sacarinas, como a canade-açúcar e a beterraba, ou amiláceas, como o trigo ou o milho, em etanol. O amido é convertido por enzimas a açúcares, que são posteriormente convertidos a etanol por ação de leveduras. Etanol Digestão anaeróbia Conversão da biomassa diretamente num gás (biogás), composto essencialmente por metano e dióxido de carbono, por bactérias em condições anaeróbias. O biogás pode ser diretamente usado em motores de ignição por centelha e turbinas a gás. Biogás Extração mecânica Conversão das sementes de culturas de biomassa, como a colza e o algodão, num óleo. Além deste óleo, é produzido um resíduo sólido (“bolo”), que pode ser usado como forragem. O óleo de colza pode ser subsequentemente processado, por esterificação, reagindo com álcool para produzir éster metílico de colza ou biodiesel. Biodiesel Na prática, a combustão só é viável para a biomassa com um teor de humidade inferior a 50 %, a menos que seja previamente submetida a um processo de secagem. A biomassa com elevado teor de humidade, 22 por sua vez, deve ser processada através da conversão biológica [46]. A conversão térmica para a produção de combustíveis, através de processos como a pirólise, a gaseificação e a carbonização (pirólise lenta), ou conversão biológica para obtenção de metanol, são métodos preferíveis à combustão direta da biomassa [45]. Durante a combustão, em que as temperaturas podem chegar até aos 1 000 °C, ocorre a volatilização de muitos metais pesados, como o cádmio e o zinco, que ficam concentrados na fração volátil. Neste sentido, deve-se optar por metodologias que reduzam o volume ou massa da biomassa contaminada com metais pesados em frações menos poluentes. Quanto à fermentação, a purificação do etanol por destilação é uma etapa energeticamente intensiva e a conversão de biomassa lignocelulósica é mais complexa, devido à presença de moléculas de polissacarídeos de cadeia longa, exigindo a hidrólise ácida ou enzimática antes de os açúcares poderem ser fermentados [46]. Nos processos em que se produz bio-óleo, a utilização deste composto enfrenta algumas limitações, nomeadamente devido à sua baixa estabilidade térmica e à sua corrosividade. Para solucionar estes problemas, é essencial melhorar as propriedades do bio-óleo, por redução do teor de oxigénio e remoção dos alcalinos através da hidrogenação e quebra catalítica do óleo. Em comparação com a pirólise, a liquefação é pouco interessante, porque os reatores e sistemas de alimentação de combustíveis são mais complexos e dispendiosos. Por último, a extração mecânica com esterificação é uma tecnologia pouco competitiva, devido ao elevado custo do biodiesel, quando comparado com o dos combustíveis fósseis. No entanto, as pressões ambientais crescentes para melhorar a qualidade do ar, especialmente nas zonas urbanas, podem impulsionar a aplicação deste processo de conversão. Outras metodologias incluem a valorização das cinzas, em alternativa à sua deposição nos locais especializados. Se for economicamente viável, as cinzas podem ser processadas para a recuperação de um biominério, num processo denominado por fitomineração [1, 16]. A fitomineração refere-se, então, à biorrecuperação de metais preciosos a partir das cinzas resultantes da combustão da biomassa da planta contendo os metais pesados acumulados (biominério), para obter retorno económico [16]. Deste modo, a aplicação da fitomineração em conjunto com a fitorremediação de solos contaminados pode ser vantajosa, já que a produção de um biominério de valor comercial pode compensar alguns dos custos da remediação [47]. A viabilidade económica da fitomineração depende de vários fatores, tais como a produtividade da planta em biomassa, a máxima acumulação do metal nos tecidos da planta e o valor comercial atual do metal [1, 47]. Também poderá depender da possibilidade de recuperar ou não alguma da energia da combustão da biomassa, sendo que a biomassa poderá ser armazenada para ser incinerada posteriormente, consoante a necessidade de energia [47]. Assim, a fitomineração possibilita a exploração de solos mineralizados que, de outra forma, não possuem valor económico e o seu impacto 23 ambiental é reduzido, pois contribui para o decréscimo das emissões de SOX para a atmosfera e das chuvas ácidas, devido ao baixo teor de enxofre [1, 47]. Além disso, um biominério possui uma maior concentração de metal e, por isso, o seu armazenamento requer menos espaço [47]. A implementação de legislação mais restrita para a limitação da poluição ambiental poderá tornar a fitomineração numa alternativa mais atrativa. 2.3. CARATERIZAÇÃO DAS CULTURAS EM ESTUDO 2.3.1. BRASSICA JUNCEA (L.) CZERN. A mostarda-castanha ( Brassica juncea (L.) Czern.) é uma planta anfidiploide, pertencente à família Brassicaceae , originada por Brassica nigra (L.) Koch (2n=16) e Brassica rapa L. (2n=20) [48]. A sua origem é atribuída a várias regiões na Ásia Ocidental e Central, sendo que, atualmente, é cultivada maioritariamente na Ásia. Entre as diversas aplicações de Brassica juncea , destacam-se aquelas associadas à semente, como a produção de mostarda, por trituração, e a produção de um óleo. Apresenta, ainda, uma variedade de usos como vegetal, mas também pode ser usada como forragem e em terapêuticas medicinais. Brassica juncea é uma planta herbácea anual ou bienal, que pode atingir os 160 cm de altura [48]. O caule, quase glabro e ligeiramente glauco, é ereto e normalmente não ramificado, embora, por vezes, apresente longos ramos ascendentes na parte superior. A raiz axial aparece, muitas vezes, aumentada. As folhas são alternas e tipicamente lobadas, apesar de as superiores serem usualmente simples. Cada uma das folhas possui um pecíolo curto, sem estípulas. A inflorescência é inicialmente um racemo corimbífero, que se alonga notavelmente em pouco tempo, até cerca de 60 cm. Apresenta quatro flores bissexuais, com comprimentos de 5 a 12 mm, ascendendo do pedicelo, e sépalas verdes oblongas, com cerca de 4 a 6 mm. As pétalas são amarelas e obovadas, com cerca de 6 a 10 mm. O fruto é uma síliqua linear, geralmente comprimida entre as sementes, com um bico cónico deiscente, de dimensão superior a 6 mm, com cerca de 20 sementes. As sementes são globosas, com um diâmetro de 1 a 1,5 mm, finamente reticuladas e de cor acastanhada. A massa de 1 000 sementes é de aproximadamente 1,7 a 2 g. O teor de óleo na semente é de 28 a 45 %, com uma média de 35 % [48]. É constituído por ácido erúcico (25 a 55 %), oleico (8 a 33 %), linoleico (12 a 21 %), linolenico (8 a 14 %), eicosenoico (6 a 12 %), palmítico (2 a 4 %), esteárico (0,8 a 1,5 %), araquídico (0,5 a 1,2 %), palmitoleico (0,2 a 0,5 %), nervónico (0 a 2 %), beénico (0 a 1 %) e lignocérico (0 a 1 %). 24 A temperaturas entre 20 e 25 °C, as sementes germinam dentro de cinco dias após a semeadura [48]. Quando as condições o permitem, as plantas crescem rapidamente, podendo as folhas ser ceifadas passadas três semanas, quando existem cerca de 6 a 8 folhas completamente expandidas. Sob condições afro-tropicais, o florescimento ocorre cedo, uma vez que não são necessárias temperaturas baixas para o induzir. Analogamente, o stress de água e/ou a baixa fertilidade do solo promovem o florescimento precoce. Embora seja autofértil, a B. juncea pode também reproduzir-se por polinização cruzada. A mostarda-castanha é capaz de tolerar uma precipitação anual na ordem dos 500 a 4 000 mm e temperaturas que variam entre os 6 e os 37 °C, pelo que a sua plantação é adequada em planícies tropicais ou em zonas relativamente frescas [48]. Brassica juncea cresce melhor em solos argilosos férteis, bem drenados, ricos em matéria orgânica, com um pH de 5,5 a 6,8. A temperaturas elevadas, floresce rapidamente e os rendimentos são menores, porém, a produção é possível. Na produção da semente, tolera algumas condições adversas, nomeadamente stress de humidade, pH baixo ou elevado, concentração de sais e ação danosa dos insetos. Os rendimentos médios das folhas de Brassica juncea rondam as 20 t ha-1, variando entre 8 e 35 t ha-1 [48]. No Zimbabué, esta planta desenvolve-se melhor durante o inverno, com rendimentos médios de 20 a 30 t ha-1. Por sua vez, na Índia, os rendimentos da semente são de 900 a 1 200 kg ha-1, com um teor de óleo de 30 a 38 %, e nos Estados Unidos rondam os 1 100 a 1 500 kg ha-1. B. juncea pode ser semeada diretamente ou transplantada [48]. A semeadura é utilizada principalmente quando o tempo é um fator limitante. As sementes têm de ser misturadas com areia e finamente dispersas, de modo a evitar a posterior necessidade de remoção de demasiadas plântulas. No caso da transplantação, as plântulas são cultivadas em viveiros com solo fértil arado. Quando possuem cerca de três ou quatro folhas, as plântulas estão prontas para serem transplantadas, sendo, então, plantadas com um espaçamento de 30 a 50 cm entre filas e 20 a 40 cm entre si na mesma fila. Se forem cultivadas enquanto cultura oleaginosa, a semeadura é feita a uma proporção de 4 a 6 kg ha-1. A densidade da plantação é variável, uma vez que a mostarda-castanha tem uma grande capacidade para compensar um suporte irregular. A mostarda-castanha capta uma elevada quantidade de minerais, sendo recomendada a aplicação de 30 t ha-1 de estrume [48]. Quando tal não é possível, o estrume pode ser substituído por cerca de 500 kg ha-1 de adubo NPK 18-12-12, dependendo da fertilidade do solo. 31 Posteriormente, os solos contaminados foram diluídos com substrato comercial, com base nos resultados preliminares, de modo a obter três gamas de concentrações de metais distintas. Como referência para a contaminação do solo com a menor concentração, recorreu-se ao Guia Técnico de Solos Contaminados da Agência Portuguesa do Ambiente. Assim, para os solos contaminados com chumbo, cobre e zinco foram efetuadas as seguintes diluições: 500 mg kg-1, 2 000 mg kg-1 e 5 000 mg kg-1. Para o crómio, as diluições foram para 500 mg kg-1, 1 000 mg kg-1 e 5 000 mg kg-1. Na contaminação multielementar, utilizaram-se as espécies metálicas de todos os ensaios (Pb, Cu, Zn e Cr), em quatro níveis de concentração distintos. A grande complexidade da contaminação artificial, influenciada pela combinação de muitas variáveis, resultou em concentrações diferentes daquelas que haviam sido estabelecidas. Na contaminação foram utlizadas quantidades substanciais dos metais, aumentando assim o erro, pelo que as concentrações consideradas neste trabalho serão as seguintes: 250, 500 e 1 500 mg kg-1, para o Pb; 500, 2 000 e 12 500 mg kg-1, para o Cu; 500, 1 250 e 3 000 mg kg-1, para o Zn; e 1 000, 2 000 e 10 000 mg kg-1, para o Cr. As concentrações referentes aos quatro graus de contaminação dos ensaios mutielementares estão listadas na Tabela 7. Tabela 7 - Teores de Pb, Cu, Zn e Cd nos ensaios de contaminação multielementar, pelos quatro níveis de contaminação (MIX I, MIX II, MIX III e MIX IV) MIX I MIX II MIX III MIX IV Pb/ (mg kg-1) 250 1 000 1 300 2 500 Cu/ (mg kg-1) 900 1 000 2 000 5 500 Zn/ (mg kg-1) 1 000 1 050 2 500 5 000 Cr/ (mg kg-1) 500 1 500 2 000 6 000 3.2. ENSAIOS DE CRESCIMENTO/AMOSTRAGEM Os ensaios com Brassica juncea , Festuca glauca e Sedum sediforme tiveram início em julho de 2021, com a transplantação das plantas para os vasos, cada um contendo 1,5 kg de solo húmido (em base seca, corresponde a 1 kg) e um espécime de cada planta. Os vasos foram colocados ao ar livre, no exterior das instalações do CVR, tendo sido implementado um sistema automático de rega, para monitorização da irrigação. As plantas de Panicum virgatum foram transplantadas mais tarde, no início de agosto. 32 Figura 1 - Montagem dos ensaios, com implementação de sistema automático de rega, no exterior do CVR. Em relação aos ensaios com B. juncea , F. glauca e S. sediforme , foram testadas as seguintes condições, em duplicado: controlo (B1 e B2), solo contaminado com 250, 500 e 1 500 mg kg-1 de chumbo (Pb 250.1 e Pb 250.2; Pb 500.1 e Pb 500.2; e Pb 1500.1 e Pb 1500.2, respetivamente), solo contaminado com cobre (Cu 500.1 e Cu 500.2; Cu 2000.1 e Cu 2000.2; e Cu 12 500.1 e Cu 12 500.2) e solo contaminado com lamas (Zn 500.1 e Zn 500.2; Zn 1250.1 e Zn 1250.2; e Zn 3000.1 e Zn 3000.2). Nos ensaios com Panicum virgatum , averiguaram-se as mesmas condições (à exceção dos ensaios com cobre e lamas, em que apenas a menor diluição foi realizada em duplicado) e, além destas, foram adicionadas sete condições: solo contaminado com crómio (Cr 1000, Cr 2000 e Cr 10000) e solo contaminado com a solução multielementar (MIX I, MIX II, MIX III e MIX IV). Ao longo dos ensaios de crescimento, que decorreram durante quatro meses, as plantas estiveram sujeitas às condições climatológicas locais. De acordo com os dados do Instituto Português do Mar e da Atmosfera (IPMA), no período em que decorreram os ensaios, a temperatura média do ar rondou os 18,9 °C e a humidade relativa do ar foi cerca de 79 %. O teor de humidade do solo foi determinado uma vez por semana, pelo método da perda de peso após secagem na estufa a 105 °C (8 h), a partir de uma amostra representativa, para apurar a eventual necessidade de alteração da frequência e/ou duração da irrigação. Também o pH foi monitorizado todas as semanas, pelo método potenciométrico, tendo-se registado o valor medido pelo elétrodo diretamente no solo de cada um dos vasos. Com o intuito de avaliar o desenvolvimento das plantas em estudo, face às condições impostas nos respetivos ensaios, efetuaram-se, semanalmente, medições dos parâmetros biométricos de cada planta, incluindo a altura e o diâmetro (ou largura) das suas partes aéreas, bem como a massa dos vasos. A 33 altura dos caules foi medida utilizando uma fita métrica, desde o nível do solo no vaso até ao ápice. O diâmetro foi medido horizontalmente, desde uma extremidade à outra, também com fita métrica. Simultaneamente, procedeu-se ao registo fotográfico de todas estas plantas. Quinzenalmente, foram recolhidas amostras compostas de solo, em três pontos de cada vaso, para posterior contagem de células e quantificação dos metais pesados, sendo que, no caso da switchgrass , foram também recolhidos cerca de 10 mL do líquido escorrido dos vasos e contido nos pratos, em eppendorfs . Os ensaios de crescimento de Brassica juncea e de Sedum sediforme foram dados por concluídos no dia 24 de setembro de 2021, mantendo-se os ensaios com Festuca glauca e Panicum virgatum . Para que o período de crescimento da P. virgatum também durasse os três meses de ensaio destas plantas, a experiência foi continuada até ao dia 5 de novembro. 3.3. ANÁLISES QUÍMICAS Após a conclusão dos ensaios de crescimento, as plantas foram colhidas e os respetivos solos acondicionados em sacos de amostras, para serem posteriormente analisados. Os parâmetros biométricos das plantas, incluindo a altura das componentes aéreas, radiculares, o diâmetro e a massa, foram, mais uma vez, registados. 3.3.1. QUANTIFICAÇÃO DO TEOR DE METAIS NO SOLO As amostras de solo retiradas ao longo dos ensaios de crescimento, bem como as amostras iniciais da contaminação artificial, devidamente identificadas e datadas em sacos plásticos, foram secas em estufa a 105 °C durante 24 h. De cada amostra seca, pesou-se cerca de 0,5 g para a digestão. A digestão das amostras com água-régia foi realizada em hotte , de acordo com a norma ISO 11466:1995 [61]. A preparação da solução de água-régia efetuou-se misturando dois reagentes, o ácido clorídrico (HCl) e o ácido nítrico (HNO3), na proporção de 3:1, respetivamente. Assim que a solução adquiriu uma cor vermelha, foram adicionados 20 mL em cada gobelé contendo as amostras pesadas anteriormente e deixou-se repousar por 24 h. Findo este período, as amostras foram filtradas para balões volumétricos de 25, 50 ou 100 mL, perfazendo com água destilada até ao menisco, apontando-se o volume para o cálculo da concentração de cada amostra. A concentração dos metais presentes no substrato foi, então, determinada pela técnica de espetrofotometria de absorção atómica usando um espetrofotómetro de absorção atómica com chama 34 NovAA 350, da Analytik Jena, pertencente ao CVR (Figura 2). Para cada um dos metais analisados, foram preparadas as respetivas soluções-padrão, correspondendo a quatro pontos de concentrações distintas, para se obter a curva de calibração que relaciona a absorbância associada ao metal com a sua concentração na amostra, em mg L-1. A leitura da absorbância da amostra pelo aparelho permite quantificar o teor do respetivo metal, desde que o valor se encontre dentro da gama dos valores da reta. As amostras cujo valor de absorbância não se encontrava dentro dos limites da reta de calibração tiveram que ser diluídas. Figura 2 - Espetrofotómetro de absorção atómica com chama Analytik Jena NovAA 350. 3.3.2. ANÁLISE DOS PARÂMETROS ENERGÉTICOS DA BIOMASSA Com o intuito de investigar as potencialidades energéticas da biomassa contaminada das plantas, foi realizada uma série de análises, que incluiu a determinação do teor de cinzas, do poder calorífico superior ( PCS ) e do poder calorífico inferior ( PCI ), a análise elementar de CHN e a análise térmica diferencial e termogravimétrica simultânea (DTA/TGA). Os testes foram aplicados a quatro amostras das plantas usadas na experiência, uma de cada espécie, tendo-se definido como critério de seleção o maior crescimento, em massa, verificado entre as plantas da mesma espécie, no final dos ensaios de crescimento. Em primeiro lugar, as amostras foram secas na estufa a 105 °C, durante 8 h. Após a secagem, o espécime de S. sediforme foi triturado com o auxílio de um almofariz e as três plantas restantes foram moídas num moinho de lâminas PULVERISETTE 19, da marca FRITSCH (Figura 3), usando uma cassete com perfurações de 2 mm. 35 Figura 3 - Moinho de lâminas FRITSCH PULVERISETTE 19. Figura 4 - Da esquerda para a direita: amostras da biomassa seca de S. sediforme , B. juncea , F. glauca e P. virgatum , após trituração. 3.3.2.1. ANÁLISE ELEMENTAR A quantificação do teor de carbono, hidrogénio e nitrogénio foi feita seguindo as recomendações da norma ISO 16948:2015 [62]. A determinação de C, H e N é importante para o controlo da qualidade e os resultados podem ser usados para o cálculo aplicado à combustão de biocombustíveis sólidos. A importância ambiental do teor de nitrogénio está relacionada com as emissões de NOx, o teor de hidrogénio é importante para o cálculo do poder calorífico e o teor de carbono é necessário para a determinação das emissões de CO2. Esta determinação é feita através da combustão da amostra na presença de oxigénio, sob condições em que é completamente convertida em cinzas ou produtos de combustão gasosos, que são maioritariamente dióxido de carbono, vapor de água e nitrogénio elementar. O hidrogénio associado ao enxofre e haletos é convertido em vapor de água, os óxidos de nitrogénio são reduzidos a nitrogénio e os restantes produtos da combustão, que podem interferir com a análise, são 36 removidos. As frações de dióxido de carbono, vapor de água e nitrogénio são, então, determinadas por processos de análise gasosa, calibrados por uma substância orgânica, por exemplo, o ácido benzoico. A análise elementar foi levada a cabo num analisador elementar da LECO, do modelo TruSpec® CHN, que se encontra representado na Figura 5. Figura 5 - Analisador elementar LECO TruSpec CHN. 3.3.2.2. PODER CALORÍFICO A metodologia usada para a determinação do poder calorífico, superior e inferior, da biomassa seca foi adaptada a partir da metodologia descrita na ISO 18125:2017 [63]. A amostra foi combustada sob uma pressão elevada de oxigénio, num calorímetro isoperibólico LECO AC 500 (Figura 6), calibrado para a combustão de ácido benzoico em condições similares. O resultado desta análise é a medição do calor libertado após a combustão da amostra. Figura 6 - Calorímetro isoperibólico LECO AC 500. 37 3.3.2.3. TEOR DE CINZAS O teor de cinzas foi avaliado pela metodologia baseada na norma ISO 18122:2015 [64], por determinação da massa de resíduo, medida numa balança com uma resolução de 0,01 g, após o aquecimento da amostra na presença de ar, a uma temperatura de 550 ± 10 °C. As quatro amostras a analisar foram pesadas em cadinhos de porcelana com tampa e, de seguida, foram colocadas na mufla à temperatura de 550 °C, onde foram mantidas por 130 min. Após a incineração, as amostras foram retiradas da mufla e deixadas a arrefecer num prato de material resistente ao calor, durante 5 a 10 min, antes de ser transferidas para um exsicador, para arrefecimento até à temperatura ambiente. Quando atingida esta temperatura, os cadinhos contendo as cinzas foram novamente pesados na balança, registando-se a massa final. 3.3.2.4. ANÁLISE DTA/TGA A técnica de DTA/TGA foi aplicada com o objetivo de analisar o comportamento das diferentes biomassas em estudo quando sujeitas a variações de temperatura em relação a uma substância de referência. Como resultado desta análise obteve-se uma curva térmica que representa a perda de massa em função da temperatura, registando os fenómenos energéticos (endotérmicos ou exotérmicos) ocorridos durante o processo de variação de temperatura a que a amostra foi submetida. As análises foram realizadas num equipamento SDT 2960 Simultaneous DSC-TGA, da TA Instruments, existente no Laboratório de Metalurgia da Universidade do Minho, localizado no Campus de Azurém, em que as amostras foram aquecidas até à temperatura de 1 000 °C, com uma rampa de aquecimento de 10 °C min-1, numa atmosfera de ar. 3.4. ANÁLISES BIOLÓGICAS Para se averiguar o efeito da fitorremediação nos solos, foram realizadas análises biológicas para a quantificação da concentração de microrganismos, em câmara de Neubauer. Deste modo, foi possível comparar a concentração celular em diferentes amostras de solo ao longo do tempo de remediação, observando as potenciais relações existentes entre planta-solo-microrganismos. Note-se que com esta análise não se pretendeu identificar as espécies presentes no microbioma do solo, mas sim averiguar quaisquer alterações no número de microrganismos que pudessem ser indicativas do estado de saúde do solo. Foram analisadas as amostras de solo recolhidas a cada duas semanas, ao longo dos ensaios de crescimento, incluindo os brancos. 38 O procedimento prático consistiu em preparar suspensões celulares a partir das amostras de solo para posterior observação ao microscópio e quantificação em câmara de Neubauer. Para a preparação das suspensões, foi pesado 1 g de amostra, num eppendorf , ao qual foram adicionados 10 mL de água destilada. De seguida, os eppendorfs foram agitados num vórtex, durante 3 a 5 min, e deixados a repousar durante 2 dias, para a deposição das partículas. No caso das amostras de solo onde cresceram as plantas de Panicum virgatum , foram usadas as águas de percolação recolhidas diretamente dos pratos. No dia da contagem de células, foram retirados 10 μL do sobrenadante de cada eppendorf , com o auxílio de uma micropipeta, e colocados na zona entre a câmara de contagem e a lamela, por efeito capilar. A câmara de Neubauer foi, então, disposta na platina do microscópio, tendo-se selecionado a objetiva de 200X. Através do software OPTIKA PROView, foi possível a visualização e contagem das células no computador e a aquisição de imagens. A observação microscópica das amostras foi realizada num microscópio ótico da OPTIKA Microscopes, da série B380, ilustrado na Figura 7. Figura 7 - Microscópio ótico OPTIKA B380. 3.5. TRATAMENTO ESTATÍSTICO DOS RESULTADOS Os resultados dos parâmetros biométricos e da produtividade das plantas em estudo foram avaliados em termos da significância das variações obtidas, através da análise de variância, utilizando a ferramenta Anova: fator único, no Excel. 39 4. RESULTADOS E DISCUSSÃO 4.1. PARÂMETROS BIOMÉTRICOS O crescimento vegetativo foi avaliado analisando os resultados das medições dos parâmetros biométricos ao longo dos ensaios de crescimento das plantas em estudo: altura da parte aérea, altura da parte radicular e diâmetro. 4.1.1. ALTURA DA PARTE AÉREA Os resultados finais da altura da componente aérea ( h aérea) de Brassica juncea , para os ensaios com chumbo, cobre e zinco, estão descritos na Figura 8. Figura 8 - Valores médios da altura da parte aérea ( h aérea), em cm, das plantas de Brassica juncea , no final dos ensaios. A média de plantas com maior comprimento foi registada para a amostra Pb 1500, sendo que a maior planta atingiu os 131,00 cm, neste mesmo ensaio. Nos ensaios com Cu 2000 também se verificou um crescimento elevado, registando a segunda média mais alta das alturas da parte aérea de Brassica juncea . Foi precisamente nestes dois ensaios que a média das alturas foi superior à dos controlos. Contudo, observou-se uma drástica diminuição da altura nos ensaios com a maior concentração de cobre, registando-se a menor média de todos os ensaios realizados com B. juncea . Nos ensaios com lamas, a amostra Zn 3000 foi a que demonstrou um maior crescimento, em termos da componente aérea, tendo um dos duplicados inclusivamente atingido os 100,00 cm, ultrapassando, assim, os valores 40 dos controlos, em que o mais elevado foi de 86,00 cm. Nos ensaios de menor concentração de metais, as amostras com zinco apresentaram alturas superiores às das amostras contaminadas com chumbo e cobre. Globalmente, não se verificou nenhum efeito toxicológico na altura das partes aéreas de B. juncea resultante da contaminação dos solos. No entanto, aferiu-se que o número de repetições efetuadas terá sido insuficiente para retirar conclusões mais exatas, o que se traduziu em desvios-padrão consideráveis em relação à média das alturas de plantas crescidas nas mesmas condições, porém, dado o elevado número de condições testadas, tal não seria viável. Assim, também não se conseguiu visualizar qualquer tendência comum entre as diferentes espécies metálicas. Os resultados da análise de variância (Anova: fator único), para os ensaios com B. juncea , estão descritos na Tabela 8. Tabela 8 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para a altura média da parte aérea das plantas de Brassica juncea Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 0,367354 0,779608 4,757063 A análise de variância determinou que não existem variações estatisticamente significativas entre os ensaios com as diferentes espécies metálicas, uma vez que o valor de F foi inferior ao de F crítico. O elevado valor de P (>0,05) reitera que a hipótese de que as amostras seguem a mesma distribuição é verdadeira. Na Figura 9 são apresentados os resultados das alturas médias finais das partes aéreas de F. glauca . Figura 9 - Valores médios da altura da parte aérea ( h aérea), em cm, das plantas de Festuca glauca , no final dos ensaios. 47 4.1.3. DIÂMETRO Outro parâmetro relevante para a análise do crescimento vegetativo foi o diâmetro médio das plantas, correspondente à extensão lateral das plantas. Este crescimento lateral foi sobretudo visível na base da planta, sendo que à medida que se avançava para o ápice, o diâmetro diminuiu. Em relação às plantas de B. juncea , os resultados encontram-se na Figura 15. Figura 15 - Valores médios do diâmetro ( d ), em cm, das plantas de Brassica juncea , no final dos ensaios. O gráfico mostra um ligeiro aumento no diâmetro médio das plantas nos ensaios com Pb 250, em relação ao controlo, e uma diminuição na amostra Pb 500. A amostra Pb 1500, por sua vez, teve um aumento considerável do seu diâmetro, contrariando a tendência da diminuição do diâmetro com o aumento do nível de contaminação, verificada nos restantes ensaios, e foi aquela em que se observou o maior crescimento lateral. De um modo geral, para os ensaios com cobre e zinco, o diâmetro médio mantevese, mais ou menos, constante e equiparável ao do controlo, apesar de se ter verificado uma diminuição acentuada no ensaio com Cu 12500. Na Tabela 15, encontram-se os resultados da análise de variância do diâmetro de B. juncea . Tabela 15 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para o diâmetro médio de Brassica juncea Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 1,341266 0,346445 4,757063 48 Os resultados da análise de variância permitiram observar que as variações nas médias do diâmetro de B. juncea não foram estatisticamente significativas. Os resultados dos diâmetros das plantas de F. glauca estão apresentados na Figura 16. Figura 16 - Valores médios do diâmetro ( d ), em cm, das plantas de Festuca glauca , no final dos ensaios. O maior diâmetro médio das plantas de Festuca glauca foi obtido nos ensaios com Zn 500, com 48,25 cm. Contudo, a planta com o maior diâmetro foi um dos duplicados de Pb 500, com 50,50 cm. Os ensaios com cobre tiveram médias relativamente mais baixas, sendo que o diâmetro médio mais elevado correspondeu ao ensaio com Cu 2000 (39,50 cm). Os ensaios com lamas demonstraram uma tendência inversa à dos ensaios com chumbo, com a diminuição dos diâmetros com o aumento da contaminação. A Tabela 16 mostra os resultados da análise de variância, em relação aos diâmetros de F. glauca . Tabela 16 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para o diâmetro médio de Festuca glauca Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 1,298315 0,358152 4,757063 Os resultados da análise de variância não apresentaram diferenças significativas, em termos estatísticos, quanto ao tratamento metálico aplicado. 49 Na Figura 17 são apresentados os resultados dos diâmetros de Sedum sediforme obtidos no final dos ensaios. As barras correspondentes aos ensaios com Cu 2000, Cu 12500 e Zn 1250 correspondem a valores singulares, uma vez que os seus duplicados foram eliminados da experiência. Figura 17 - Valores médios do diâmetro ( d ), em cm, das plantas de Sedum sediforme , no final dos ensaios. A partir do gráfico anterior, observa-se uma grande variabilidade em relação aos diâmetros entre plantas nas mesmas condições, ilustrada pelas barras de erro (desvio-padrão), em particular, nos ensaios com zinco. O diâmetro médio mais elevado foi de 20,50 cm, tendo sido obtido para os ensaios com Cu 500. Cu 12500 registou o valor mais elevado (21,00 cm), apesar de nos ensaios com Zn 3000, um dos duplicados ter ultrapassado este valor, com um diâmetro de 24,00 cm. O diâmetro mínimo observado no gráfico foi de 2,00 cm, para o Cu 2000 (à parte do valor nulo registado nos ensaios com Pb 1500, nos quais foram removidos os dois espécimes). Nos ensaios com zinco, os valores de diâmetro sucessivamente crescentes no sentido do aumento do nível de contaminação sugerem que S. sediforme poderá ter beneficiado com concentrações elevadas deste metal. A incerteza associada ao desvio-padrão não providenciou dados concretos sobre o efeito toxicológico dos diferentes níveis contaminação. A necessidade de efetuar mais repetições para cada ensaio revelou-se um fator determinante, porém, como já foi dito, tal não foi possível neste trabalho, devido ao grande número de ensaios realizados. Os resultados da análise de variância nos ensaios com S. sediforme estão descritos na Tabela 17. 50 Tabela 17 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para o diâmetro médio de Sedum sediforme Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 0,107605 0,952027 5,409451 A análise de variância aos diâmetros de S. sediforme demonstrou que a contaminação com as diferentes espécies metálicas não teve influência significativa nos resultados do diâmetro de S. sediforme . Por último, apresentam-se os resultados dos diâmetros referentes aos ensaios de crescimento com Panicum virgatum , na Figura 18. Figura 18 - Valores do diâmetro ( d ), em cm, das plantas de Panicum virgatum , no final dos ensaios. O maior crescimento lateral foi registado para a amostra Cr 2000, com um diâmetro de 75,00 cm. O máximo valor médio foi de 70,00 cm e correspondeu ao controlo e ao Pb 250. O diâmetro mínimo atingido por P. virgatum nesta experiência foi de 43,00 cm, para a amostra MIX IV. Nos ensaios com Pb e Cu, observou-se um decréscimo do diâmetro à medida que o nível de contaminação aumentou, sendo que foi precisamente no ensaio com Cu 12500 que se registou o menor valor dos ensaios elementares (44,00 cm). O aumento da concentração de zinco não teve praticamente nenhuma influência no diâmetro, que se manteve muito próximo dos 70 cm. Analogamente, as concentrações de crómio não causaram efeitos toxicológicos significativos ao nível do aumento do diâmetro das plantas. Os ensaios multielementares mostraram uma propensão global para a diminuição do diâmetro com o incremento 51 da concentração dos metais pesados, que pode ser atribuída à presença de Pb e Cu, com base no que se concluiu em relação a estes metais. Na Tabela 18, estão apresentados os resultados da análise de variância dos diâmetros, nos ensaios com P. virgatum . Tabela 18 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para o diâmetro de Panicum virgatum Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 1,165649 0,384730 3,203874 Os resultados da análise de variância revelaram que o diâmetro de P. virgautm não sofreu variações significativas em função do tratamento com as espécies metálicas. 4.2. PRODUTIVIDADE DAS PLANTAS Para além da análise dos parâmetros biométricos, foi importante avaliar o crescimento das plantas, em termos de aumento de massa. A produtividade global foi determinada no final da experiência, a partir da massa fresca da planta, em relação à área do vaso. A área média dos vasos foi de 0,0254 m2. As produtividades obtidas para a experiência com Brassica juncea são apresentadas a seguir, no gráfico da Figura 19. Figura 19 - Valores médios da produtividade ( P ), em g m-2, das plantas de Brassica juncea , no final dos ensaios. 52 O gráfico evidencia que todas as amostras obtiveram produtividades em biomassa superiores à do controlo, à exceção da amostra Cu 12500, para a qual se registou a menor produtividade (710,30 g m2). O máximo valor médio de produtividade obtido foi de 2 760,65 g m-2, nos ensaios com Zn 500. Nos ensaios com cobre e zinco, observou-se uma ligeira diminuição da produtividade com o aumento do grau de contaminação, o que foi mais notório no ensaio com Cu 12500. A contaminação com chumbo não produziu efeito toxicológico nas plantas, cujas produtividades foram bastante próximas entre si, embora num dos duplicados de Pb 500 se tenha obtido um resultado relativamente inferior (819,35 g m-2). A Tabela 19 apresenta os resultados da análise de variância da produtividade, nos ensaios com B. juncea . Tabela 19 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para a produtividade média de Brassica juncea Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 2,090369 0,202951 4,757063 A análise de variância das produtividades, na experiência com Brassica juncea , evidenciou que este parâmetro não foi afetado pela contaminação com as diferentes espécies metálicas. Os resultados das produtividades das plantas de S. sediforme encontram-se representados na Figura 20. Figura 20 - Valores médios da produtividade ( P ), em g m-2, das plantas de Sedum sediforme , no final dos ensaios. Os valores das produtividades das diferentes amostras, apesar de muito variáveis entre si, foram globalmente inferiores ao valor médio do controlo (487,88 g m-2), que apenas foi superado pela amostra Zn 3000, com uma produtividade de 528,36 g m-2. Foram observados desvios-padrão bastante 53 significativos, tendo-se verificado inclusivamente um desvio-padrão superior ao crescimento nos ensaios com Zn 500. As produtividades dos ensaios com chumbo foram relativamente inferiores, quando comparadas com as obtidas para o cobre e para o zinco. Porém, nos ensaios com estes dois últimos metais, a contaminação de grau intermédio foi aquela para a qual se obtiveram produtividades mais baixas, tendo inclusivamente ao ensaio Cu 2000 correspondido o valor mínimo observado (18,08 g m-2). Na Tabela 20, apresentam-se os resultados da análise de variância às produtividades de S. sediforme . Tabela 20 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para a produtividade média de Sedum sediforme Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 0,438694 0,735297 5,409451 A análise de variância não revelou diferenças estatisticamente significativas na produtividade média das plantas de S. sediforme , devidas aos diferentes tratamentos utilizados. Na Figura 21, são apresentados os resultados da produtividade nos ensaios com Festuca glauca . Figura 21 - Valores da produtividade ( P ), em g m-2, das plantas de Festuca glauca , no final dos ensaios. A maior produtividade registada nestes ensaios correspondeu à amostra Pb 1500, com 5 399,09 g m-2, sendo este o único resultado acima do valor do controlo, que foi de 4 552,22 g m-2. Por sua vez, a menor produtividade foi verificada para a amostra Zn 3000, cujo valor foi de 1 169,10 g m-2. Nos ensaios com Pb, registou-se um decréscimo da produtividade para cerca de metade entre o ensaio com Pb 250 e o ensaio com Pb 500, sendo que, em contrapartida, houve um aumento assoberbante no ensaio com Pb 54 1500. Para os ensaios com Cu, não se verificaram diferenças significativas na produtividade das plantas com o aumento do nível de concentração. Já nos ensaios com Zn, observou-se uma diminuição da produtividade em resultado do aumento da concentração de zinco, em que o efeito toxicológico foi mais evidente. Na Tabela 21, estão expressos os resultados da análise de variância, nos ensaios com F. glauca . Tabela 21 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para a produtividade de Festuca glauca Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 1,631363 0,278882 4,757063 Os resultados da análise de variância mostraram que os valores da produtividade de F. glauca não foram influenciados significativamente pela contaminação com as diferentes espécies metálicas. As produtividades obtidas para as plantas da espécie P. virgatum estão representadas na Figura 22. Figura 22 - Valores da produtividade ( P ), em g m-2, das plantas de Panicum virgatum , no final dos ensaios. O ensaio com Cu 2000 foi aquele em que se obteve a maior produtividade de P. virgatum , com 7 143,11 g m-2, e no ensaio com MIX IV obteve-se o menor valor (1 306,64 g m-2). As produtividades globais nos ensaios com chumbo foram bastante inferiores às observadas para os outros metais, mas situaram-se relativamente próximas do controlo. Nos ensaios com cobre, o maior nível de concentração afetou negativamente a produtividade, embora se tenha observado um aumento deste valor no ensaio Cu 2000. A contaminação com zinco não surtiu efeitos consideráveis nas produtividades da biomassa da 55 switchgrass , que se mantiveram quase constantes. Em relação aos ensaios com crómio, observou-se uma diminuição da produtividade com o aumento da concentração do metal. Nos ensaios multielementares, observou-se um efeito toxicológico mais acentuado a partir do aumento da concentração de nível 3 (MIX III). Os resultados da análise de variância das produtividades de P. virgatum encontram-se na Tabela 22. Tabela 22 - Valores de F , P e F crítico, referentes à análise Anova: fator único, para a produtividade de Panicum virgatum Fonte de variação F P F crítico Espécies metálicas 1,924590 0,169777 3,203874 Neste caso, observou-se que, tal como nos demais ensaios, as variações observadas não foram estatisticamente significativas, sendo o tratamento metálico dos solos não influenciou este parâmetro. 4.3. HUMIDADE E PH DO SOLO Ao longo dos ensaios de crescimento, a irrigação das culturas foi mantida a um caudal constante e igual em todos os experimentos, pelo que a variação da humidade do solo se deveu essencialmente às condições climatológicas que se manifestaram no local. Assim, o valor médio da humidade do solo, nos quatro meses em que decorreram os ensaios, foi de (63,321 ± 22,105) %. Na Tabela 23 apresentam-se os resultados dos valores mínimo, máximo e médio do pH do solo, registados durante os ensaios de crescimento, para cada espécie. Tabela 23 - Valores mínimo, máximo e médio do pH, para todas as plantas em estudo, ao longo dos ensaios de crescimento Espécie pH mínimo pH máximo pH médio Brassica juncea 4,58 7,48 6,09 ± 0,60 Festuca glauca 4,22 7,98 6,33 ± 0,67 Sedum sediforme 4,50 7,62 6,10 ± 0,62 Panicum virgatum 3,96 7,68 6,35 ± 0,58 Ao longo dos ensaios observou-se um aumento do pH, até valores considerados ligeiramente básicos. Os valores médios para as diferentes espécies foram bastante próximos entre si, tendo o maior valor sido registado pela switchgrass . Nesta experiência, não se observou a acidificação do solo pelas plantas como um mecanismo de aumento da biodisponibilidade dos metais, por dessorção. 56 4.4. TEOR DE METAIS PESADOS NO SOLO Apresentam-se, na Tabela 24, os resultados finais do teor de chumbo nos solos fitorremediados pelas culturas em estudo, pelos diferentes níveis de contaminação, e a percentagem de remoção correspondente. Tabela 24 - Teores de Pb nos solos fitorremediados pelas culturas em estudo, pelos diferentes níveis de contaminação, no final dos ensaios de crescimento Espécie Ensaio Pb/ (mg kg-1) Remoção/ (%) Brassica juncea Pb 250 Pb 500 Pb 1500 207,77 ± 2,69 369,71 ± 95,05 828,19 ± 5,00 16,89 26,06 44,79 Festuca glauca Pb 250 Pb 500 Pb 1500 185,90 ± 1,49 463,24 ± 39,51 1 009,15 ± 24,90 25,64 7,35 32,72 Sedum sediforme Pb 250 Pb 500 Pb 1500 132,23 ± 9,98 227,56 ± 18,35 - 47,11 54,49 - Panicum virgatum Pb 250 Pb 500 Pb 1500 93,48 ± 5,63 445,51 ± 12,35 1 189,72 ± 107,62 62,61 10,90 20,69 Pela análise da Tabela 24, percebe-se que, nos ensaios de menor grau de contaminação (Pb 250), a P. virgatum foi a planta que conseguiu a maior percentagem de remoção de chumbo, com 62,61 %, sendo que a segunda melhor foi de apenas 47,11 % e correspondeu à S. sediforme . No entanto, enquanto a percentagem de remoção da Panicum virgatum diminuiu nos ensaios de contaminação mais elevada, nos ensaios com S. sediforme , esta percentagem aumentou, assim como se verificou ao longo dos ensaios com B. juncea . A percentagem de remoção foi maior nos ensaios da contaminação elevada, tanto para a B. juncea (44,79 %) como para a F. glauca (33,72 %). As concentrações finais de cobre nos solos e as respetivas percentagens de remoção encontram-se descritas na Tabela 25. A maior remoção observada nos ensaios de cobre foi verificada para a P. virgatum nos solos contaminados com 2 000 mg kg-1 de Cu (63,41 %). Ao contrário desta planta, todas as outras obtiveram 63 4.6.4. ANÁLISE DTA/TGA Relativamente às temperaturas e ao potencial de execução dos ensaios de valorização energética, estas foram avaliadas tendo em consideração a análise térmica diferencial e termogravimétrica simultânea (DTA/TGA) às diferentes plantas em estudo, após a finalização dos ensaios de fitorremediação. A análise termogravimétrica é o ramo das técnicas térmicas que estuda a variação da massa de uma amostra em função da temperatura. Uma análise TGA com varrimento de temperatura resulta numa curva termogravimétrica, em que se traça a massa da amostra (ou a variação de massa em percentagem) em função da temperatura. Os dados mais relevantes que se obtêm por análise direta da curva TGA são os intervalos de temperatura a que um material é estável e, nos intervalos em que não seja, a quantificação da perda ou ganho de massa. Em certos casos, a análise TGA não permite obter conclusões precisas, como por exemplo, quando uma curva apresenta sobreposição de fenómenos diferentes que ocorram à mesma temperatura. De forma a contornar esse problema dever-se-á realizar a análise termogravimétrica diferencial (DTA). Este estudo é um complemento da análise TGA e consiste numa curva da derivada de variação de massa em função da temperatura. O gráfico DTA apresenta valores máximos ou mínimos que indicam a maior velocidade de variação de massa registada para o fenómeno térmico ocorrido. Nas zonas em que a variação de massa é nula, o valor de DTA é zero. Na Figura 25 apresenta-se o gráfico correspondente à análise DTA/TGA das plantas B. juncea em ar. Através da análise do gráfico da Figura 25, contata-se que Brassica juncea apresenta uma perda quase total da massa aos 500 °C. Verifica-se igualmente uma perda de massa acentuada (cerca de 84 % da massa total) entre os 200 e os 500 °C. Após esta temperatura, verifica-se um comportamento constante, não ocorrendo alterações de perda de massa, cujo valor corresponde à percentagem de cinzas existentes na amostra em estudo. Com base nestes resultados, afere-se que os ensaios de valorização energética deverão ser realizados a uma temperatura média de 500 °C, pois é neste intervalo de temperatura que se atinge uma perda de massa quase total. A implementação do processo de combustão resultará numa conversão parcial do material (à exceção das cinzas), pois as temperaturas internas do processo de combustão em caldeiras industriais gastubulares (450 °C) são ligeiramente inferiores às temperaturas determinadas para a conversão da planta B. juncea . 64 Figura 25 - Representação gráfica da análise DTA/TGA das plantas de B. juncea em ar. Na Figura 26 apresenta-se o gráfico correspondente à análise DTA/TGA das plantas S. sediforme em ar. Figura 26 - Representação gráfica da análise DTA/TGA das plantas de S. sediforme em ar. 65 Através da análise do gráfico da Figura 26, é possível observar um comportamento similar à curva DTA/TGA obtida para as plantas de B. juncea , sendo que esta planta apresenta uma perda quase total da massa entre os 400 °C e os 450 °C. Também se verifica uma diminuição acentuada da massa da amostra (cerca de 80 % da massa total) no intervalo de temperatura entre os 200 a 450 °C. Após esta temperatura, verifica-se um comportamento constante, não ocorrendo alterações de perda de massa. Este valor corresponde à percentagem de cinzas existentes na amostra em estudo. Os resultados desta análise sugerem que os ensaios de valorização energética deverão ser realizados a uma temperatura média de 450 °C, pois é a esta temperatura que se atinge uma perda de massa quase total. Os resultados indicam que a utilização do processo de combustão resultará numa completa conversão do material (à exceção das cinzas), pois as temperaturas internas do processo de combustão em caldeiras industriais gastubulares (450 °C) são semelhantes às temperaturas determinadas para a conversão da planta S. sediforme . Na Figura 27 apresenta-se o gráfico referente à análise DTA/TGA das plantas de F. glauca em ar. Figura 27 - Representação gráfica da análise DTA/TGA das plantas de F. glauca em ar. Pela análise do gráfico da Figura 27, contata-se novamente um comportamento idêntico às anteriores curvas TGA/DTA referentes às plantas B. juncea e S. sediforme , pois as plantas de F. glauca , apresentam uma perda quase total da massa aos 470 °C. Entre os 200 e os 500 °C, verifica-se igualmente uma 66 perda de massa acentuada (cerca de 87 % da massa total). Atingida esta temperatura, não ocorrem alterações de perda de massa, pelo que o seu valor se mantém constante, correspondendo à percentagem de cinzas existentes na amostra. Deste modo, os ensaios de valorização energética deverão ser realizados a uma temperatura média de 470 °C, uma vez que é neste intervalo de temperatura que se atinge uma perda de massa quase total. Os resultados demonstram que o processo de combustão resultará numa conversão praticamente total do material (à exceção das cinzas), pois as temperaturas internas do processo de combustão em caldeiras industriais gastubulares (450 °C) são superiores às temperaturas determinadas para a conversão da F. glauca . Na Figura 28 é apresentado o gráfico correspondente à análise DTA/TGA das plantas P. virgatum em ar. Figura 28 - Representação gráfica da análise DTA/TGA das plantas de P. virgatum em ar. O gráfico da Figura 28 ilustra um comportamento semelhante às anteriores curvas da análise DTA/TGA realizada às plantas em estudo. Neste caso, as plantas P. virgatum apresentam uma perda quase total da massa aos 450 °C e, ainda, uma perda de massa acentuada (cerca de 92 % da massa total) entre os 200 e os 450 °C. Acima desta temperatura, verifica-se um comportamento constante, não se detetando alterações de perda de massa, correspondendo esta massa constante à percentagem de cinzas existentes na amostra em estudo. 67 Estes resultados determinam que os ensaios de valorização energética deverão ser realizados a uma temperatura média de 450 °C e indicam que a aplicação do processo de combustão resultará numa conversão total do material (à exceção das cinzas), pois as temperaturas internas do processo de combustão em caldeiras industriais gastubulares (450 °C) são semelhantes às temperaturas determinadas para a conversão da planta P. virgatum . Em suma, com base nos resultados obtidos para as análises DTA/TGA efetuadas, é possível concluir que as plantas em estudo poderão ser valorizadas energeticamente em caldeiras comerciais por processos de combustão, devendo ser priorizadas a conversão das plantas S. sediforme e P. virgatum , por serem aquelas que deverão apresentar taxas de conversão de massa para gás de quase 100 % (à exceção do teor de cinzas e carbono fixo). 4.7. AVALIAÇÃO TÉCNICA, ECONÓMICA E AMBIENTAL 4.7.1. AVALIAÇÃO TÉCNICA DA DESCONTAMINAÇÃO DOS SOLOS O solo é um pilar da economia pelas inúmeras funções de elevada importância socioeconómica e ambiental que presta. É um recurso não renovável à escala humana, que tem vindo a ser sujeito a crescentes pressões e sobre-exploração, que culminam na sua degradação por contaminação, impermeabilização ou erosão. A preocupação com a contaminação do solo decorre do risco de afetação da saúde humana, designadamente por via da cadeia alimentar, de perda da biodiversidade ou do impacto nos demais recursos naturais. A nível nacional ou da União Europeia, ainda não existe legislação específica no âmbito da prevenção da contaminação e remediação do solo. Relativamente à prevenção da contaminação do solo, esta é presentemente assegurada através de disposições associadas à prevenção de emissões para o solo, particularmente no quadro do licenciamento das atividades económicas e do licenciamento ambiental. No que concerne às operações de remediação do solo, estas estão previstas no âmbito do Regime Geral da Gestão de Resíduos, estando sujeitas a licenciamento pelas Autoridades Regionais de Resíduos as Comissões de Coordenações e Desenvolvimento Regional territorialmente competentes. A Agência Portuguesa do Ambiente elaborou guias técnicos e recomendações no âmbito da prevenção da contaminação e remediação do solo, nomeadamente para a avaliação da qualidade do solo onde se exerce ou exerceu uma atividade potencialmente contaminante. 68 Na Tabela 33 são apresentados os teores finais dos metais em estudo, obtidos nas diferentes condições testadas, e os valores de referência impostos pela APA para a concentração de metais pesados em solos, em Portugal (Tabela C, Solos pouco profundos, Uso Urbano) [65]. Tabela 33 - Teores finais dos metais em estudo ( C final) e valores de referência ( V ref) [65], em mg kg-1, e estado de conformidade Ensaio C final/ (mg kg-1) V ref/ (mg kg-1) Conformidade B. juncea Pb 250 207,77 Chumbo: 120 Não Cumpre B. juncea Pb 500 369,71 Não Cumpre B. juncea Pb 1500 828,19 Não Cumpre F. glauca Pb 250 185,90 Não Cumpre F. glauca Pb 500 463,24 Não Cumpre F. glauca Pb 1500 1 009,15 Não Cumpre S. sediforme Pb 250 132,23 Não Cumpre S. sediforme Pb 500 227,56 Não Cumpre P. virgatum Pb 250 93,48 Cumpre P. virgatum Pb 500 445,51 Não Cumpre P. virgatum Pb 1500 1 189,72 Não Cumpre P. virgatum MIX I 170,62 Não Cumpre P. virgatum MIX II 796,78 Não Cumpre P. virgatum MIX III 933,86 Não Cumpre P. virgatum MIX IV 2 240,75 Não Cumpre B. juncea Cu 500 467,39 Cobre: 140 Não Cumpre B. juncea Cu 2000 2 021,23 Não Cumpre B. juncea Cu 12500 10 840,47 Não Cumpre F. glauca Cu 500 403,25 Não Cumpre F. glauca Cu 2000 1 705,07 Não Cumpre F. glauca Cu 12500 9 377,71 Não Cumpre S. sediforme Cu 500 251,22 Não Cumpre S. sediforme Cu 2000 1 724,14 Não Cumpre 69 S. sediforme Cu 12500 5 738,05 Não Cumpre P. virgatum Cu 500 425,21 Não Cumpre P. virgatum Cu 2000 731,75 Não Cumpre P. virgatum Cu 12500 10 358,13 Não Cumpre P. virgatum MIX I 634,35 Não Cumpre P. virgatum MIX II 677,28 Não Cumpre P. virgatum MIX III 1 644,92 Não Cumpre P. virgatum MIX IV 4 417,70 Não Cumpre B. juncea Zn 500 77,27 Zinco: 340 Cumpre B. juncea Zn 1250 217,23 Cumpre B. juncea Zn 3000 487,48 Não Cumpre F. glauca Zn 500 82,33 Cumpre F. glauca Zn 1250 188,57 Cumpre F. glauca Zn 3000 682,12 Não Cumpre S. sediforme Zn 500 148,51 Cumpre S. sediforme Zn 1250 178,34 Cumpre S. sediforme Zn 3000 593,15 Não Cumpre P. virgatum Zn 500 120,20 Cumpre P. virgatum Zn 1250 347,09 Cumpre P. virgatum Zn 3000 1 012,38 Não Cumpre P. virgatum MIX I 565,25 Não Cumpre P. virgatum MIX II 606,20 Não Cumpre P. virgatum MIX III 1 460,20 Não Cumpre P. virgatum MIX IV 3 133,13 Não Cumpre P. virgatum Cr 1000 736,16 Crómio: 160 Não Cumpre P. virgatum Cr 2000 1 064,19 Não Cumpre P. virgatum Cr 10000 6 822,40 Não Cumpre P. virgatum MIX I 221,90 Não Cumpre 70 P. virgatum MIX II 728,82 Não Cumpre P. virgatum MIX III 1 754,86 Não Cumpre P. virgatum MIX IV 4 896,83 Não Cumpre Como se pode observar na Tabela 33, verificou-se que os ensaios com zinco com todas as plantas em estudo apresentaram genericamente melhores resultados no cumprimento da legislação sobre a concentração máxima de metais em solos. Nestes ensaios, verificou-se que a concentração final de zinco após os ensaios de fitorremediação promove a sua desclassificação para solos utilizáveis em atividades urbanas. Foi apenas nas concentrações mais elevadas de zinco que não se obtiveram resultados finais que promovam a sua desclassificação para solos utilizáveis em atividades urbanas. Por sua vez, destacase também o ensaio com a concentração inicial de 250 mg kg-1 de chumbo com a planta P. virgatum . Neste ensaio, os resultados finais da concentração de chumbo no solo também possibilitam a sua desclassificação para solos de uso urbano. Nos restantes ensaios, apesar de terem sido obtidas percentagens de remoção bastante elevadas, as concentrações finais dos metais em estudo não permitem a sua desclassificação e utilização. Este facto justifica-se pela elevada concentração inicial dos metais em estudo, especialmente nos ensaios com cobre e crómio. 4.7.2. AVALIAÇÃO TÉCNICA DO POTENCIAL ENERGÉTICO Depois de obtida uma estimativa para a biomassa disponível, foi possível, através desse valor, fazer o cálculo da energia elétrica disponível e da potência elétrica máxima a instalar. Esta avaliação foi realizada considerando a utilização de unidades de combustão. A potência elétrica ( P e) e a energia elétrica ( E e), em MWh, são dadas pelas Equações 4 e 5, respetivamente. 𝑃 𝑒=𝑚𝑐𝑜𝑚𝑏 × 𝑃𝐶𝐼 × (2,78 ×10−4) 𝑑𝑖𝑠𝑝 × 𝜂𝑒 Equação 4 𝐸𝑒= 𝑚𝑐𝑜𝑚𝑏 × 𝑃𝐶𝐼 × 2,78 × 10−7 × 𝜂𝑒 Equação 5 em que m comb representa a quantidade de combustível, ou seja, a quantidade disponível de biomassa florestal, em kg ha-1; PCI representa o poder calorifico inferior; disp representa a disponibilidade em horas, sendo admitido um valor de 6,667 horas;  e é o rendimento elétrico, sendo admitido o valor de 25 %; e 2,78 × 10-n é o fator de conversão de J para Wh ou MWh. A conversão em GJ seguiu o rácio de 1 MWh = 3,6 GJ. 71 Na Tabela 34 apresentam-se os resultados obtidos para a avaliação do potencial energético das plantas B. juncea , F. glauca , S. sediforme e P. virgatum em cada ensaio de fitorremediação. Tabela 34 - Poder calorífico inferior ( PCI ), produtividade ( P ), energia elétrica ( E e) e potência elétrica ( P e) obtidos para as plantas em estudo Espécie Ensaio PCI / (MJ kg-1) P / (kg ha-1) E e/ (MWh ha-1) P e/ (MWh) P e/ (GJ ha-1) P e / (GJ ha-1) B. juncea Controlo 14,58 11 172,28 11,32 0,0017 40,76 68,87 Pb 250 17 988,44 18,23 0,0027 65,62 Pb 500 16 271,14 16,49 0,0025 59,36 Pb 1500 18 031,67 18,27 0,0027 65,78 Cu 500 23 439,00 23,75 0,0036 85,50 Cu 2000 20 676,39 20,95 0,0031 75,43 Cu 12500 7 103,03 7,20 0,0011 25,91 Zn 500 27 606,51 27,97 0,0042 100,71 Zn 1250 24 203,34 24,53 0,0037 88,29 Zn 3000 22 287,59 22,58 0,0034 81,30 S. sediforme Controlo 16,56 4 878,79 5,62 0,0008 20,21 11,22 Pb 250 1 784,11 2,05 0,0003 7,39 Pb 500 1 994,35 2,30 0,0003 8,26 Pb 1500 - - - - Cu 500 3 242,05 3,73 0,0006 13,43 Cu 2000 180,77 0,21 0,0000 0,75 Cu 12500 4 857,17 5,59 0,0008 20,12 Zn 500 1 589,58 1,83 0,0003 6,59 Zn 1250 565,88 0,65 0,0001 2,34 Zn 3000 5 283,55 6,08 0,0009 21,89 F. glauca Controlo 16,67 45 522,24 52,74 0,0079 189,87 116,62 Pb 250 34 216,35 39,64 0,0059 142,71 Pb 500 16 992,25 19,69 0,0030 70,87 72 Pb 1500 53 990,86 62,55 0,0094 225,19 Cu 500 22 631,44 26,22 0,0039 94,39 Cu 2000 20 855,19 24,16 0,0036 86,98 Cu 12500 19 475,85 22,56 0,0034 81,23 Zn 500 30 663,85 35,53 0,0053 127,89 Zn 1250 23 574,58 27,31 0,0041 98,33 Zn 3000 11 691,01 13,54 0,0020 48,76 P. virgatum Controlo 16,20 33 634,74 37,87 0,0057 136,33 175,42 Pb 250 28 879,75 32,52 0,0049 117,06 Pb 500 24 038,29 27,06 0,0041 97,43 Pb 1500 14 720,85 16,57 0,0025 59,67 Cu 500 48 575,66 54,69 0,0082 196,89 Cu 2000 71 431,10 80,42 0,0121 289,53 Cu 12500 18 854,95 21,23 0,0032 76,42 Zn 500 57 315,43 64,53 0,0097 232,31 Zn 1250 62 777,78 70,68 0,0106 254,45 Zn 3000 57 067,85 64,25 0,0096 231,31 Cr 1000 66 287,05 74,63 0,0112 268,68 Cr 2000 57 999,21 65,30 0,0098 235,08 Cr 10000 51 625,15 58,12 0,0087 209,25 MIX I 65 418,58 73,65 0,0110 265,16 MIX II 47 777,92 53,79 0,0081 193,66 MIX III 16 288,82 18,34 0,0028 66,02 MIX IV 13 066,42 14,71 0,0022 52,96 Conforme é possível observar pelos resultados obtidos na Tabela 34, a planta que apresenta maior potencial energético é a P. virgatum . Esta planta apresenta um potencial energético médio de aproximadamente 175 GJ por hectare. A condição experimental que apresentou um potencial energético mais elevado foi obtida no ensaio Cu 2000, tendo sido calculado um potencial energético de 79 Tabela 38 - Resumo dos investimentos e custos-hora com densificação de biomassa de P. virgatum Item Valor Referência INVESTIMENTO EM EQUIPAMENTO Briquetadora (1) 90 000,00 € Tempo de depreciação 10 anos [68] Custo-hora de depreciação 21,09 € h-1 CUSTOS DE MÃO-DE-OBRA Salário bruto mensal 1 200,00 € Meses 14 [68] N.º de trabalhadores 1 N.º de horas laborais por ano 1 720 h Custo-hora mão-de-obra 13,00 € h-1 CUSTOS DE CONSUMÍVEIS Massa de estilha produzida 265 t N.º de horas 265 Potência nominal 27 kW Custo kWh 0,25 € kWh-1 Custo de ‘ big bags ’-hora 7,00 € Custo-hora de consumíveis 16,00 € h-1 Custo-hora da densificação 50,00 € t-1 h-1 (1) cotação enviada por email. Na Tabela 39 apresenta-se o resumo da avaliação económica dos ensaios de descontaminação de solos com aproveitamento energético da planta P. virgatum . A avaliação económica demonstrou que as plantas cultivadas na condição Zn 1250 geram os maiores proveitos, devido ao maior volume de receitas obtido com a venda da eletricidade e CO2eq, embora os custos de manuseio da biomassa também tenham aumentado. Dos três ensaios avaliados, Zn 1250 foi o que obteve um maior rendimento em biomassa (62 778 kg ha-1), resultando simultaneamente numa maior produção de energia elétrica e maior sequestro de dióxido de carbono. 80 Tabela 39 - Resumo da avaliação económica dos ensaios de descontaminação de solos com aproveitamento energético da planta P. virgatum Imputações Pb 250 Zn 500 Zn 1250 RECEITAS Produção de energia elétrica/ (MWh ha-1) 32,52 64,53 70,68 Preço de venda da energia elétrica/ (€ MWh-1) 144,50 144,50 144,50 Receita da venda da energia elétrica/ (€ ha-1) 4 698,52 9 324,79 10 213,48 Sequestro de CO2eq/ (kg ha-1) 18 109,93 35 941,40 39 366,73 Preço de venda do CO2eq/ (€ t-1) 10,00 10,00 10,00 Receita da venda do CO2eq/ (€ ha-1) 181,10 359,41 393,67 Receita da descontaminação de solos/ (€ ha-1) 500,00 500,00 500,00 Receitas Totais/ (€ ha-1) 5 379,62 10 184,21 11 107,14 CUSTOS Custos de produção da planta P. virgatum / (€ ha-1) 119,30 119,30 119,30 Custos de recolha e enfardamento da biomassa de P. virgatum / (€ t-1 ha-1) 55,00 55,00 55,00 Custos de estilhagem de fardos de biomassa de P. virgatum / (€ t-1 ha-1) 22,00 22,00 22,00 Custos de densificação de biomassa de P. virgatum / (€ t-1 ha-1) 50,00 50,00 50,00 Custos totais de manuseio de biomassa de P. virgatum / (€ t-1 ha-1) 127,00 127,00 127,00 Custos totais de manuseio de biomassa de P. virgatum / (€ ha-1) 3 667,73 7 279,06 7 972,78 Custos Totais/ (€ ha-1) 3 787,03 7 398,36 8 092,08 PROVEITOS Proveitos Totais/ (€ ha-1) 1 592,59 2 785,85 3 015,07 81 5. CONCLUSÕES O trabalho visou avaliar o potencial de quatro espécies vegetais, B. juncea , F. glauca , S. sediforme e P. virgatum , na fitorremediação de solos contaminados com Pb, Cu, Zn e Cr, numa perspetiva da futura valorização energética da biomassa contaminada com os metais fitoacumulados. Para isso, foram conduzidos os ensaios de crescimento das plantas em vasos, com solos contaminados artificialmente com estes metais. De um modo geral, não se verificou nenhum efeito toxicológico significativo da presença dos metais nos parâmetros biométricos das plantas em estudo, que demonstraram uma grande tolerância e capacidade de subsistência sob estas condições que se suponham menos ideais. As produtividades obtidas foram, de um modo geral, satisfatórias, tendo as plantas de P. virgatum obtido os resultados mais promissores para a produção de biomassa. A análise elementar revelou valores de C, H e N semelhantes entre as culturas e dentro dos limites recomendados para a biomassa. A switchgrass foi a cultura que apresentou o menor teor de cinzas, o que constitui uma caraterística interessante para a produção de bioenergia a partir da sua biomassa. Os teores de cinzas das outras plantas são limitantes para o processo de valorização da biomassa contaminada. À exceção da B. juncea , os valores do poder calorífico observados demonstraram um grande potencial para a valorização energética. A análise DTA/TGA comprovou que as plantas podem ser valorizadas energeticamente em caldeiras comerciais por processos de combustão, sendo que S. sediforme e P. virgatum deverão apresentar taxas de conversão de quase 100 %, a uma temperatura média de 450 °C. Quanto à avaliação técnica da fitorremediação, verificou-se que, nos ensaios com zinco de concentração baixa (500 mg kg-1) e intermédia (1 250 mg kg-1), todas as plantas em estudo atingiram resultados em conformidade com os valores-limite impostos para o teor máximo de metais em solos, promovendo a sua desclassificação para uso urbano. Além destes, o único ensaio em que se conseguiu remover uma quantidade de metal suficiente para cumprir com a legislação existente foi o solo com concentração inicial de chumbo de 250 mg kg-1, remediado por P. virgatum . Nos restantes ensaios, a elevada concentração inicial dos metais em estudo, em particular, nos ensaios com cobre e crómio, foi um fator determinante para que as concentrações finais dos metais em estudo não tenham ficado abaixo dos limites que permitam a desclassificação e utilização dos solos, apesar de se terem obtido percentagens de remoção bastante elevadas. 82 Em termos energéticos, a planta P. virgatum apresenta o maior potencial energético, com um valor médio de 175 GJ ha-1. O ensaio em que se obteve o potencial energético máximo foi o Cu 2000, com cerca de 290 GJ ha-1 e a produção de 80,4 MWh ha-1 com uma potência a instalar de 0,01 MWh. F. glauca apresentou o segundo melhor potencial energético da experiência, com um valor médio de 117 GJ ha-1 e um valor máximo de 225 GJ ha-1, no ensaio Pb 1500. Já a B. juncea e a S. sediforme obtiveram um potencial energético médio de 68,9 GJ ha-1 e 11,2 GJ ha-1, respetivamente, tendo ambas obtido o seu potencial máximo nos ensaios com zinco. No que respeita à avaliação ambiental da tecnologia de fitorremediação, foi avaliada a capacidade de captura de dióxido de carbono atmosférico pelas plantas, que tem influência na redução do Potencial de Aquecimento Global. Esta análise foi apenas realizada para a P. virgatum , porque foi a espécie que obteve o maior índice de crescimento de biomassa. O maior sequestro de CO2 foi obtido no ensaio Cu 2000, com aproximadamente 45 000 kg de CO2 equivalente por hectare. A avaliação económica, focalizada nos ensaios em que se cumpriu a legislação relativa ao teor de metais pesados nos solos ( P. virgatum Pb 1500, Zn 500 e Zn 1250), demonstrou que o cultivo da switchgrass nestas condições gera retorno económico. O ensaio Zn 1250 foi aquele em que os proveitos foram superiores, com um lucro de 3 015,07 € ha-1 (cerca do dobro do obtido para o ensaio Pb 1500). Sintetizando, as culturas testadas neste trabalho podem ser cultivadas, com sucesso, em solos contaminados com os metais pesados usados nos ensaios, oferecendo benefícios ambientais e económicos. Em particular, Sedum sediforme demonstrou um grande potencial para a fitorremediação de metais pesados, embora a produtividade em biomassa tenha sido muito reduzida. Por outro lado, a P. virgatum apresentou caraterísticas mais favoráveis para a produção de biomassa e subsequente valorização para a produção de bioenergia. Futuramente, seria interessante o desenvolvimento de linhas de investigação científica baseadas no contributo dos resultados obtidos nesta dissertação, designadamente: • Estudos cinéticos e termodinâmicos da tecnologia de fitorremediação (fitoextração), definindose períodos de crescimento mais longos e variando o caudal de irrigação; • Isolamento e identificação dos microrganismos presentes no solo, com avaliação da sua capacidade de rizodegradação dos metais pesados; 83 • Aplicação dos métodos utilizados neste estudo em solos mais complexos, de modo a determinar a influência destes fatores na eficiência da fitorremediação (nomeadamente, realizar ensaios multielementares para a Sedum sediforme ); • Aplicação dos métodos em solos reais, contaminados com metais pesados, como por exemplo, em zonas de atividade industrial e extração mineira; • Estudos mais aprofundados sobre as possíveis vias de valorização energética da biomassa ou produção de outros subprodutos. 84 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS [1] H. 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