PD - Capítulo 6

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SILVA, A.A. & SILVA, J.F. 
Capítulo 6 
FITORREMEDIAÇÃO DE ÁREAS CONTAMINADAS POR HERBICIDAS 
 
José Barbosa dos Santos, Antonio Alberto da Silva, Lino Roberto Ferreira, Sérgio de Oliveira 
Procópio e Fábio Ribeiro Pires 
 
1. INTRODUÇÃO 
Recentemente, tem-se mostrado que a atenuação natural monitorada pode contribuir 
significativamente para o controle e a redução da contaminação de solos e águas subterrâneas 
(FURTADO, 2005). Mais especificamente, nos últimos dez anos, surgiram nos EUA e em 
grande parte da Europa inúmeras companhias que exploram a chamada “fitorremediação” para 
fins lucrativos, como a norte-americana Phytotech e a alemã BioPlanta, e indústrias 
multinacionais, como Union Carbine, Monsanto e Rhone-Poulanc, que se beneficiam do 
emprego da fitorremediação em suas áreas de produção e de pesquisa (GLASS, 1998; DINARDI 
et al., 2003). 
Esta alternativa - que consiste simplesmente em manejar ao longo do tempo a degradação 
dos contaminantes que ocorre por meio de processos naturais - tem-se mostrado viável nos casos 
em que ocorrem condições biogeoquimicamente favoráveis e pode ser efetiva na remediação de 
solos e águas subterrâneas quando utilizada paralelamente a outras tecnologias, ou isoladamente, 
se comprovada ao longo de um período de monitoramento. 
Dentre os compostos de difícil degradação no solo, os herbicidas de longo efeito residual 
apresentam-se como principal problema à possibilidade de contaminação de culturas plantadas 
em sucessão e ao problema ambiental ocasionado por sua lixiviação direta ou de seus 
metabólitos para camadas mais profundas no perfil do solo, podendo atingir cursos de águas 
subterrâneas. 
No Brasil, algumas empresas estatais e privadas, bem como instituições de pesquisa, 
entre elas a Embrapa (2005), Petrobrás (2006) e Unicamp (FEA, 2005), pesquisam e exploram 
métodos de biorremediação, os quais incluem a fitorremediação, principalmente, de ambientes 
contaminados por metais pesados e derivados de petróleo. Contudo, poucos são os estudos na 
área da fitorremediação de solos contaminados por herbicidas. Nesses estudos, já se sabe que as 
espécies Stizolobium aterrimum e Canavalia ensiformis são, comprovadamente, eficientes na 
descontaminação de áreas tratadas com os herbicidas trifloxysulfuron-sodium e tebuthiuron e 
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que o provável mecanismo envolvido na descontaminação seja a interação da fitoestimulação e 
da fitodegradação. 
A pesquisa referente à biorremediação (biodegradação) de áreas contaminadas por 
herbicidas é relativamente ampla e já vem apresentando excelentes resultados, incluindo o 
desenvolvimento de vários microrganismos comprovadamente eficientes na biodegradação de 
alguns compostos (BELLINASO et al., 2003; VROUMSIA et al., 2005; YU et al., 2005). Felsot 
e Shelton (1993) citados por Moreira e Siqueira (2002), catalogaram uma relação de herbicidas 
com biodegradação acelerada já conhecida, entre eles: 2,4-D, alachlor, chlorprofam, diuron, 
EPTC, MCPA, liuron, napropamide, pronamida, pyrazon, e vernolate. 
Quando consideramos a fitorremediação como instrumento de despoluição de áreas 
contaminadas por herbicidas, percebe-se assunto relativamente novo no meio científico. Dessa 
forma, este trabalho abordará especificamente aspectos da utilização das plantas e sua microbiota 
associada, visando a descontaminação desses ambientes para se evitar a interferência negativa 
nas diferentes atividades agrícolas ou comprometimento da sustentabilidade ambiental. 
2. FITORREMEDIAÇÃO: MECANISMO DE BIORREMEDIAÇÃO 
A biorremediação é o processo de remediação normalmente in situ de áreas 
contaminadas que emprega organismos vivos (microrganismos e plantas, principalmente) 
capazes de se desenvolverem em meio contendo o material poluente, reduzindo-o ou até mesmo 
eliminando sua toxicidade. A técnica é bem utilizada para remediação de áreas contaminadas 
com metais pesados (FRANCO, 2004; QUEROL et al., 2006), solventes halogenados, 
compostos nitroaromáticos e, mais recentemente, herbicidas (FELSOT; SHELTON, 1993; 
MONTEIRO, 1996). 
No processo de biorremediação in situ dito “tradicional”, microrganismos do solo, em 
particular bactérias, são estimulados a degradar os contaminantes seja por utilização da molécula 
como fonte de nutrientes ou por co-metabolismo. As condições necessárias para essa degradação 
incluem a existência de receptores de elétrons, de nutrientes e de substrato, incluindo compostos 
químicos aplicados para as diferentes atividades agrícolas. 
Portanto, o termo biorremediação é amplamente utilizado para o processo de 
descontaminação de ambientes por microrganismos. Quando se trata da descontaminação pela 
utilização de plantas isoladas ou estimulando a microbiota associada às suas raízes, tem-se a 
fitorremediação (ACCIOLY; SIQUEIRA, 2000). 
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Quando comparada com técnicas tradicionais, como bombeamento e tratamento, ou 
remoção física da camada contaminada, a fitorremediação tem sido considerada vantajosa, 
principalmente por sua eficiência na descontaminação e pelo baixo custo (PERKOVICH et al., 
1996; CUNNINGHAM et al., 1996; PIRES et al., 2003a). Apesar de ser utilizada em solos 
contaminados com substâncias orgânicas ou inorgânicas, como metais pesados, elementos 
contaminantes, hidrocarbonetos de petróleo, agrotóxicos, explosivos, solventes clorados e 
subprodutos tóxicos da indústria (CUNNINGHAM et al., 1996), só recentemente tem-se 
apresentado como promissora técnica para descontaminação de áreas tratadas por herbicidas 
residuais (PIRES et al., 2003a; PROCÓPIO et al., 2004; SANTOS et al., 2005). 
Apesar das facilidades observadas, dois pontos tornam a fitorremediação diferente das 
demais técnicas de descontaminação de ambientes que apresentam problemas com xenobióticos 
e devem ser considerados para o correto emprego do processo: 
a) os herbicidas são contaminantes orgânicos que apresentam diversidade molecular; e 
b) apresentam complexidade de análise diante das constantes transformações a que 
estão sujeitos; o contaminante, no caso herbicida, é desenvolvido como agente para o 
controle do descontaminante, no caso, as plantas. 
A utilização da fitorremediação para descontaminação de ambientes com resíduo de 
herbicidas é baseada na seletividade, natural ou desenvolvida, que algumas espécies vegetais 
exibem a determinados compostos ou mecanismos de ação. Esse fato pode ser de ocorrência 
comum em espécies agrícolas melhoradas geneticamente e por várias espécies de plantas 
daninhas, tolerantes ou resistentes a certos herbicidas ou grupos de herbicidas. Essa seletividade 
deve-se ao fato de que os herbicidas podem ser absorvidos pelas folhas, caule ou raízes e serem 
translocados para diferentes tecidos da planta podendo, ainda sofrer o processo de volatilização. 
Podem ainda sofrer parcial ou completa degradação ou serem transformados em compostos 
menos tóxicos, especialmente menos fitotóxicos, combinados e/ou ligados a tecidos das plantas, 
ou como muito relatado, a diminuição do herbicida por ação do fitorremediador pode ser por 
estímulo a microbiota associada. 
Tais processos podem acontecer isolados ou conjuntamente, envolvendo fatores 
edafoclimáticos e, principalmente, a interação entre a planta e microrganismos a ela associados. 
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3. HERBICIDAS RESIDUAIS:OBJETO DE ESTUDO 
Problemas resultantes dos processos de poluição e degradação dos recursos naturais por 
herbicidas têm recebido atenção especial, principalmente em sistemas agrícolas que necessitam 
utilizar esses produtos no manejo integrado de plantas daninhas (JAKELAITIS et al., 2005; 
SANTOS et al., 2005; SILVA et al., 2005). 
Atualmente, as propriedades procuradas em um herbicida são sua pronta degradabilidade, 
eficiência em doses baixas, especificidade e baixa toxicidade para os organismos não-alvos, 
existindo uma conscientização dos problemas ambientais ou de saúde que podem ocorrer devido 
à má utilização desses compostos químicos (SANTOS et al., 2005). 
Mesmo possibilitando o controle efetivo de plantas daninhas por um período de tempo 
maior, reduzindo com isso o número de aplicações, os herbicidas que apresentam longo efeito 
residual no solo proporcionam a ocorrência de toxicidade em culturas sensíveis (carryover) 
plantadas após sua utilização. Existe ainda o impacto ambiental negativo ocasionado pela 
lixiviação dessas moléculas ou de seus metabólitos para camadas mais profundas no perfil do 
solo, podendo atingir lençóis subterrâneos e se mover para outros ambientes com provável 
contaminação de outros ecossistemas. 
Produtos como o trifloxysulfuron-sodium, que é utilizado em mistura com o ametryn na 
cultura da cana-de-açúcar ou puro na cultura do algodão em pós-emergência inicial, apresentam 
problemas de carryover na cultura do feijão cultivado em seqüência. Mesmo sendo recomendado 
em concentrações baixas (em torno de 7,5 g ha-1) (RODRIGUES; ALMEIDA, 2005), o período 
de espera, para o plantio de culturas sensíveis, é de aproximadamente oito meses, a contar da 
data de sua aplicação. Diversos outros herbicidas, entre eles o tebuthiuron, que é recomendado 
para uso em pré-emergência na cultura da cana-de-açúcar, também apresentam longo período 
residual, causando intoxicação às culturas de amendoim, feijão e soja quando cultivadas até dois 
anos após a sua aplicação. Sua persistência no solo pode variar de 11 a 14 meses em Latossolo 
Vermelho-Amarelo em lavouras de cana-de-açúcar (BLANCO; OLIVEIRA, 1987) de 15 a 
25 meses em solo argiloso (MEYER; BOVEY, 1988) ou mesmo estender-se por mais de sete 
anos, quando simulada a reunião de todas as condições ambientais que favoreçam sua 
persistência (EMMERICH et al.,1984). Além disso, este herbicida apresenta elevada mobilidade 
em solos com baixos teores de argila e de carbono orgânico, sendo, portanto, fonte potencial 
para contaminação de aqüíferos, principalmente como resultado de aplicações seqüenciais ao 
longo dos anos na mesma área (CERDEIRA, 1999). 
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Em se tratando do potencial de contaminação de águas subterrâneas por herbicidas, o 
atrazine, devido à sua baixa reatividade e solubilidade em água, é razoavelmente estável e 
persistente em água e solo (MELI et al., 1992). Esse produto, por ser pouco biodegradado, é 
lixiviado pelo perfil do solo para águas subterrâneas, causando contaminação do abastecimento 
de água potável (KOOKANNA; AYLMORE, 1994). Vários trabalhos, principalmente nos EUA 
e na Europa, onde o atrazine tem sido muito utilizado, vêm pesquisando diferentes 
microrganismos para degradação desse herbicida (GIARDINA et al., 1980; BEHKI; KHAN, 
1986; MANDELBAUM et al., 1993), contudo, poucos trabalhos visaram o emprego de plantas 
para descontaminação de ambientes com residual de atrazine (BURKEN; SCHNOOR, 1996; 
RICE et al., 1997; ARTHUR et al., 2000). 
Outros herbicidas, como picloram e imazapyr, apresentam considerado efeito residual no 
solo, podendo chegar a até três anos o intervalo para o plantio de culturas sensíveis, 
como algodão, tomate, batata, soja, entre outras RODRIGUES; ALMEIDA, 2005). Áreas 
contaminadas por estes e outros herbicidas persistentes no solo são prioritárias nos programas de 
fitorremediação. Contudo, para que se obtenha resultados satisfatórios, é essencial conhecer o 
tempo total necessário para a descontaminação, que, as vezes é muito longo, além dos 
procedimentos para o correto emprego da técnica; daí a necessidade do conhecimento 
aprofundado do processo e a possibilidade do uso de estratégias que acelerem a remediação. 
4. FITORREMEDIAÇÃO: CLASSIFICAÇÕES 
A fitorremediação pode ser classificada dependendo da técnica a ser empregada, da 
natureza química ou da propriedade do herbicida contaminante. Dificilmente, os processos 
apresentados a seguir são independentes na natureza, contudo, um ou outro pode se destacar na 
contribuição para a rápida diminuição do herbicida no sítio contaminado. O esquema 
relacionando os possíveis processos envolvidos na remediação por plantas de sítios 
contaminados por herbicidas é apresentado na Figura 1. Semelhante a outros compostos 
orgânicos, os herbicidas podem ser degradados em menor ou maior velocidade. No entanto, os 
diferentes processos envolvidos na fitorremediação podem contribuir para otimizar a 
descontaminação. 
 
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2R
R R 
 
 
Figura 1 - Principais processos envolvidos na fitorremediação de sítios contaminados por herbicidas. 
 
 
Pelo processo de fitoextração, tem-se a absorção do herbicida pelas raízes, o qual é 
armazenado na própria raiz ou transportado e acumulado nas partes aéreas (fitoacumulação). 
Diferentemente, se o herbicida permanecer imobilizado na planta ou humificado na rizosfera de 
maneira indisponível aos microorganismos, estará caracterizada a fitoestabilização. Em algumas 
situações a absorção e conversão do contaminante em uma forma volátil liberada na atmosfera 
caracteriza a fitovolatilização. Contudo, quando se trata da fitorremediação de herbicidas, outros 
processos como rizofiltração, fitoestimulação, rizodegradação e fitodegração parecem ter maior 
participação, portanto serão mais detalhados. 
 
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(a) 
(b) 
(c) 
 
Figura 2 - Esquemas possíveis para o tratamento de águas residuais baseado na utilização de plantas 
aquáticas emergentes, em fluxo superficial (a), fluxo sub-superficial horizontal (b) e por 
percolação (c), proposto por Mosse et al. (1980), citados por Dinardi et al. (2003). 
4.1. Rizofiltração 
A rizofiltração é um processo de fitoextração aplicada a ambientes aquáticos. Nesse 
processo, as plantas podem ser mantidas em sistemas hidropônicos, através dos quais a água 
contaminada pelo herbicida passa, podendo ser absorvida pelas raízes, que por sua vez 
concentram ou degradam o produto. Segundo Mosse et al. (1980), citados por Dinardi et al. 
(2003), dependendo da concentração do contaminante presente em solução, da velocidade de 
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escoamento, do sistema radicular das plantas e da topografia do terreno, os sistemas de 
tratamento de águas contaminadas podem ser esquematizados de diferentes formas (Figura 2). 
Esta técnica foi utilizada por Glass (1998) para limpeza de ambientes aquáticos contaminados 
por metais pesados, sendo hoje empregada com sucesso para despoluição de águas contendo 
diversos resíduos agrícolas ou industriais, além do tratamento de chorume. 
A criação de açudes artificiais como ecossistemas formados por solos orgânicos, 
microrganismos, algase plantas aquáticas vasculares, podem ser viáveis para o tratamento de 
efluentes, sendo o método mais antigo para tratamento dos esgotos municipais e, apesar de não 
ser considerado como um processo de fitorremediação por alguns pesquisadores, a utilização 
pode ser empregada, devido a maior absorção e rápido crescimento das plantas, além da 
facilidade de retirada da área e aproveitamento da biomassa colhida. 
Em trabalho realizado por Wilson et al. (2000), a espécie vegetal Typha latifolia foi 
eficiente na redução do herbicida simazine, promovendo, em solução hidropônica num período 
de sete dias, diminuição de 64% desse herbicida. Outros autores, avaliando a presença de plantas 
aquáticas para acelerar a remoção e biotransformação de herbicidas, verificaram que, após 16 
dias de incubação, mais de 98% do herbicida metolachlor radiomarcado foi diminuído em 
solução cultivada com Ceratophyllum demerson (RICE et al. 1997). Esses autores observaram 
que na testemunha sem desenvolvimento de plantas a redução do 14C-metolachlor foi somente 
39%, comprovando a eficiência dessa macrófita na descontaminação. 
4.2. Fitoestimulação e rizodegradação 
A fitoestimulação será apresentada juntamente com a rizodegradação devido à 
dificuldade de tratar esses dois processos separadamente. Apesar das propriedades físico-
químicas da rizosfera se apresentarem bem estáveis, a associação com o fornecimento constante 
de substratos orgânicos e fatores de crescimento, favorecem a intensa atividade metabólica das 
populações microbianas associadas, interferindo diretamente na multiplicação dos 
microrganismos e na capacidade que estes possuem para (co)metabolizar diferentes compostos 
presentes no meio. 
O ambiente rizosférico consiste na liberação de exsudados pelas plantas que garantem a 
proliferação de microrganismos que serão responsáveis pela degradação do contaminante. Há o 
estímulo à atividade microbiana, promovido pela liberação de substâncias que atuam degradando 
o herbicida no solo, o que caracteriza, em algumas plantas, a aptidão rizosférica para a 
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biorremediação desses compostos. Na Figura 3 é apresentado um esquema da provável 
distribuição de fotoassimilados na rizosfera das plantas. 
 
 
 
 
Carbono fotoassimilado
Raízes
Crescimento 
Respiração 
Tecidos 
Mucigel
Exsudados
Microrganismos 
Matéria orgânica e contaminantes no solo 
Compostos livres 
CO2 CO2 
 25-50% da 
fotossíntese 
60% 
50% 
50% 
CO2 
100% 
 
Fonte: Adaptado de Moreira e Siqueira (2002). 
 
Figura 3 - Fluxo de fotoassimilados na rizosfera: estimativa de distribuição. 
 
 
Em trabalho realizado por Pires et al. (2005a), foi comprovado que o solo proveniente da 
rizosfera de diversas espécies de leguminosas, entre elas Canavalia ensiformis e Stizolobium 
aterrimum, contaminado com o tebuthiuron, apresentou maior atividade microbiana, comparado 
ao solo não vegetado. Arthur et al. (2000), constataram que, em solos rizosféricos de Kochia 
scoparia, a meia-vida do atrazine foi de 50 dias, e em solos não vegetados, de 193 dias. Efeito 
semelhante também foi observado por Costa (1992) o qual constatou que a adição do solo 
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rizosférico, previamente tratado com o herbicida ametryn, aumentou a taxa de degradação em 
mais de três vezes, evidenciando ter ocorrido enriquecimento da população microbiana, onde os 
microrganismos foram previamente adaptados ao produto. 
Dentre as principais modificações químicas promovidas pelas raízes ao solo, destacam-se 
a maior precipitação ou acúmulo de sais na interface solo/raiz; as modificações no potencial 
hidrogeniônico; a alteração na relação entre O2 e CO2; a liberação de compostos voláteis 
inibidores e alelopáticos; a liberação de exsudados e mucigel além de moléculas com ação 
específica, como mediadores nutricionais, indutores da transcrição de genes, fatores de 
crescimento e compostos quelantes. 
Todo este aparato torna a rizosfera um ecossistema capaz de promover crescimento 
microbiano altamente especializado suportando populações até 100 vezes maiores do que as 
comumente encontradas em ambientes isentos de raízes (MOREIRA; SIQUEIRA, 2002). 
Um fator muito importante no processo de rizodegradação inclui a capacidade de 
modificação do pH na região da rizosfera, influenciado pela eliminação de prótons e, 
principalmente, pelos exsudados radiculares, absorção de nutrientes pelo sistema radicular e 
processos como a fixação biológica do N2 pela simbiose entre leguminosas e diazotróficos do 
solo. Modificações nos valores de pH podem tornar a remediação dos herbicidas mais acelerada. 
Para atrazine verificou-se que sua mineralização aumentava rapidamente com o aumento do pH 
(HOUOT et al., 2000). Walker et al. (1996) estudaram a degradação de isoproturon, diuron e 
metsulfuron-metil na solução do solo e na fração adsorvida em dois tipos de solos e encontraram 
que a meia-vida destes produtos foi menor em solução, onde a ação microbiana e das raízes foi 
maior que na fração adsorvida, a qual apresentava menor atividade rizomicrobiana. 
Outros trabalhos relatam a contribuição das plantas estimulando, pelo efeito rizosférico, a 
mineralização de alguns herbicidas, principalmente atrazine e metolachlor (ANDERSON et al., 
1994; ANDERSON; COATS, 1995; PERKOVICH et al., 1996; BURKEN; SCHNOOR, 1996). 
4.3. Fitodegradação 
A capacidade de metabolização do herbicida a um composto não-tóxico (ou menos 
tóxico) às culturas e ao ambiente, realizada tendo como agente remediador, a planta, é 
denominada fitodegradação. Por esse processo os herbicidas são degradados ou mineralizados 
dentro das células vegetais por enzimas específicas. Entre essas enzimas destacam-se as 
nitrorredutases, desalogenases e lacases (Figura 4). Cunningham et al. (1996) citam as espécies 
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Populos sp. e Myriophyllum spicatum como exemplos de plantas que possuem os sistemas 
enzimáticos mencionados (Figura 5). 
 
 C B A 
 
Figura 4 - Exemplos de enzimas, presentes em plantas envolvidas na fitodegradação de herbicidas: 
desidrogenase (A); lacase (B) e nitrorredutase (C). 
 
 
Fonte: Cunningham et al. (1996) 
 
Figura 5 - Myriophyllum spicatum: reconhecidamente capaz de promover a fitodegradação de 
herbicidas, dentre eles, o atrazine. 
 
Segundo Burken e Schnoor (1996), a absorção de compostos orgânicos, como os 
herbicidas, pelas plantas é afetada pelas propriedades químicas do composto, pelas condições 
ambientais e pelas características da espécie vegetal. Para ser translocado, o produto químico 
deve passar pelo simplasto da endoderme. Para certas características das plantas e condições 
ambientais, a absorção radicular de xenobióticos da água (em solução) está diretamente 
relacionada ao coeficiente de partição octanol-água (Kow) do composto; além dessa 
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característica, interferem ainda a constante de acidez (pKa) e a sua concentração (ALKORTA; 
GARBISU, 2001). Em revisão feita por Pires et al. (2003a) e de acordo com Brigss et al. (1982), 
o fluxo transpiratório, fundamental para promover o carreamento do herbicida absorvido para a 
parte aérea das plantas,levando à fitodegradação, é maior quando o Log Kow do pesticida varia 
de 0,5 a 3,0, sendo maior a absorção quando o valor de Log Kow é de 2,1. Compostos que são 
mais hidrofóbicos, com Log Kow > 2,1, ligam-se às membranas lipídicas das raízes antes de 
entrarem no xilema. Compostos que são menos hidrofóbicos, com valores de Log Kow < 2,1, 
não passam através das membranas lipídicas associadas com as camadas da epiderme das raízes. 
Essa ligação ou exclusão leva a menor fluxo transpiratório sob valores de Log Kow que se 
distanciam de 2,1 (PIRES et al., 2003a). 
Maior detalhamento sobre a translocação e metabolização dos herbicidas nas células 
vegetais é apresentado no Capítulo 3. 
Os componentes resultantes da fitodegradação podem ser tanto volatilizados 
(fitovolatilização), incorporados aos tecidos das plantas ou exsudados pelo sistema radicular. Se 
alguns componentes resultantes, ainda apresentarem características de toxidez, ao ponto de 
contaminar outros cultivos posteriores mais sensíveis ao herbicida parcialmente degradado, 
então a espécie remediadora poderá ser encaminhada à combustão ou usada em aplicações 
alternativas. Burken e Schnoor (1996) pesquisaram o possível mecanismo de degradação do 
herbicida atrazine pela espécie vegetal Populus genus, sendo fitodegradado até formar produtos 
desalquilados e deshidroxilados (Figura 6A), que por ação microbiana, tem a completa 
mineralização a CO2 e amônia (Figura 6B). 
 
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N
Cl
N
N
H
NC2H5N
Deisopropilatrazine
Desalquilação
Desalquilação
N
Cl
N
N
H
N-C2H5
H
(C3H7)I-N
Atrazine
Desalquilação
N
Cl
N
N
NH2
2-Cloro-4,6-
diamino-S-atrazine
N
OH
N
N
H
N-C2H5
H
(C3H7)I-N
Hidroxilatrazine
Desalquilação
NN
N
H
NC2H5H2N
OH
Ameline
HidróliseHidrólise
Desaminação
Hidrólise
(biológica ou química)
N
Cl
N
N
NH2(C3H7)I-N
Deetilatrazine
Produtos 
hidroxylados e 
desalquilados 
A 
 
CO2+ 2NH3
CO2 CO2+ NH3
B 
 
Figura 6 - Mecanismo proposto para degradação do atrazine (A) pela espécie vegetal Populus genus 
(BURKEN; SCHNOOR, 1996). As reações envolvem principalmente a desalquilação e 
desaminação até produtos hidroxilados e desalquilados como o ácido cianúrico (A). A 
degradação do atrazine também é eficientemente realizada, reduzindo-o completamente a 
dióxido de carbono e amônia pelo Agrobacterium radiobacter (B) (STRUTHERS et al., 
1998). 
 
5. ESTRATÉGIAS PARA O SUCESSO DA FITORREMEDIAÇÃO 
O sucesso no emprego da fitorremediação como técnica para descontaminação de áreas 
tratadas por herbicidas depende da natureza química e das propriedades do composto, além da 
aptidão ecológica da espécie vegetal a ser empregada. São conhecidas espécies que se 
desenvolvem bem em todos os ambientes, solo seco, pedregoso, com elevada umidade, de clima 
quente ou frio, entre outros fatores. Dessa forma, a técnica pode apresentar algumas limitações 
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de aplicação, sendo importante ressaltar algumas delas, visando efetivar a remediação e diminuir 
o tempo de descontaminação. 
5.1. Limitações para o emprego da técnica 
Devido à complexidade de reações envolvidas no comportamento de herbicidas no solo, 
já discutida em capítulos anteriores, e a interação entre os diferentes fatores ambientais, o 
sucesso do emprego da fitorremediação está em função, principalmente, da escolha adequada da 
espécie vegetal e conhecimento do composto a ser diminuído na área, o que em algumas vezes, 
implica em limitações. Em recente revisão realizada por Pires et al. (2003a), são apresentadas 
algumas dificuldades para a utilização da técnica: 
a) áreas contaminadas por herbicidas de amplo espectro de ação ou por misturas de 
herbicidas, implica em maior dificuldade da seleção das espécies remediadoras; 
b) a persistência e a concentração do herbicida nos sítios contaminados podem 
requerer maior tempo para uma despoluição satisfatória; 
c) as condições edafoclimáticas podem restringir o desenvolvimento das espécies 
remediadoras; 
d) durante o processo de fitorremediação, as plantas podem metabolizar os compostos, 
não mineralizando-os completamente, formando compostos mais problemáticos do 
que os originais; 
e) deve-se atentar para o risco de contaminação da cadeia alimentar; 
f) é necessária a retirada e deposição, para outros locais, da biomassa vegetal, quando 
ocorre a fitoextração de herbicidas não-metabolizáveis ou metabolizados a outros 
compostos também tóxicos; 
g) possibilidade de a espécie remediadora tornar-se de difícil controle posterior; e 
h) a melhoria das condições do solo podem ser requeridas, incluindo a quelação do 
herbicida para facilitar a absorção pelas plantas. 
 
Contudo, grande parte das dificuldades apresentadas para o sucesso da técnica podem ser 
contornadas pelo conhecimento aprofundado da molécula herbicida e da espécie vegetal a ser 
introduzida como remediadora. A seguir serão abordados alguns aspectos na seleção da espécie 
vegetal. 
TÓPICOS EM MANEJO INTEGRADO DE PLANTAS DANINHAS – CAPÍTULO 6 - Fitorremediação de Áreas 
Contaminadas por Herbicidas 
223
SILVA, A.A. & SILVA, J.F. 
5.2. Escolha da espécie vegetal remediadora 
Com base nas análises apresentadas por diversos autores (FERRO et al., 1994; 
PERKOVICH et al., 1996; CUNNINGHAM et al., 1996; NEWMAN et al., 1998; ACCIOLY; 
SIQUEIRA, 2000; VOSE et al., 2000, PIRES et al., 2003a), algumas características devem ser 
consideradas na escolha da espécie vegetal a ser utilizada em programas de remediação de áreas 
contaminadas por herbicidas: 
a) capacidade de absorção, concentração e/ou metabolização e tolerância ao herbicida; 
b) retenção do herbicida nas raízes, no caso da fitoestabilização, como oposto à 
transferência para a parte aérea, evitando sua manipulação e disposição; 
c) sistema radicular profundo e denso; 
d) alta taxa de crescimento e produção de biomassa; 
e) capacidade transpiratória elevada, especialmente em árvores e plantas perenes; 
f) fácil colheita, quando necessária a remoção da planta da área contaminada; 
g) elevada taxa de exsudação radicular; 
h) resistência a pragas e doenças; 
i) fácil aquisição ou multiplicação de propágulos; 
j) fácil controle ou erradicação; e 
k) capacidade de desenvolver-se bem em ambientes diversos. 
 
O ideal seria reunir todas essas características numa só planta, porém, aquela que for 
selecionada deve reunir o maior número delas. Outro aspecto a ser observado é que, embora a 
maioria dos testes avalie plantas isoladas, várias espécies podem, como sugerido por Miller 
(1996), serem usadas em um mesmo local, ao mesmo tempo ou subseqüentemente, para 
promoverem maior descontaminação. 
Em essência, a espécie vegetal ideal para remediar um solo contaminado por herbicidas 
seria uma com alta produção de biomassa, que tanto pode tolerar como acumular o produto. 
Dessa forma, a escolha de plantas que apresentem tolerância ao herbicida é o primeiro passo na 
seleção de espécies potencialmente fitorremediadoras. 
TÓPICOS EM MANEJO INTEGRADO DE PLANTAS DANINHAS – CAPÍTULO 6 - Fitorremediação de Áreas 
Contaminadas por Herbicidas 
224
SILVA, A.A. & SILVA, .F. 
5.2.1. Proposta de etapas para a seleção das plantas 
Considerando a impossibilidade do uso de determinada área, devido à presença de 
resíduos de herbicidas os quais impedem o desenvolvimento de culturas, propõe-se iniciarum 
programa de fitorremediação selecionando várias espécies que ofereçam, além da possibilidade 
da descontaminação da área, outros benefícios, como adubação-verde, incorporação de 
nitrogênio ao solo (espécies que realizam a simbiose com diazotróficos), entre outros. 
O primeiro passo é a pré-seleção de diferentes espécies quanto à tolerância ao herbicida 
em questão. Nessa etapa é importante dar preferência às leguminosas, dada sua capacidade de 
incorporação de nitrogênio ao solo. Contudo, vários herbicidas, dentre eles, o picloram e 2,4-D, 
são indicados para o controle de espécies vegetais de folhas largas e selecionados entre os 
compostos desse gênero com elevado poder residual no solo (RODRIGUES; ALMEIDA, 2005). 
Dessa forma, dificilmente, leguminosas serão eficientes em programas de fitorremediação desses 
herbicidas. Ainda assim, outras espécies podem oferecer alguns benefícios além da remediação. 
Dentre essas espécies, as forrageiras podem ser indicadas, pela sua importância em programas 
que integram a agricultura à pecuária, no que diz respeito a técnicas de cultivo que possam ser 
aplicadas na renovação de pastagens degradadas, entre outras vantagens. 
Após a pré-seleção, as plantas tolerantes ao nível de contaminação ao qual foram 
submetidas, podem ser agora testadas com maior acurácia. Nessa segunda etapa, poderão ser 
testados diferentes níveis de contaminação pelo herbicida ao sítio para verificação da máxima 
tolerância das espécies selecionadas ao composto. Posteriormente, em condições totalmente 
controladas, outras variáveis podem ser testadas visando melhorar a capacidade de 
desenvolvimento das espécies selecionadas aos produtos contaminantes. A partir desse ponto, 
podem ser iniciados os ensaios para verificação da capacidade de descontaminação. 
Testes mais simples, contudo, muito eficientes, consistem na realização de bioensaios, 
por meio dos quais, plantas comprovadamente sensíveis aos herbicidas pesquisados 
(bioindicadoras) são cultivadas em solo previamente contaminado pelo herbicida e cultivado 
com as espécies remediadoras e, dessa maneira, podem comprovar a eficácia da fitorremediação. 
Métodos mais sofisticados como os químico-analíticos, envolvendo a cromatografia líquida e 
gasosa ou ainda, a utilização de herbicidas radiomarcados podem ser empregados, contudo, são 
procedimentos mais onerosos, exigindo maior capacitação técnica, laboratórios mais sofisticados 
além de infra-estrutura adequada. 
Em trabalhos realizados com o herbicida trifloxysulfuron-sodium (dados ainda não 
publicados), verificou-se que a quantidade desse produto, comercialmente recomendado para 
TÓPICOS EM MANEJO INTEGRADO DE PLANTAS DANINHAS – CAPÍTULO 6 - Fitorremediação de Áreas 
Contaminadas por Herbicidas 
225
SILVA, A.A. & SILVA, J.F. 
controle de plantas daninhas na cultura do algodão, aplicada ao solo, é extremamente baixa, em 
torno de 7,5 g ha-1, contudo, é passível de causar intoxicação em plantas de feijão cultivadas até 
quatro meses depois. Dessa maneira, métodos químico-análiticos como a cromatografia líquida 
de alta eficiência (CLAE) são pouco eficientes em quantificar resíduos desse herbicida, pois, 
com a dosagem aplicada ao solo, a concentração por grama de solo fica abaixo do limite de 
quantificação pelos aparelhos. Contudo, a partir de bioensaios, utilizando-se plantas de sorgo 
(Sorghum vulgare) é possível estabelecer curvas de crescimento relacionando altura e massa 
seca de plantas e nível de trifloxysulfuron-sodium no solo (Figura 7), comprovando-se a 
descontaminação de solos tratados com esse herbicida pela espécie vegetal Stizolobium 
aterrimum (Figura 9A). 
 
 
 
A 
B 
 0 0,15 0,31 0,62 1,25 2,50 5,00 10,0 20,0 40,0 
 (Doses g ha-1) 
 
Figura 7 - Bioensáio utilizando plantas de sorgo (Sorghum vulgare) como indicadora da presença de 
trifloxysulfuron-sodium em solo remediado por Stizolobium aterrimum (A) e 
desenvolvimento do sorgo em solo, isento de remediação e com diferentes frações da dose 
comercialmente recomendada desse herbicida (Dose 1 = 7,5 g ha-1) (B). 
 
Em trabalhos realizados visando a seleção de espécies vegetais com potencial para 
emprego em programas de fitorremediação de herbicidas (PIRES et al., 2003a, b, c, 2005b; 
PROCÓPIO et al., 2004, 2005b; SANTOS et al., 2004a), algumas espécies vegetais utilizadas 
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Contaminadas por Herbicidas 
226
SILVA, A.A. & SILVA, .F. 
como cobertura do solo foram tolerantes a diversos compostos desse gênero (Figura 8), 
destacando-se a mucuna-preta (Stizolobium aterrimum) e o feijão-de-porco (Canavalia 
ensiformis) (Figura 9), tolerantes ao trifloxysulfuron-sodium e ao tebuthiuron. 
 
A B
 
Figura 8 - Etapa de seleção de espécies vegetais, em casa-de-vegetação (A) e em campo (B), tolerantes 
ao trifloxysulfuron-sodium e ao tebuthiuron, visando a fitorremediação de solos 
contaminados por esses herbicidas. 
 
 
 
A B 
Sem herbicida Tri floxysulfuron-
sodium 
Tebuthiuron Sem herbicida 
Tri floxysulfuron-
sodium 
Tebuthiuron 
 
Figura 9 - Desenvolvimento de mucuna-preta (Stizolobium aterrimum) (A) e feijão-de-porco 
(Canavalia ensiformis) (B), em solo contaminado pelos herbicidas trifloxysulfuron-sodium e 
tebuthiuron. 
 
Nos trabalhos realizados por Santos et al. (2004b), após a seleção de diversas espécies 
vegetais, feijão-de-porco (Canavalia ensiformis) e mucuna-preta (Stizolobium aterrimum) 
promoveram a fitorremediação de solo contaminado pelo herbicida trifloxysulfuron-sodium, 
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Contaminadas por Herbicidas 
227
SILVA, A.A. & SILVA, J.F. 
possibilitando o posterior desenvolvimento de plantas de milho e feijão semelhante ao obtido no 
solo isento do herbicida (Figura 10). Essas culturas são sensíveis à presença desse herbicida 
RODRIGUES; ALMEIDA, 2005), comprovando a eficiência na descontaminação. Também 
Pires et al. (2005b) verificaram que, das várias espécies testadas tolerantes ao herbicida 
tebuthiuron, as leguminosas C. ensiformis e Lupinus albus possibilitaram o pleno 
desenvolvimento de Avena strigosa, utilizada como bioindicadora da presença do herbicida. 
 
 
0,00 7,50 15,00 0,00 7,50 15 ,00 
A B 
 
Fonte: Procópio et al. (2004) 
 
Figura 10 - Desenvolvimento de plantas de milho e de feijão em solo tratado com o herbicida 
trifloxysulfuron-sodium (0,0, 7,5 e 15,0 g ha-1) (não-seletivo a essas culturas), anteriormente 
cultivado (B) ou não (A) com mucuna-preta (Stizolobium aterrimum), visando a remediação. 
 
 
Comprovada a capacidade de remediação por determinada espécie vegetal, deve-se 
passar para os ensaios em nível de campo, avaliando a espécie em diferentes condições edáficas, 
variação na densidade de plantio e incorporação de insumos para acelerar o processo 
fitorremediador. Procópio et al. (2005a) verificaram que o aumento da densidade populacional 
de S. aterrimum promoveu maior descontaminação da área tratada com trifloxysulfuron-sodium. 
Em outro trabalho, a permanência ou retirada da parte aérea das plantas de C. ensiformis e 
S. aterrimum da área contaminada com trifloxysulfuron-sodium, após o período de remediação, 
não interferiu no desenvolvimento posterior de plantas de feijão, indicando que o produto pode 
estar sendo degradado internamente nos tecidos (fitodegradação) ou inativado por outros 
mecanismos rizosféricos, sendo, provavelmente, a fitoestimulação da microbiota associada à 
rizosfera (PROCOPIO et al., 2006). Santos et al. (2006) observaram que o solo proveniente da 
rizosfera deS. aterrimum, tratado com o trifloxysulfuron-sodium, apresentou maior atividade 
microbiana, evidenciada pelo maior desprendimento de dióxido de carbono, comparado ao 
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Contaminadas por Herbicidas 
228
SILVA, A.A. & SILVA, .F. 
mesmo solo não vegetado ou tratado com o herbicida, comprovando a contribuição da 
microbiota no processo de descontaminação (Figura 11). 
Belo et al. (2006) constataram que a adição de composto orgânico ao solo contaminado 
com trifloxysulfuron-sodium e tebuthiuron, além de melhorar o desenvolvimento das espécies 
vegetais S. aterrimum e C. ensiformis, possibilitou maior eficiência no processo de remediação 
por essas leguminosas (Quadro 1). 
Para Accioly e Siqueira (2000), para o sucesso da fitorremediação, o programa deve 
envolver, além do emprego de plantas e sua microbiota associada, amenizantes como a matéria 
orgânica do solo, os quais, associados às práticas agronômicas, agiriam em conjunto, 
removendo, imobilizando ou tornando os contaminantes inofensivos ao ecossistema. 
Manejo da irrigação, incremento na população e número de espécies vegetais, além da 
possibilidade de inoculação de microrganismos junto à semeadura das plantas, nos programas de 
fitorremediação de herbicidas, são pesquisas já em desenvolvimento. Acredita-se que estas 
pesquisas fornecerão dados para maior eficiência nos processos de descontaminação de áreas 
que apresentam resíduos de outros herbicidas comprovadamente persistentes no ambiente, como 
o picloram e triclopyr. 
 
0
65
130
195
260
325
390
455
520
585
650
15 30 45 60 75
Dias após a semeadura
C
O
2 (
µg
 g
-1
)
1 
 
2 
 
3 
 
 
Figura 11 - Desprendimento de CO2 proveniente da atividade microbiana do solo em três situações: solo 
isento do herbicida trifloxysulfuron-sodium e cultivado com Stizolobium aterrimum ao 
longo de 75 dias (1); solo com esse herbicida (dose comercial) e cultivado por S. aterrimum 
(2) e solo não cultivado e contaminado pelo herbicida (3). 
 
 
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Quadro 1 - Massa seca da parte aérea (MSPA) de plantas de soja (20 DAS), utilizadas como 
bioindicadora da presença de herbicida, cultivada em solo com diferentes teores e 
composto orgânico e tratado com 1000 g ha-1 do tebuthiuron, remediado ou não por 
Canavalia ensiformis e Stizolobium aterrimum por 60 dias 
Massa seca da parte aérea (g) 
Canavalia ensiformis Stizolobium aterrimum 
Sem cultivo 
prévio 
Composto orgânico 
adicionado ao solo 
(m3 ha-1) 
Com herbicida Sem herbicida Com herbicida Sem herbicida Com herbicida 
0 0,317 b 0,696 a 0,303 b 0,740 a 0,000 c 
25 0,313 b 0,807 a 0,323 b 0,923 a 0,050 c 
50 0,330 b 0,893 a 0,390 b 0,877 a 0,155 c 
100 0,380 b 0,901 a 0,383 b 0,893 a 0,180 c 
200 0,457 b 1,107 a 0,407 b 0,960 a 0,212 c 
Fonte: Belo et al., (2006). 
Médias seguidas por letras iguais, em cada linha, não diferem entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade de 
erro. 
 
Em se tratando de ambientes aquáticos, o sucesso do tratamento empregando plantas 
aquáticas vai além do baixo custo, havendo possibilidades de reciclagem da biomassa produzida, 
podendo ser utilizada como fertilizante, ração animal, geração de energia, fabricação de diversos 
produtos, como papel, e até proteínas para usos em rações (DINARDI et al., 2003; GLASS, 1998). 
Entre os herbicidas, o atrazine oferece elevado risco de contaminação de aqüíferos, devido às suas 
características físico-químicas, já mencionadas. Este herbicida apresenta alta persistência no solo, 
sendo comumente detectado após um ano, hidrólise lenta, sorção moderada à matéria orgânica e 
argila, baixa pressão de vapor, alto potencial de escoamento, solubilidade de baixa para moderada 
em água RODRIGUES; ALMEIDA, 2005). Contudo, apesar de já ser bem conhecido o processo 
de biodegradação do atrazine por diversos microrganismos (BEKHI et al, 1993; BEKHI; KHAN, 
1986), poucos são os trabalhos que apontam soluções para fitorremediação deste composto em 
ambientes aquáticos (MARCACCI et al., 2005). 
Um esquema resumindo as principais etapas para a seleção de espécies vegetais para 
utilização em programas de fitorremediação de herbicidas é apresentado na Figura 12. 
 
 
TÓPICOS EM MANEJO INTEGRADO DE PLANTAS DANINHAS – CAPÍTULO 6 - Fitorremediação de Áreas 
Contaminadas por Herbicidas 
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SILVA, A.A. & SILVA, .F. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
1) Seleção de plantas tolerantes ao herbicida avaliado: 
(nesta etapa recomenda-se utilizar metade da dose 
comercialmente aplicada). Ao mesmo tempo, podem-se 
iniciar os estudos referentes aos mecanismos 
bioquímicos e fisiológicos que conferem maior 
tolerância das espécies vegetais ao herbicida. 
 
qqq
q 
qqq
q 
qqqq 
qqq
q 
2) Nova seleção, porém, com diferentes doses para 
determinação da máxima tolerância ao produto. 
Espécies menos tolerantes são descartadas nesta 
etapa. 
 
4) Testes com diferentes densidades de plantas 
e mais de um ciclo de cultivo visando 
acelerar o processo de remediação. Nesta 
etapa recomenda-se o estudo do potencial da 
fitoestimulação. 
 
 
 
 
Solo contaminado 
5) Cultivo das espécies remediadoras em 
condições de campo em solo 
contaminado pelo herbicida avaliado. 
Solo fitorremediado 
3) Avaliação do residual por 
meio de bioensáios com 
plantas altamente sensíveis ao 
herbicida, ou por métodos 
analíticos 
6) Posterior plantio das culturas de 
interesse,sensíveis ao herbicida, em solo 
agora descontaminado. 
 
 
Figura 12 - Resumo das principais etapas de um esquema proposto para programa de fitorremediação de 
solos contaminados por herbicidas residuais. 
 
TÓPICOS EM MANEJO INTEGRADO DE PLANTAS DANINHAS – CAPÍTULO 6 - Fitorremediação de Áreas 
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SILVA, A.A. & SILVA, J.F. 
Por ser um processo multidisciplinar, aliado à fitorremediação algumas etapas podem ser 
desenvolvidas paralelamente à seleção de espécies. Pesquisas relacionadas ao melhoramento 
genético são passíveis de integração, visando identificação de genes relacionados à 
metabolização do herbicida pelas plantas ou outros, responsáveis por desencadear transduções de 
sinalização química envolvida na estimulação rizosférica. Em biotecnologia, a transformação de 
plantas, com incorporação ou modificação de genes condicionando-as à tolerância e/ou 
resistência aos herbicidas é outra possibilidade já iniciada (KARAVANGELI et al., 2005; 
KAWAHIGASHI et al., 2002, 2005) e pode contribuir na seleção de espécies vegetais para 
fitorremediação de áreas tratadas por herbicidas. 
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS 
A fitorremediação surge como opção para o tratamento eficiente de solo e água 
contaminados por herbicidas de difícil decomposição nesses ambientes. O tema cresce em 
complexidade na medida em que se tenta selecionar espécies vegetais que apresentem, além da 
capacidade remediadora, outros benefícios para o agricultor. Contudo, graças à atual 
preocupação na viabilidade das técnicas integradas de manejo, que visam o menor impacto 
negativo ao ambiente, espera-se maior aceitação de métodos de descontaminação in situ, por 
perturbarem menos o ambiente. Além disso, essa técnica é relativamente barata, comparada a 
outros processos de descontaminação, podendo ser aplicada a grandes áreas. 
O mercado para exploração desta tecnologia é promissor. No Brasil, embora não se tenha 
idéia dos investimentos globais com despoluição pode-se dizer que o mercadotende a crescer, 
em decorrência das exigências de uma sociedade mais esclarecidas e à medida que leis mais 
rígidas são aplicadas dentro e fora do país. Além disso, outras tecnologias como cultivo mínimo 
e plantio direto, integradas aos programas de fitorremediação, podem ser postas em prática em 
grandes áreas. São aquelas que devem ser consideradas em países tropicais de cunho agrícola, 
não somente para remediar, mas também para prevenir a contaminação ambiental. 
A fitorremediação para diminuir contaminação por herbicidas consiste em um novo 
desafio, pois requer a integração de diferentes áreas como a microbiologia, a geologia, a 
química, a estatística, a fitotecnia, genética, entre outras. Além disso, necessita de vários 
estudiosos interessados em adquirir novos conhecimentos, tanto em ciências básicas como em 
processos de biorremediação, aplicados normalmente em sistema com muitas variáveis como a 
agricultura sustentável. 
 
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Contaminadas por Herbicidas 
232
SILVA, A.A. & SILVA, .F. 
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