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UNIVERSIDADE FEDERAL DE PELOTAS CENTRO DE ENGENHARIAS
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL E SANITÁRIA
Trabalho de Conclusão de Curso
Avaliação Ecotoxicológica de Solos Impactados com Borra Oleosa Submetidos a Diferentes Tratamentos de
Biorremediação
Mariel Penha Lapa
Pelotas, 2014.
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MARIEL PENHA LAPA
Avaliação Ecotoxicológica de Solos Impactados com Borra
Oleosa Submetidos a Diferentes Tratamentos de Biorremediação
Trabalho acadêmico apresentado ao Curso de Engenharia Ambiental e Sanitária, da Universidade Federal de Pelotas, como requisito parcial à obtenção do título de Bacharel em Engenheiro Ambiental e Sanitarista
Orientadora: Profª. Drª. Vanessa Sacramento Cerqueira.
Pelotas, 2014.
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Banca examinadora:
Profª. Drª. Vanessa Sacramento Cerqueira – Centro de Engenharias/UFPel -
Orientadora
Prof. Dr. Érico Kunde Corrêa – Centro de Engenharias/UFPel
Prof. Msc. Michel David Gerber – Instituto Federal Sul-Rio-grandense/IFSUL
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AGRADECIMENTOS
A Deus por minha vida, família e amigos.
À minha orientadora Vanessa, pelos ensinamentos, correções е incentivos.
Ao professor Paulo Lopes da UNESP, pela disposição de sempre esclarecer
algumas dúvidas que surgiram no decorrer desse trabalho.
À Patricia Quadros da UFRGS por ter me cedido as amostras.
À professora Luciara por sua amizade, dedicação e carinho, sempre me
tranquilizando e motivando.
Ao professor Érico, pelos ensinamentos e por ter cedido o NEPERS para os
experimentos.
Ao pessoal do NEPERS, em especial para Daiane, Mateus e Vanessa, pela ajuda e
risadas durante a realização do trabalho.
À minhas colegas e amigas que levarei para vida toda Edenara e Vanderleia, por
sempre me ajudarem, acalmarem nos momentos de agonia e por me darem forças
para seguir em frente.
Aos meus pais Jurandir e Ruth, pelo amor, e por acreditarem em mim, mais do que
eu mesma, sempre me encorajando e alicerçando para seguir em frente, me
incentivando nas horas difíceis, de desânimo е cansaço, enfim, por serem o meu
exemplo, a minha vida.
Às minhas tias e meus primos, pelos incentivos e por estarem sempre ao meu lado,
em especial a minha prima Juliana, pela boa vontade e carinho com que me ajudou
nas correções.
Às minhas amigas da vida, Aline, Amélia, Bruna, Diana, Gabriela, Giulia, Isa,
Juliana, Lara, Manoela, Mayara, Rafaella, Vanessa e Vitória, por entenderem por
inúmeras vezes a minha ausência, pеlаs alegrias, tristezas е dores compartilhas.
Com vocês, as pausas entre um parágrafo е outro de produção melhora tudo о qυе
tenho produzido na vida.
A todos aqueles qυе dе alguma forma estiveram е estão próximos de mim, fazendo
esta vida valer cada vez mais а pena.
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RESUMO
LAPA, Mariel Penha. Avaliação Ecotoxicologica de Solos Impactados com Borra
Oleosa Submetidos a Diferentes Tratamentos de Biorremediação. 2014. 62f.
Trabalho de Conclusão de Curso (TCC). Graduação em Engenharia Ambiental e
Sanitária. Universidade Federal de Pelotas, Pelotas.
As refinarias e indústrias petroquímicas geram, durante seu processamento, um resíduo sólido de grande preocupação ambiental, denominado borra oleosa. A maioria dos componentes presentes neste resíduo são tóxicos, mutagênicos e carcinogênicos, sendo assim classificados como poluentes ambientais prioritários. Como forma de tratamento, tem sido empregada a tecnologia de biorremediação chamada landfarming, um processo lento que pode ter sua eficiência aumentada com a adição de microrganismos (bioaumentação) e nutrientes (bioestimulação). Visando determinar a qualidade do solo recuperado após o processo de biorremediação, faz-se importante a avaliação da ecotoxicidade destes solos. Em vista disso, o presente trabalho avaliou a toxicidade de solos contaminados com 6% de borra oleosa petroquímica, antes e após 54 dias do período de biorremedição onde aplicaram-se diferentes tratamentos: atenuação natural (AN), bioestimulação (BE), bioaumentação (BA) e bioestimulação seguido de bioaumentação (BEA). Nos ensaios de bioestimulação foram adicionados ao solo NH4NO3 e KH2PO4, como fonte de nitrogênio e fósforo, respectivamente, na relação de 100:6:1,5 de C:N:P, e nos ensaios de bioaumentação foi utilizado um consórcio microbiano (Stenotrophomonas acidaminiphila, Bacillus megaterium, Bacillus cibi, Pseudomonas aeruginosa e Bacillus cereus) previamente selecionado como eficiente na degradação de borra oleosa petroquímica. Nos ensaios, foram avaliados a atividade microbiana por meio de análises químicas, taxa de CO2 liberado por microrganismos, e por meio de bioensaios de toxicidade utilizando como organismo teste a Eruca sativa (rúcula) e a Lactuca sativa (alface). Os tratamentos mostram comportamento semelhante quanto a produção de CO2, alcançando a maior liberação de CO2 acumulado (1430 mg/Kg) no experimento onde adicionou-se nutrientes (BE), e a menor produção no tratamento de AN, onde a produção atingiu 1377 mg/Kg. Nos testes de toxicidade utilizando as hortaliças, verificou-se o maior índice de germinação (IG) para as sementes de rúcula no tratamento de BA, obtendo-se o valor de 100,97% enquanto para alface o maior IG foi obtido na BEA obtendo-se o valor de 126,4%. Os menores valores de IG para ambas as espécies ocorreram na AN, o que demonstra que as medidas adotadas (adição de nutrientes e microrganismos) para aumentar a eficiência da biorremediação deste importante passivo ambiental mostraram-se eficientes.
Palavras-Chave: Biorremediação. Borra oleosa. Ecotoxicidade.
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ABSTRACT
LAPA, Mariel Penha. Ecotoxicological Assessment of Soils Impacted with Oily
Sludge Submitted to Different Bioremediation Treatments. 62f. Course
Conclusion Paper (TCC). Graduation in Environmental and Sanitary Engineering.
Federal University of Pelotas, Pelotas.
Refineries and petrochemical industries, during their processing, generate a solid waste of great environmental concern called oily sludge. Most compounds contained in this waste are toxic, mutagenic and carcinogenic, and therefore classified as priority environmental pollutants. The bioremediation technology called landfarming has been used as a treatment approach. Landfarming is a slow process that can have an increase in efficiency with the addition of microorganisms (bioaugmentation) and nutrients (biostimulation). Aiming to ascertain the quality of the soil gathered after the bioremediation process, it is important to assess the ecotoxicity of these soils. Therefore, this study assessed the toxicity of the soils contaminated with 6% of petrochemical oily sludge, before and after 54 days of bioremediation, where different treatments were applied: Natural Attenuation (AN), biostimulation (BE), bioaugmentation (BA) and biostimulation followed by bioaugmentation (BEA). In biostimulation tests, NH4NO3 and KH2PO4 were added to the soil as source of nitrogen and phosphorus, respectively, in the ratio of 100:6:1.5 of C:N:P. In bioaugmentation tests a microbial consortium (Stenotrophomonas acidaminiphila, Bacillus megaterium, Bacillus cibi, Pseudomonas aeruginosa and Bacillus cereus) was used, after being previously selected as efficient in the degradation of petrochemical oily sludge. In tests, the microbial activity was evaluated by chemical analyzes, using the rate of CO2 released by microorganisms, and by toxicity bioassays, using Eruca Sativa (arugula) and Lactuca Sativa (lettuce) as test organisms. The treatments show similar behavior as the production of CO2, achieving the highest release of cumulative CO2 (1430 mg/Kg) in the experiment where nutrients (BE) were added, and the lowest production in the treatment of AN, where production reached 1377 mg/Kg. In toxicity tests using greenery, the greater germination index (GI) for the arugula seeds were found in the BA treatment, having the value of 100.97%. For the lettuce, the greater germination index was obtained in the BEA, having the value of 126.4%. The lower GI values for both species were found in the AN, which demonstrates that the adopted measures (addition of nutrients and microorganisms) to increase the efficiency of bioremediation of this important environmental liability is efficient. KEYWORDS: Bioremediation. Oily sludge. Ecotoxicity.
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SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO.... ............................................................................................... 12
1.1 OBJETIVOS ........................................................................................................ 14
1.1.1 Objetivos Gerais ............................................................................................... 14
1.1.2 Objetivos específicos........................................................................................ 14
2. REVISÃO DE LITERATURA ................................................................................. 16
2.1 Indústrias do petróleo e os aspectos ambientais ................................................. 16
2.1.1 Petróleo ............................................................................................................ 16
2.1.2 Refinarias de petróleo e indústrias petroquímicas ............................................ 17
2.1.3 Borra oleosa ..................................................................................................... 18
2.2 Biorremediação ................................................................................................... 20
2.2.1 Fatores intervenientes na eficiência e aplicabilidade da biorremediação ......... 21
2.2.3 Tipos de tratamento de biorremediação ........................................................... 23
2.2.4 Estratégias de biorremediação ......................................................................... 24
2.3 Métodos de avaliação da biodegradação ............................................................ 25
2.4 Toxicologia .......................................................................................................... 26
2.4.1 Ecotoxicologia .................................................................................................. 27
2.4.2 Testes de toxicidade ........................................................................................ 28
2.4.3 Ensaio de germinação e desenvolvimento das radículas com Lactuca sativa e
Eruca sativa ............................................................................................................... 30
3. METODOLOGIA .................................................................................................... 32
3.1 Coleta do solo ..................................................................................................... 32
8
3.2 Experimentos de biorremediação ........................................................................ 33
3.3 Montagem dos ensaios de toxicidade aguda com L. sativa e E. Sativa .............. 35
3.3.1 Análises para avaliação da fitotoxicidade ......................................................... 37
3.4 Análise estatística ............................................................................................... 39
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO ......................................................................... ....40
4.1 Medida da atividade microbiana (CO2) ................................................................ 40
4.2 Avaliação da fitotoxicidade dos solos .................................................................. 43
5. CONCLUSÃO ........................................................................................................ 53
6. REFERÊNCIAS ..................................................................................................... 54
9
LISTA DE FIGURAS
Figura 1: Quadro dos 16 HPAs e seu potencial carcinogênico ...................................... 19
Figura 2: Células de Landfarming. ...................................................................................... 32
Figura 3: Sementes Lactuca sativa (alface) e Eruca sativa (rúcula). ............................ 36
Figura 5: Medida do alongamento da raiz. ........................................................................ 38
Figura 6: (a) Produção diária de CO2 (mg/Kg de solo) e (b) Produção acumulada de
CO2 (mg/Kg de solo) ao longo de 54 dias para os ensaios realizados. ....................... 42
Figura 7: Germinação relativa das sementes de rúcula. ................................................. 44
Figura 8: Germinação relativa das sementes de alface. ................................................. 44
Figura 9: Desenvolvimento relativo da raiz de rúcula. ..................................................... 45
Figura 10: Desenvolvimento relativo da raiz de alface. ................................................... 45
Figura 11: Índice de germinação para rúcula. ................................................................... 49
Figura 12: Índice de germinação para alface. ................................................................... 49
10
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Caracterização físico- química do solo Landfarming. ................................ 33
Tabela 2: Comparação entre valor de germinação do solo contaminado, solo
controle e solos após os tratamentos de biorremediação. ........................................ 51
11
LISTA DE ABREVIATURAS
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
ANP: Agência Nacional do Petróleo
CONAMA: Conselho Nacional do Meio Ambiente
CETESB: Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de São
Paulo
EPA: Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos
FDA: Food and Drug Administration
HPAs: Hidrocarbonetos Policíclicos Aromáticos
ISO: International Organization for Standardization
BTEX: benzeno, tolueno, etil-benzeno e xilenos (o-xileno, m xileno e p-xileno)
OECD: Organization for Economic Cooperation and Development
UFPel: Universidade Federal de Pelotas
12
1. INTRODUÇÃO
O ambiente em que vivemos vem sofrendo alterações significativas
decorrentes do crescimento exponencial da população, acompanhado pelo aumento
do consumo dos seus recursos naturais. Nos últimos anos, tem se intensificado
significativamente a exploração e o processamento do petróleo, pois este além de
ser uma das fontes de energia mais utilizadas pela sociedade possui derivados que
são amplamente empregados como matéria prima para produção de inúmeros bens
de consumo. Dados da Agência Nacional do Petróleo (ANP) mostram que o Brasil
alcançou, em 2012, a produção total (petróleo e gás) de 2,495 milhões de barris de
óleo equivalente por dia.
A teoria mais aceita sobre a formação do petróleo é de que este seja um
composto complexo formado a partir da matéria orgânica proveniente de restos de
plantas e animais que depois de sedimentarem são submetidas a transformações
aeróbias e especialmente anaeróbias mediadas por bactérias. A matéria orgânica
sofre a ação da pressão e de temperaturas de aproximadamente 150°C, ao longo de
períodos geológicos (OLIVEIRA, 2006). Em sua forma natural, não possui nenhum
valor prático ou comercial, mas após passar por processos físicos e químicos, onde
ocorre a separação dos seus diversos componentes ele torna-se de grande
utilidade. O petróleo pode liberar diversas substâncias poluentes, podendo
contaminar o meio ambiente durante a sua extração, transporte, armazenamento,
refino e na queima para a produção de energia (SILVA, 2007).
A importância desses processos físicos e químicos, denominado refino,
dentro de toda a cadeia produtiva do petróleo não se resume apenas ao ponto de
vista estratégico. Do ponto de vista ambiental, as refinarias são grandes geradoras
de resíduos. Elas consomem grandes quantidades de água e de energia, produzem
grandes quantidades de efluentes, emitem diversos gases nocivos para a atmosfera
e produzem resíduos sólidos de difícil tratamento e disposição (MARIANO, 2001).
Esses resíduos gerados durante seu processo são extremamente tóxicos e podem
vir a causar graves problemas de contaminação ambiental caso não recebam uma
destinação ou disposição final ambientalmente adequada.
13
Dentre os resíduos gerados, a borra oleosa merece especial destaque visto
à quantidade produzida e a sua toxicidade. É um resíduo sólido gerado
principalmente no fundo dos tanques de armazenamento, equipamentos de
processamento e nos separadores de óleo-água. Estimativas indicam que uma
indústria petroquímica que processa de 200-500 barris de petróleo por dia, gera
cerca de 10.000 m³ de borra oleosa (GAFAROV et al., 2006). Usualmente, a borra
oleosa contém água, sólidos grosseiros, óleos, gorduras, compostos orgânicos,
elementos químicos e metais (CERQUEIRA, 2011). São classificados de acordo com
a Associação Brasileira de Normas Técnicas – ABNT - NBR 10004 como resíduo
Classe I ou resíduos perigosos, que são aqueles não reutilizáveis nem recicláveis,
podendo apresentar características de inflamabilidade, corrosividade, toxicidade ou
patogenicidade (BRASIL – ABNT, 2004).
Nas últimas décadas, as indústrias do petróleo vem buscando alternativas
para realizar uma destinação ou disposição final adequada e economicamente
sustentável da borra oleosa, para que ela não agrida o meio ambiente
comprometendo a saúde ambiental e humana (CERQUEIRA, 2011). Nesse sentido,
uma alternativa promissora é o processo de biorremediação, que utiliza processos
biológicos para degradação dos resíduos. Os processos biológicos empregados
para remoção de contaminantes oleosos se mostram mais atraentes quando
comparados a alternativas físico-químicas devido ao seu baixo custo e elevada
eficiência (ABDUSALAM e OMALE, 2009). Os microrganismos são considerados
biodegradadores eficientes devido à sua abundância, à diversidade de espécies, e
sua versatilidade catabólica e anabólica, bem como a sua capacidade de adaptação
a condições ambientais adversas (MORAES e TORNISIELO, 2009).
Dentre os processos de biorremediação existentes, podemos citar a
atenuação natural ou biorremediação passiva, bioventilação, Landfarming, biopilhas,
fitorremediação e em biorreatores. Estes processos quando executados em
ambientes abertos, como o caso do Landfarming, que é atualmente a técnica mais
utilizada pelas refinarias e indústrias petroquímicas, tem mostrado baixa eficiência.
Em algumas regiões, como no caso do estado do Rio Grande do Sul, esta técnica
tem apresentado baixo rendimento em algumas épocas do ano, principalmente, em
períodos de muita chuva e temperaturas mais baixas (CERQUEIRA, 2011). Visando
aumentar o rendimento do processo, duas alternativas promissoras vêm se
14
destacando, a bioestimulação e a bioaumentação. A bioestimulação consiste na
adição de nutrientes orgânicos e inorgânicos no ambiente contaminado visando
estimular a atividade microbiana (JACQUES et al., 2007). Já a bioaumentação
baseia-se na introdução, no local contaminado, de microrganismos pré-selecionados
com comprovada capacidade catabólica (CAVELHÃO, 2011).
Como forma de avaliar a eficiência destes processos na descontaminação
de solos contaminados com resíduos orgânicos, os métodos mais amplamente
utilizados atualmente são os físico-químicos. Alguns compostos quando degradados
geram produtos intermediários que podem ser mais tóxicos que a substância
original. Entretanto, as análises químicas não mostram necessariamente o real
impacto de cada substância nos organismos vivos. Neste contexto, o uso de
bioensaios para medir a toxicidade de solos contaminados tem recebido grande
atenção nos últimos anos. Estudos ecotoxicológicos tem mostrado ser uma
poderosa ferramenta complementar para predizer o efeito de uma mistura complexa
de hidrocarbonetos tal como o petróleo no ambiente.
Diante disto, o presente trabalho visa avaliar e comparar o nível de
toxicidade de solos contaminados com borra oleosa e a taxa de biodegradação em
diferentes tratamentos de biorremediação.
1.1 OBJETIVOS
1.1.1 Objetivos Gerais
Avaliar a toxicidade de solos contaminados com borra oleosa petroquímica,
através de teste de germinação de duas espécies vegetais, após diferentes
tratamentos de biorremediação (atenuação natural, bioestimulação, bioaumentação
e bioestimulação seguido de bioaumentação).
1.1.2 Objetivos específicos
- Investigar os efeitos da adição de nutrientes e microrganismos na
biodegradação da borra oleosa e toxicidade em solos;
15
- Relacionar às respostas de fitotoxicidade e de degradação de
hidrocarbonetos;
- Comparar a eficiência de diferentes indicadores de fitotoxicidade.
16
2. REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Indústrias do petróleo e os aspectos ambientais
2.1.1 Petróleo
Uma das teorias mais aceitas atualmente é que ao longo de milhões de
anos, camadas sedimentares compostas de matéria orgânica e também de demais
sedimentos, depositadas e mantidas sobre determinadas condições, sem a
presença de oxigênio e outros compostos oxidantes e sofrendo a ação de altas
pressões e temperaturas, originaram o petróleo (PEDERZOLLI, 2006).
Definido como um líquido viscoso, em geral de coloração escura, o petróleo
ocorre naturalmente no ambiente, e sua composição química varia de lugar para
lugar (MILLIOLI, 2009). O petróleo é um combustível fóssil, composto basicamente
por hidrocarbonetos (97%) e elementos como nitrogênio, enxofre e oxigênio.
Também é possível encontrar no petróleo alguns metais pesados, como vanádio,
níquel, sódio, cálcio, cobre e urânio. No entanto, a proporção da presença destes
metais, bem como, das demais frações do petróleo podem estar associadas à
formação geológica do local de origem, e o tempo de formação (CERQUEIRA, 2011;
RAMOS, 2006).
Segundo Bisognin (2012), os hidrocarbonetos são compostos químicos
constituídos apenas por átomos de carbono e de hidrogênio, podendo ser divididos
em quatro frações: alifáticos, aromáticos, resinas e asfaltenos. Os compostos
alifáticos e aromáticos se caracterizam por serem mais leves, enquanto as resinas e
asfaltenos são as frações mais pesadas. Os compostos alifáticos incluem os
alcanos, alcenos e cicloalcanos. Já os aromáticos compreendem os hidrocarbonetos
mono aromáticos voláteis, tais como, benzeno, tolueno, etilbenzeno e isômeros de
xilenos (BTEX) e os policíclicos aromáticos (HPAs), como os naftaleno-aromáticos.
As resinas e os asfaltenos, por sua vez, são constituídos de moléculas polares
contendo nitrogênio, enxofre e oxigênio, no entanto, as resinas são caracterizadas
17
por serem sólidos amorfos dissolvidos no óleo, enquanto os asfaltenos são grandes
moléculas coloidais dispersas no óleo.
2.1.2 Refinarias de petróleo e indústrias petroquímicas
O petróleo bruto extraído do ambiente tem pouca ou nenhuma utilização
efetiva, por isso é necessária sua transformação em derivados que irão atender a
demanda do mercado. Essas transformações se dão por meio da aplicação de
processos físicos e químicos em refinarias, em que ocorre a separação dos diversos
componentes do petróleo (REZENDE, 2013).
As refinarias atuam na decomposição do petróleo em diferentes
subprodutos, tais como: gasolina, diesel e querosene. Para a realização desse
processo, as refinarias recebem o petróleo bruto das plataformas de extração,
espalhadas pelo mundo, e o submetem a diversos processos químicos. O primeiro e
mais importante desses processos é a destilação, que ocorre no interior de uma
grande torre, na qual o petróleo é aquecido a altas temperaturas, evapora e, quando
volta à sua forma líquida novamente, passa a apresentar grande parte de seus
principais subprodutos separados. A partir desses subprodutos por destilação,
ocorre a produção de derivados do petróleo em indústrias petroquímicas (MARIANO,
2001).
Dentre os derivados produzidos a partir do processamento o qual o petróleo
é submetido, estão alguns que conhecemos, pois estão presentes no nosso
cotidiano, são eles: gás liquefeito (GLP) ou gás de cozinha, gasolinas, naftas, óleo
diesel, querosenes de aviação e de iluminação, óleos combustíveis, asfaltos,
lubrificantes, solventes, parafinas (FELTRE, 2004).
Esse processo de refino gera não apenas produtos finais, mas também
matérias-primas para outros produtos, como por exemplo, produção de tinta,
borracha, plásticos, pneus e chicletes. Isso possibilita a integração da indústria
petroquímica aos mais diversos segmentos presentes nas várias cadeias produtivas
18
em que o petróleo e seus derivados apresentam-se como insumos (OLIVEIRA,
2007).
A sociedade moderna, devido ao grande número de produtos produzidos a
partir do petróleo, tem se tornado dependente desse recurso natural. No entanto,
devido ao elevado número de operações envolvidas na manufatura da matéria-prima
e da diversidade de produtos, a refinaria e a indústria petroquímica se tornam
grandes geradoras de resíduos de origem principalmente perigosa, representando
uma das piores fontes de poluição, por causar efeitos ecológicos de curta e longa
duração e também trazer prejuízos às atividades socioeconômicas nos territórios
atingidos (LEEMAN, 1988, apud CADERNO DE DIAGNOSTICO, 2011; MILLIOLI
et.al., 2009).
Durante toda a cadeia produtiva do petróleo, há elevada geração de
resíduos sólidos, líquidos e gasosos. Dentre os resíduos produzidos no processo de
refino do petróleo, os principais e mais perigosos são: os catalisadores gastos, os
lodos oriundos das estações de tratamento de águas e efluentes e as borras
oleosas. Dentre estes, o que tem merecido uma atenção especial por parte das
refinarias e indústrias petroquímicas é a borra oleosa (CERQUEIRA, 2011;
MARIANO, 2001).
2.1.3 Borra oleosa
A borra oleosa é produzida principalmente no fundo dos tanques de
armazenamento, equipamentos de processamento e nos separadores de óleo-água.
A composição deste resíduo sólido é variável devido a diferentes fatores, são eles:
diversidade na qualidade dos óleos crus; diferenças nos processos usados para a
separação de óleo-água; vazamentos durante os processos industriais e mistura
com borras oleosas já existentes. Entretanto, usualmente, a borra oleosa contém
água, sólidos grosseiros, óleos, gorduras, compostos orgânicos, elementos químicos
e metais. Entre os compostos orgânicos presentes, os mais comuns são os
saturados, aromáticos, resinas e asfaltenos (CERQUEIRA, 2011).
19
Dentre os compostos orgânicos presentes na borra oleosa, os de maior
preocupação, com relação a poluição ambiental, são os hidrocarbonetos policíclicos
aromáticos (HPAs), pois contribuem significativamente para as propriedades
toxicológicas dos resíduos do refino do petróleo, apresentando, muitos destes,
potencial mutagênico e carcinogênico (CERQUEIRA, 2011). Em vista disto, a
Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (EPA) classifica 16 HPAs como
poluentes ambientais prioritários para remediação nos sedimentos, na água, no solo
e na biota (BOHRER, 2012). A Figura 1 apresenta algumas das propriedades dos 16
HPAs relacionados na lista da EPA.
HPAs Nº DE ANÉIS ATIVIDADE
CARCINOGÊNICA
1 NAFTALENO 2 -
2 ACENAFTILENO 3 -
3 ACENAFTENO 3 -
4 FLUORENO 3 -
5 FENANTRENO 3 -
6 ANTRACENO 3 -
7 FLUORANTENO 4 -
8 PIRENO 4 -
9 BENZO [a] ANTRACENO 4 -
10 CRISENO 4 +
11 BENZO [b] FLUORANTENO 5 ++
12 BENZO [K] FLUORANTENO 5 -
13 BENZO [a] PIRENO 5 +++
14 INDENO [1,2,3-cd] PIRENO 6 +
15 DIBENZO [a,h] ANTRACENO 6 +++
16 BENZO [Ge] PERILENO 6 - - não carcinogênico ; + fracamente carcinogênico ; ++ carcinogênico ; +++ Muito
carcinogênico
Figura 1: Quadro dos 16 HPAs e seu potencial carcinogênico
Fonte: Adaptado Castro (2010).
A presença desses resíduos no meio ambiente pode acarretar em sérios
problemas ambientais e até mesmo causar um intenso e significativo impacto
ambiental. Segundo a Resolução n.º 001/86 do Conselho Nacional do Meio
20
Ambiente (CONAMA), impacto ambiental é definido como a alteração das
propriedades físico-químicas e biológicas do meio ambiente. Sendo assim, o
tratamento desses resíduos é essencial para termos uma gestão sustentável na
exploração e aproveitamento dos recursos minerais.
No Brasil, se tratando da disposição de resíduos perigosos, a alternativa que
vem sendo mais empregada são os aterros industriais. Outra forma bastante
utilizada com relação a destinação de resíduos sólidos das refinarias é a incineração
desses resíduos, porém podem causar danos ao meio ambiente, pois durante sua
queima muitos resíduos liberam gases tóxicos, exigindo assim a construção de filtros
com grande capacidade de limpeza do gás que a queima gera (SENA, 2013). No
entanto, muitos desses processos são onerosos ou ainda não resultam em completa
descontaminação. Então, como alternativa promissora e visando a sustentabilidade
de exploração do petróleo, emergem os processos biológicos, dentre eles a
biorremediação, que possuem baixo custo e grande eficiência para tratamento
desses resíduos de alta toxicidade e quantidade (FERREIRA, 2010).
2.2 Biorremediação
A biorremediação baseia-se em um processo tecnológico e biológico de
remoção da poluição ou redução da toxicidade do poluente visando a restauração da
qualidade ambiental por meio da degradação dos poluentes utilizando plantas e/ou
microrganismos de ocorrência natural, como bactérias, fungos e leveduras
(MOREIRA, 2013; CRUZ, 2013). Dentre estes microrganismos, as bactérias são as
mais empregadas e, também são consideradas como os elementos principais em
trabalhos que envolvem a biodegradação de contaminantes. Elas são importantes
em função de seus efeitos bioquímicos e por transformarem os contaminantes
potencialmente perigosos em compostos menos danosos ao ser humano e ao meio
ambiente (ANDRADE et al., 2010). Os produtos finais após o processo de
biorremediação efetiva são água e gás carbônico (processo denominado
mineralização), compostos estes, que não apresentam toxicidade e que podem ser
incorporados ao ambiente sem prejuízo aos organismos vivos (PEREIRA, 2012).
21
Em comparação a outros organismos vivos capazes de degradar poluentes
orgânicos, os microrganismos são considerados os agentes preferenciais para
desempenhar a função de restauradores da qualidade ambiental, devido a alguns
aspectos, são eles: sua natureza ubíqua, sua ampla diversidade genética e catalítica
e capacidade de atuar sob condições ambientais extremas (COLLA, 2012 apud.
MEGHARAH et al., 2011).
2.2.1 Fatores intervenientes na eficiência e aplicabilidade da biorremediação
A eficácia dos processos de degradação depende de fatores físicos,
químicos e biológicos. Dentre os fatores físicos que influenciam na degradabilidade,
podemos citar a natureza física da matriz onde o contaminante é encontrado, seja
no solo, água ou sedimento. Dentre os químicos estão à composição química da
matriz ambiental, a estrutura molecular do poluente e sua concentração. Por fim, os
fatores biológicos, que são de suma importância para garantir a eficiência dos
processos de degradação, pois é essencial a presença de microrganismos capazes
de metabolizar a molécula original e seus produtos de degradação (TONINI, 2010).
Além disso, condições ambientais adequadas também são fundamentais
para que o processo de biorremediação aconteça de forma eficaz (CARNEIRO e
GARIGLIO, 2010). Caso isto não ocorra, o crescimento e a sobrevivência dos
microrganismos envolvidos no processo de degradação serão severamente afetados
e, por consequência a biorremediação dos compostos poluentes ficará
comprometida (TONINI et al., 2011; SILVA et al., 2013).
As condições ambientais podem afetar o processo de biodegradação em
dois níveis: influenciando o crescimento e a atividade microbiana e influenciando
também as propriedades físicas e químicas dos poluentes. A otimização das
condições ambientais é, portanto, uma etapa fundamental no desenvolvimento de
qualquer tecnologia adotada no processo de biorremediação de solos contaminados
(RIZZO et al., 2007). Dentre os fatores ambientais podemos citar:
22
- Aeração: Ela objetiva o suprimento de oxigênio ao ambiente, favorecendo o
crescimento de microrganismos aeróbios que utilizam este elemento como aceptor
final de elétrons, viabilizando a biodegradação do poluente (SILVA, 2009).
- Nutrientes: Alguns nutrientes são importantes para a atividade microbiana
durante o processo de degradação, como por exemplo, potássio, nitrogênio e
fósforo. A adição de nutrientes é feita de modo a se estabelecer relações entre o
carbono e o nitrogênio (C:N) e/ou o carbono e o fósforo (C:P), adequadas à
biodegradação. No entanto, uma adição descontrolada de um desses nutrientes
pode promover a eutrofização do local, contribuindo assim para o desequilíbrio
ambiental (SILVA, 2009).
- Umidade: Durante o processo de biorremediação de solos contaminados, o
teor de umidade deve ser mantido entre 50-80% da capacidade de campo do solo
para que taxas ótimas de degradação sejam obtidas. Baixo teor de umidade,afeta
negativamente o metabolismo microbiano, a movimentação dos microrganismos no
solo e também o transporte dos nutrientes através deste. Já o excesso de umidade,
por sua vez, também traz prejuízos para a degradação, pois limita o transporte de
oxigênio no solo (REGINATTO et al., 2011).
- pH: A atividade microbiana é fortemente influenciada pelo pH do meio, da
mesma forma que a solubilidade dos contaminantes e a sorção desses ao solo. A
biodegradação é mais efetiva com o pH em torno da neutralidade (ROCHA e
ALVES,2013).
- Temperatura: A temperatura tem efeito nas características físicas
(solubilidade, sorção, volatilização) dos contaminantes presentes no solo e também
no metabolismo dos microrganismos (REGINATTO et al., 2011).
Então, para a utilização do processo de biorremediação na degradação de
poluentes, como a borra oleosa, é importante levar em consideração os aspectos
acima problematizados para que possamos garantir a eficácia do processo aplicado.
Além disso, existem diferentes tipos de tratamentos que podem ser utilizados
durante a biorremediação, os quais serão apresentados a seguir.
23
2.2.3 Tipos de tratamento de biorremediação
De acordo com o tipo de tratamento, as técnicas de biorremediação são
denominadas in situ e ex situ. Nos processos in situ, a biodegradação ocorre no
local contaminado. Entre os tratamentos podemos citar a atenuação natural, a
fitorremediação e a bioventilação. Já nos tratamentos ex situ, o material
contaminado é retirado e transferido até a unidade de tratamento, como por
exemplo, o Landfarming, as biopilhas, a compostagem e os biorreatores. Para o
desenvolvimento dessas técnicas, é importante levar em consideração os poluentes,
o custo dos processos e, principalmente, a concentração final do contaminante no
término do tratamento como aceitável para o tipo de resíduo e para o uso futuro da
área (MOREIRA, 2013).
A atenuação natural é um processo no qual o contaminante permanece no
local contaminado e através de processos naturais como volatilização,
biodegradação, diluição e sorção, os poluentes são transformados em substâncias
menos nocivas ou são imobilizados. Esse é um método aceito para o tratamento de
meios impactados por combustíveis e apresenta como vantagens ser uma técnica
relativamente simples comparada a outras tecnologias de remediação. No entanto,
este processo requer mais tempo para alcançar níveis de descontaminação do que
outros métodos de biorremediação, pois grande parte dos solos são originalmente
oligotróficos e desprovidos de uma população microbiana degradadora em
magnitude satisfatória (COLLA, 2012).
Apesar dessas vantagens da atenuação natural, atualmente a técnica mais
utilizada para tratamento dos seus resíduos sólidos pelas refinarias e indústrias
petroquímicas de vários países é o Landfarming. A escolha deste sistema deve-se à
simplicidade de operação e à possibilidade de alta taxa de aplicação dos resíduos
ao solo (CERQUEIRA, 2011). O Landfarming é uma tecnologia de biorremediação
na qual os resíduos são espalhados e misturados à camada reativa do solo, de
forma controlada, a fim de que a própria microbiota do solo atue como agente de
degradação (SILVA, 2009). Após a aplicação dessa técnica, espera-se que ocorra a
transformação do contaminante em substâncias inertes como o material orgânico
estabilizado, água e CO2. Esse processo é executado em ambientes abertos e
24
muitas vezes mostra baixa eficiência quando desenvolvido em regiões que possuem
períodos de baixa temperatura e de altos índices de precipitações, como o caso do
Rio Grande do Sul (CERQUEIRA, 2011).
Visando aumentar a eficiência do processo de biorremediação, duas
principais estratégias têm sido propostas: bioestimulação e bioaumentação. Essas
diferentes estratégias em geral, visam aumentar a população microbiana criando
condições ambientais favoráveis ao seu desenvolvimento (ANDRADE et al., 2010).
As estratégias de biorremediação têm sido adotadas, desde os meados dos anos 80
do século XX, como uma maneira eficaz e de custo baixo para o tratamento de solos
contaminados com o petróleo.
2.2.4 Estratégias de biorremediação
2.2.4.1 Bioaumentação
A bioaumentação consiste na adição de microrganismos ou consórcios de
microrganismos que tenham capacidade de degradar o contaminante. O inóculo
utilizado no meio impactado pode ter origem do próprio local, denominados como
autóctone ou de outros ambientes contaminados, chamados de exógenos (OSTI,
2012). Para que se tenha sucesso com a aplicação desta técnica é necessário que
os microrganismos selecionados apresentem algumas características, tais como:
capacidade para degradar a maior parte dos contaminantes; estabilidade genética;
alto nível de atividade enzimática e além da capacidade de competir com a
população intrínseca do solo (BISOGNIN, 2012).
2.2.4.2 Bioestimulação
O processo de bioestimulação consiste em introduzir nutrientes adicionais na
forma de fertilizantes orgânicos e/ou inorgânicos na área contaminada, incentivando
25
o crescimento de microrganismos capazes de degradar os poluentes existentes no
meio e, com isso, promovendo o aumento da população microbiana e
consequentemente, uma degradação mais rápida do contaminante (DEON, 2012
apud MILLER, 2010). O nitrogênio e o fósforo são os nutrientes mais comumente
utilizados na bioestimulação para favorecer o crescimento microbiano. Estes
nutrientes são considerados fatores limitantes para a degradação microbiana e,
quando empregados em concentrações adequadas, podem estimular a
biodegradação no solo (BAPTISTA, 2013).
2.3 Métodos de avaliação da biodegradação
- Cromatografia
A cromatografia é um método físico-químico de separação, podendo ser
liquida ou gasosa. Ela está fundamentada na migração diferencial dos componentes
de uma mistura, que ocorre devido a diferentes interações, entre duas fases
imiscíveis, a fase móvel e a fase estacionária (DEGANI et al., 1998). A cromatografia
gasosa visa identificar e quantificar o maior número de constituintes em misturas
complexas (PEDROSO et al., 2009). Sendo a cromatografia gasosa um dos
métodos mais utilizados para análise da degradação dos hidrocarbonetos de
petróleo (RESCHKE, 2012).
- Respiração basal
Segundo Lopes (2014), a respiração da comunidade microbiana é utilizada
como indicador de atividade biológica, constituindo-se numa ferramenta importante
para avaliar o potencial de biodegradação de compostos orgânicos. Com isso,
ensaios de respirometria permitem avaliar este potencial, pois consiste na
determinação da quantidade de CO2 gerado pela degradação da matéria orgânica, a
partir do metabolismo microbiano. Assim, temos que a quantificação da liberação de
CO2 como indicador da respiração basal microbiana podem fornecer informações
sobre a biodegradabilidade dos hidrocarbonetos em solos contaminados, sendo a
26
quantidade de CO2 emitida, proporcional à biodegradabilidade do substrato (COLLA,
2012).
- Métodos toxicológicos
Apesar da caracterização da poluição e da concentração dos poluentes
serem realizadas principalmente por métodos físico-químicos, a qualidade global do
solo contaminado não pode ser inferida apenas por meio destas análises. No que diz
respeito à ecotoxicidade dos poluentes, as metodologias mais adequadas na
determinação dos seus riscos sobre a ecologia do solo e o meio ambiente são as
técnicas biológicas (LOPES, 2014).
2.4 Toxicologia
Toxicologia é definida como a ciência que estuda o efeito adverso de
substâncias químicas sobre os organismos vivos, com a finalidade principal de
identificar os riscos relacionados à exposição de um poluente e assim prevenir o
aparecimento destes efeitos, estabelecendo o uso seguro destas substâncias
químicas (COSTA, 2010).
A toxicologia compreende os seguintes ramos: toxicologia clínica, que
estuda os efeitos de drogas sobre pacientes humanos; toxicologia forense, na qual o
objetivo baseia-se em detectar o uso ilegal de agentes tóxicos para fins judiciais;
toxicologia ambiental que se preocupa com o destino dos agentes tóxicos, seus
metabólitos e produtos de degradação no ambiente e nas cadeias alimentares e com
o efeito desses contaminantes sobre os organismos e populações (COSTA et al.,
2008).
Através da multidisciplinaridade da toxicologia e as subdivisões ocorridas na
área da ecologia, como, por exemplo, a ecologia aquática, terrestre, de populações,
de comunidades, entre outras, toxicologistas e ecologistas na década de 1970
notaram que havia algo de comum entre estas duas disciplinas. A partir desta linha
de pensamento, com a associação dos conhecimentos de toxicologia com a ecologia
surgiu a ecotoxicologia (ZAGATTO, 2006).
27
2.4.1 Ecotoxicologia
A ecotoxicologia é uma ciência que tem como principal objetivo proteger os
ecossistemas e prever os futuros impactos provenientes do descarte de substâncias
químicas e de resíduos no ambiente. Um dos desafios da ecotoxicologia é identificar
potenciais fontes de contaminantes no meio ambiente, bem como conhecer as
possíveis interações, transformações e destino que estes contaminantes podem ter
no ambiente para realizar uma predição segura dos efeitos tóxicos que estes
contaminantes podem causar a diferentes ecossistemas (CASTRO, 2013).
A ecotoxicologia tem buscado definir os limites aceitáveis de toxicidade a
partir de padronização dos protocolos dos testes de toxicidade, para que esses
possam vir a ser utilizados como limite guia para a tomada de decisões, e também
facilitar a comparação de dados obtidos em diferentes laboratórios, contribuindo na
utilização de dados já publicados e permitindo a reprodutibilidade dos ensaios
(CASTRO, 2013).
A Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de São
Paulo (CETESB) no ano de 1975 participou de um programa de padronização
internacional de testes de toxicidade aguda para peixes, desenvolvido pelo Comitê
Técnico das Águas TC147 da International Organization for Standardization (ISO),
sendo essa uma das primeiras iniciativas no Brasil para desenvolver uma
metodologia na área da ecotoxicologia.
28
2.4.2 Testes de toxicidade
Segundo Lopes (2014), apesar da caracterização da poluição e da
concentração dos poluentes serem realizadas por métodos físico-químicos, a
qualidade global do solo contaminado não pode ser inferida apenas por meio destas
análises. No que diz respeito à ecotoxicidade dos poluentes, as metodologias mais
adequadas na determinação dos seus riscos sobre a ecologia do solo e o meio
ambiente são as técnicas biológicas.
Para a análise dos efeitos tóxicos das substâncias ou misturas, são
realizados testes de toxicidade que visam predizer o impacto potencial de um
xenobiótico (agente tóxico) ao meio ambiente (FLOHR et al., 2005). Esses testes
baseiam-se na exposição de organismos representativos do ambiente submetidos a
concentrações de substâncias a serem avaliadas ou a fatores ambientais em um
determinado espaço de tempo, a fim de observar os efeitos que essa substância
causa sobre suas funções biológicas fundamentais como o seu crescimento,
desenvolvimento, as mutações ou até mesmo a morte (COSTA, 2010).
Os testes de toxicidade vêm sendo cada vez mais utilizados para fins
diversos, tais como, determinar a toxicidade de compostos químicos, efluentes
líquidos e percolados de resíduos sólidos, estabelecer limites máximos para
lançamentos de descarte de contaminantes e realizar o monitoramento ambiental
(NASCIMENTO et al., 2008). Esses testes podem se diferenciar entre agudos e
crônicos, sendo a principal diferença entre eles o tempo de exposição do organismo
em relação ao contaminante.
A toxicidade crônica corresponde à resposta a um estimulo prolongado ou
contínuo, por um longo período de tempo, podendo abranger parte ou todo o ciclo de
vida do organismo. Por meio desses testes se determina o potencial tóxico de um
agente químico ou de uma mistura complexa, sendo os efeitos desses poluentes
mensurados através da resposta de organismos vivos, que reagem de forma
diferente para um mesmo composto (CARNIATO et al., 2007).
Os testes de toxicidade aguda são ensaios laboratoriais, realizados sob
condições específicas e controladas e que visam avaliar a toxicidade de um agente
29
nocivo, podendo este ser substâncias, efluentes industriais, resíduos e amostras de
água ou sedimentos, sobre uma espécie-teste. Seus resultados possibilitam
determinar uma concentração confiável da substância química ou efluente para
serem lançados ao meio ambiente (COSTA, 2010).
Os resultados da avaliação dos efeitos agudos de substâncias ou efluentes
potencialmente tóxicos através do teste de toxicidade aguda são fornecidos através
de cálculos da concentração letal média (CL50) ou concentração efetiva média
(CE50), isto é, a concentração do agente tóxico que causa mortalidade ou
imobilidade, respectivamente, a 50% dos organismos-teste depois de um
determinado termo de exposição (MAGALHÃES e FILHO, 2008). Segundo Costa
(2010), estes resultados expressam somente uma estimativa da toxicidade aguda
global da substância, não podendo ser extrapolados para resultados de toxicidade
subaguda e crônica. Assim, os testes de toxicidade aguda oferecem informações
que são suficientes para iniciar ações de controle.
Devido à facilidade de execução, curta duração e baixo custo, os ensaios de
toxicidade aguda foram os primeiros a serem desenvolvidos e, portanto constituem a
base de dados ecotoxicológicos (RUBINGER, 2009).
Para realização desses testes, são utilizados organismos, chamados de
organismos teste. Esse sofrem efeitos adversos quando em contato com
substâncias tóxicas. Dentre os efeitos adversos pode-se incluir desde alterações
genéticas, imobilidade, deformidades até letalidade (PIMENTEL et al., 2011).
Esses organismos testes são utilizados em ensaios de toxicidade,
sendo eles escolhidos e padronizados de acordo com algumas características, entre
elas a ampla distribuição geográfica, a alta sensibilidade a diversas classes de
contaminantes, a baixa variabilidade genética, a sua disponibilidade em abundância
e de preferência ser autóctone e representativo no ambiente (ALEGRE, 2009).
A concentração utilizada no ensaio, o seu tempo de exposição, e o efeito
observado classificam um ensaio de toxicidade. Em geral são considerados ensaios
de toxicidade para efeito agudo aqueles que avaliam doses elevadas do
contaminante em um período curto de exposição. Normalmente a duração desses
ensaios tem de 24 a 96 horas (ALEGRE, 2009).
30
Os testes de toxicidade vem sendo realizados com uma ampla variedade de
espécies representantes de diferentes níveis tróficos. A definição do organismo a ser
utilizado deve ser baseada em considerações específicas do problema a ser
solucionado, no entanto, ainda não existe uma espécie que atenda os requisitos
necessários para todos os ecossistemas (COSTA, 2010 apud RAND et al., 1995).
No ecossistema terrestre como principais bioindicadores têm sido utilizadas
as hortaliças, como o repolho, a cebola, o tomate, o pepino, a cevada e alface.
Esses produtos têm sido utilizados nos testes de germinação e crescimento das
raízes, principalmente quando estão no estágio de semente. Também estão sendo
amplamente utilizados os decompositores, como por exemplo, as minhocas. Realizar
os testes utilizando vegetais é interessante porque eles possuem uma boa
sensibilidade na indicação qualitativa de presença de substâncias tóxicas ou
inibidores biológicos e ainda possuem baixo custo (BARROS, 2007; CASTRO,
2010).
2.4.3 Ensaio de germinação e desenvolvimento das radículas com Lactuca
sativa e Eruca sativa
Nos testes de toxicidade com sementes de hortaliças, elas são expostas ao
contaminante e posteriormente observa-se os efeitos na germinação e no
crescimento dos organismos teste. Durante o período de germinação, as sementes
são sensíveis ao estresse ambiental, que podem influenciar os primeiros estágios de
desenvolvimento do organismo teste. Parâmetros como sobrevivência, germinação e
crescimento podem ser facilmente monitorados e avaliados (VIEIRA, 2010).
É importante destacar que os bioensaios de germinação com sementes de
plantas são realizados durante os primeiros dias de seu desenvolvimento nos quais
ocorrem uma série de processos fisiológicos importantes e a presença de uma
substância tóxica pode causar efeitos adversos, resultando em uma série de
anomalias e até mesmo interferir na sobrevivência desta planta (CASTRO, 2013).
- ALFACE (Lactuca sativa)
31
As sementes de L. sativa têm características ideais para a realização de
bioensaios, por estas apresentarem um ciclo de vida curto, grande importância para
a agricultura e o seu cultivo é difundido em quase todo o mundo (FERREIRA, 2007).
O tempo de teste não é longo, são sensíveis a substâncias e podem ser
aplicados a testes com água, sedimentos ou solos. A Lactuca sativa, variedade bola
de manteiga é uma das espécies padrão recomendada pela EPA, pela Food and
Drug Administration (FDA) e pela Organization for Economic Cooperation and
Development (OECD) (REDE, 2011).
- RÚCULA (Eruca sativa)
A rúcula, também conhecida como mostarda-persa, é uma verdura
pertencente à família Brassicaceae. Tem origem no sul da Europa e parte ocidental
da Ásia, a espécie é adaptada a clima fresco. É uma das principais hortaliças
folhosas produzidas no Brasil, por possuir ciclo curto, apresentar alto conteúdo
nutricional, alta produção por área e ampla aceitabilidade pelo mercado consumidor
devido as suas diferenciadas características organolépticas (MATSUZAKI, 2013).
As sementes são excelentes indicadores para realização de bioensaios, pois
possuem ciclo de vida curto e quando são reidratadas elas entram em processo de
germinação, onde sofrem rápidas mudanças fisiológicas e tornam-se altamente
sensíveis ao estresse ambiental (COSTA, 2010).
32
3. METODOLOGIA
3.1 Coleta do solo
Amostras de solo, classificado como argiloso vermelho distrófico, foram
coletadas de uma célula de Landfarming pertencente a uma Indústria Petroquímica,
localizada no Rio Grande do Sul (Figura 1). No momento da coleta, a célula não
recebia resíduos há aproximadamente 4 meses. Foram selecionados 50 pontos de
amostragem a uma profundidade de 0-20 cm. As amostras foram acondicionadas
em sacos plásticos e encaminhadas a temperatura ambiente até o Laboratório de
Biorremediação (UFRGS). As amostras foram então homogeneizadas e peneiradas
em peneira de 4 mm e encaminhadas ao Laboratório de Análises de Solos do
Departamento de Solos da Faculdade de Agronomia (UFRGS), para caracterização
físico-química (Tabela 1).
Figura 2: Células de Landfarming.
Fonte: Vanessa Cerqueira, 2008.
33
Tabela 1: Caracterização físico-química do solo Landfarming.
Parâmetros Solo
Landfarming Metodologia
Argila 12 % Densímetro
pH 6,2 pH em água 1:1
Fósforo 27 mg/dm³ Mihlich I
Potássio 127 mg/dm³ Mihlich I
Matéria Orgânica 4,5 % Digestão úmida
Alumínio 0 Cmolc/dm³ Extraído com KCl 1 mol/L
Cálcio 10,4 Cmolc/dm³ Extraído com KCl 1 mol/L
Magnésio 1,5 Cmolc/dm³ Extraído com KCl 1 mol/L
Enxofre 179 mg/dm³ Extraído com CaHPO4 500 mg/L de P
Zinco 466 mg/dm³ Extraído com HCL 0,1 mol/L
Cobre 41 mg/dm³ Extraído com HCL 0,1 mol/L
Boro 0,6 mg/dm³ Extraído com água quente
Sódio 85 mg/dm³ Extraído com KCl 1 mol/L
Níquel 91 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 0,4 mg/kg
Molibdênio < 0,2 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 0,2 mg/kg
Selênio < 4 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 4 mg/kg
Bário 256 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 1 mg/kg
Cádmio 0,9 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 0,2 mg/kg
Manganês 74 mg/kg Extraído com KCl 1 mol/L
Cromo 112 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 0,4 mg/kg
Chumbo 301 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 2 mg/kg
Arsênio < 2 mg/kg EPA 3050 / ICP-OES / 2 mg/kg
Mercúrio 6,7 mg/kg Digestão úmida EPA 7471 / 0,01
mg/kg
3.2 Experimentos de biorremediação
Os ensaios de biorremediação foram montados em frascos de vidro,
hermeticamente fechados, com capacidade de 1L. Em cada unidade experimental,
34
foi colocado 300 g de solo, o qual foi posteriormente contaminado com 6% de borra
oleosa (p/p). Nos experimentos de bioestimulação foi feito a adição dos nutrientes
NH4NO3 e KH2PO4, como fonte de nitrogênio e fósforo, respectivamente, na relação
de C:N:P de 100:6:1,5. Nos experimentos de bioaumentação foi feito a adição de um
consórcio bacteriano previamente selecionado e identificado (CERQUEIRA, 2011).
O consórcio foi composto por 5 cepas: Stenotrophomonas acidaminiphila, Bacillus
megaterium, Bacillus cibi, Pseudomonas aeruginosa e Bacillus cereus. Para todos
os tratamentos, a umidade do solo foi ajustada e mantida a 70 % da capacidade de
campo. O solo foi revolvido a cada amostragem para promover aeração. O pH do
solo coletado apresentou valor de 6,7, não necessitando de calagem.
Os frascos foram incubados em estufa à temperatura controlada de 28°C por
um período de 54 dias.
Foram realizados os seguintes tratamentos:
Tratamento 1: Controle (C): solo Landfarming sem contaminação de borra oleosa.
Tratamento 2: Atenuação natural (AN): solo Landfarming contaminado com 6% de
borra oleosa.
Tratamento 3: Bioestimulação (BE): solo Landfarming contaminado com 6% de
borra oleosa e ajuste da proporção C:N:P para 100:6:1,5 pela adição de uma
solução de NH4NO3 e KH2PO4.
Tratamento 4: Bioaumentação (BA): solo Landfarming contaminado com 6% de
borra oleosa e inoculação do consórcio bacteriano.
Tratamento 5: Bioestimulação e Bioaumentação (BEA): solo Landfarming
contaminado com 6% de borra oleosa com ajuste da proporção C:N:P para
100:6:1.5 pela adição de uma solução de NH4NO3 e KH2PO4 e inoculação do
consórcio bacteriano.
Ao longo dos experimentos foi realizado a medida da produção de CO2 como
uma medida indireta da degradação da borra oleosa.
A atividade respiratória do solo pode ser analisada através da determinação
do gás carbônico gerado pela comunidade microbiana ao longo de um período
determinado (MOREIRA, 2006), sendo com isto possível também estimar a taxa de
35
mineralização do contaminante. Desta forma, cada microcosmo foi equipado com
um aparato contendo NaOH 0,5 M para captação de CO2. A liberação do gás foi
monitorada periodicamente. Os frascos foram mantidos hermeticamente fechados e
foram abertos somente para determinação da respiração basal. No momento da
análise, foram adicionados 2 mL de BaCl 30% ao NaOH e 6 gotas de fenolftaleína
1%. A quantidade de NaOH residual na solução foi titulada com HCl 1M e a
produção de C-CO2 (mg/Kg de solo) foi determinada segundo cálculo descrito por
(STOTZKY, 1965).
( ) [( ) ]
(Equação 1)
Sendo,
B = volume (mL) da solução de HCl gasto para titular o branco (sem solo);
T = volume (mL) da solução de HCl gasto para titular o tratamento;
eq = equivalente-grama do C, igual a 6;
M = molaridade da solução padronizada do HCl;
FC = Fator de Correção da normalidade ácido/base (MHCl/MNaOH);
Mc = massa de solo seco (Kg)
3.3 Montagem dos ensaios de toxicidade aguda com L. sativa e E. Sativa
Os experimentos de fitotoxicidade foram realizados na Universidade Federal
de Pelotas. A avaliação da fitotoxicidade das amostras de solo provenientes dos
diferentes tratamentos foi realizada segundo Morales (2004) e Lopes (2014).
Neste estudo, foram utilizadas sementes de dois organismos teste, Lactuca
sativa (alface) e Eruca sativa (rúcula), conforme mostrado na Figura 2. As sementes
utilizadas foram adquiridas de um mesmo fornecedor (ISLA) e cada uma pertencente
ao mesmo lote.
36
Figura 3: Sementes Lactuca sativa (alface) e Eruca sativa (rúcula).
Os testes de toxicidade foram preparados em copos plásticos de 50 mL. A
cada copo contendo 25 g de solo, foi adicionado 1,0 mL de água destilada e
semeadas 10 (dez) sementes do organismo-teste em análise. Logo depois de
semeados, os recipientes plásticos foram cobertos com Parafilme, a fim de não
perder umidade, e incubados em câmara climatizada durante 120 h a
aproximadamente 22°C ± 1º C, na ausência de luz.
Para cada organismo teste, foram realizados bioensaios de toxicidade em
triplicata para cada tratamento de biorremediação.
Foi também realizado o controle negativo (CN) para verificar a eficácia do
ensaio. No controle negativo foi utilizado o solo sem a contaminação da borra
oleosa. (experimento 1- Controle) (DAGUANO et al., 2007 ; REDE, 2011).
Após o período de 120h, as plântulas foram retiradas da câmara climatizada,
e se procederam à contagem de sementes germinadas e seus comprimentos de raiz
(Figura 4).
Alface Rúcula
37
Figura 4: Unidades experimentais retiradas da câmara climatizada após 120 horas.
3.3.1 Análises para avaliação da fitotoxicidade
Para cada experimento, foram realizadas as seguintes análises: germinação
das sementes, o alongamento da raiz e do hipocótilo e o índice de germinação,
utilizando a metodologia de Lopes (2014).
Germinação relativa das sementes (%G)
Para determinação da porcentagem da germinação relativa foi considerada a
relação da contagem das sementes germinadas no experimento e no controle
negativo. Foi considerado como germinada as medidas iguais ou superiores a 2 mm.
(
) 100 (Equação 2)
Onde,
SGa = número total de sementes germinadas na amostra analisada;
SGc = número total de sementes germinadas no CN.
38
Alongamento da raiz
Para a determinação do desenvolvimento de cada plântula, foram efetuadas
as medidas de tamanho da raiz utilizando um paquímetro (INSIZE) (Figura 5).
Figura 5: Medida do alongamento da raiz.
O cálculo efetuou-se a partir da média do alongamento da raiz nas sementes
germinadas no experimento e da média do alongamento da raiz nas sementes
germinadas no controle negativo (Equação 2).
(
) (Equação 3)
Onde,
MRa = média do alongamento da raiz nas sementes germinadas no
experimento analisado;
MRc = média do alongamento da raiz nas sementes germinadas no CN.
39
Índice de germinação (IG)
Para a determinação do índice de germinação combina-se as medidas de
germinação relativa das sementes ao CN (%G) e do alongamento da raiz relativo ao
CN (%R) (Equação 3).
( ) ( )
(Equação 4)
3.4 Análise estatística
Os resultados obtidos foram submetidos à análise estatística empregando o
teste de Tukey (comparação entre médias) a um nível de confiança de 95%,
utilizando o programa Statistica 7.1.
40
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Medida da atividade microbiana (CO2)
A respiração basal é um dos mais antigos parâmetros para quantificar a
atividade microbiológica do solo (BATISTA et al., 2014). Ela representa a oxidação
da matéria orgânica do solo por organismos aeróbios, ou seja, que utilizam oxigênio
(O2) como aceptor final de elétrons e liberam gás carbônico (CO2) (ANDERSON,
1982). Os microrganismos com capacidade degradadora utilizam os hidrocarbonetos
como fonte de carbono em seu metabolismo, liberando como resultado desta
assimilação, o gás carbônico (CERQUEIRA et al., 2011). A determinação da
respiração microbiana no laboratório pode ser feita através da medida do O2
consumido ou do CO2 liberado do solo, sendo esta última a mais utilizada
(SILVEIRA, 2011).
As Figuras 6a e 6b mostram, respectivamente, a produção diária e a
produção acumulada de CO2 ao longo de 54 dias, para os diferentes experimentos
de biorremediação.
A Figura 6a mostra que a maior produção de gás carbônico ocorreu em sete
dias de processo para os experimentos BE, BA e BEA, apresentando valores
máximos de 150,5 mg/Kg no tratamento BEA, de 145 mg/Kg no tratamento BA, e de
146,5 mg/Kg no tratamento BE. No ensaio de AN, a máxima produção de CO2 foi
139 mg/kg em dois dias. de processo. Comportamento semelhante foi observado em
estudos realizados em solos contaminados com 1,5 e 6% de borra oleosa
(CERQUEIRA, 2011) e em solos oriundos de postos de combustível contaminado
com óleo diesel (MARIANO, 2006) nos quais a maior liberação de CO2 ocorreu nos
primeiros 10 dias de processo.
A medida do CO2 está relacionada com a mineralização dos
hidrocarbonetos, ou seja, até a transformação total do contaminante em CO2,
portanto não considerando a formação de subprodutos intermediários (MARIANO,
2006). A degradação microbiológica possui uma sequência preferencial de
compostos a serem degradados. Os hidrocarbonetos alifáticos (alcanos e alcenos)
41
são mais rapidamente e facilmente degradados, seguidos pelos hidrocarbonetos
aromáticos e finalmente cicloalcanos (BENTO et al., 2005). Nestes ensaios, as
frações mais lábeis (hidrocarbonetos lineares e de cadeias abertas) presentes na
borra oleosa podem ter sido prontamente utilizadas como fonte de carbono e energia
pela microbiota presente (CERQUEIRA, 2011).
A Figura 6b apresenta a quantificação do CO2 liberado e acumulado ao
longo do período de incubação. Observa-se que todos os ensaios apresentaram
comportamento semelhante. A máxima produção acumulada de CO2 (1430 mg/Kg)
foi alcançada no ensaio de BE. O bioestímulo com a adição de nutrientes (N e P)
tem sido reportado como um importante fator para aumentar a eficiência da
biorremediação (GALLEGO et al., 2001; CARDONA e ITURBE, 2003). Em trabalho
realizado por Orantas (2013), no qual foi avaliada a degradação de borra oleosa no
solo com contaminação inicial de 1,5%, os valores de CO2 acumulado nos
experimentos de BE, BA e BEA foram consideravelmente maiores que o verificado
na atenuação natural. Resultados obtidos por Mariano et al. (2007) mostraram que
todas as estratégias de biorremediação empregadas (bioestimulação e
bioaumentação), intensificaram o processo de degradação de óleo diesel em solo,
onde os melhores resultados obtidos foi quando houve a adição de nutrientes.
Neste trabalho, entretanto, a produção de CO2 acumulado no experimento
de bioestimulação não mostrou diferença significativa quando comparado ao
tratamento de atenuação natural, e aos demais tratamentos, possivelmente porque a
quantidade de nutrientes adicionados não foi adequada para estimular a microbiota
do solo que continha um alto percentual de borra oleosa. Em trabalho realizado por
Cerqueira (2011), onde foram comparados os tratamentos de atenuação natural,
bioestimulação e bioaumentação em solos contaminados com borra oleosa a 1,5 e
6% foi observado que em solos contaminados a 6% a adição de nitrogênio e fósforo
na relação C:N:P de 100:10:1 inibiu a produção de CO2 quando comparado a AN,
diferentemente dos ensaios a 1,5%, no qual a relação de C:N:P de 100:10:1 mostrou
favorecer a produção de CO2 frente a AN. Isto sugere que para o tratamento de altas
concentrações de borra oleosa em solo, o ideal é a aplicação de maiores relações
C:N nos ensaios de bioestimulação.
42
(a)
Tempo (dias)
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
Pro
du
çã
o d
e C
-CO
2 (
mg
/Kg
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Controle
AN
BE
BA
BEA
(b)
Tempo (dias)
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
Pro
du
ção
acu
mu
lad
a d
e C
-CO
2 (
mg
/Kg
)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
Controle
AN
BE
BA
BEA
Figura 6: (a) Produção diária de CO2 (mg/Kg de solo) e (b) Produção acumulada de CO2 (mg/Kg de
solo) ao longo de 54 dias para os ensaios realizados.
AN: Atenuação natural BE: Bioestimulação BA: Bioaumentação BEA: Bioestimulação seguido de
bioaumentação
43
4.2 Avaliação da fitotoxicidade dos solos
Testes de toxicidade são utilizados para avaliar os potenciais efeitos
adversos de substâncias tóxicas sobre organismos de diferentes ecossistemas,
sendo esses um complemento às avaliações químicas (CASTRO, 2013).
Esses testes são importantes porque, muitas vezes, os compostos
intermediários formados durante o processo de degradação podem ser mais tóxicos
e assim causar maiores prejuízos ambientais que o contaminante inicial, fato
observado por Ferreira (2010), que realizou biorremediação de um solo contaminado
por gasolina aditivada, onde maiores níveis de toxicidade foram obtidos após alguns
ensaios de biorremediação do que o observado inicialmente com altas
concentrações de hidrocarbonetos. Diante da possibilidade de formação de produtos
intermediários mais tóxicos que os iniciais, os testes de toxicidade utilizando
bioindicadores constituem em um recurso interessante para ser realizado. Sendo os
testes de toxicidade utilizando hortaliças um recurso prático, de baixo custo, rápido e
de sensibilidade razoável na indicação de danos causados por substâncias tóxicas
(COSTA, 2010).
Para determinar a fitotoxicidade dos solos contaminados com borra oleosa
petroquímica após diferentes tratamentos de biorremediação, foram realizados
ensaios ecotoxicológicos com dois organismos testes (E. sativa e L. sativa), nos
quais foram avaliados: a germinação das sementes, o crescimento das radículas e o
índice de germinação.
A medida da germinação relativa (%G) representa, em porcentagem, a
relação entre a contagem das sementes germinadas na amostra e no controle
negativo. As Figuras 7 e 8 mostram os resultados obtidos de germinação relativa
nos ensaios utilizando rúcula e alface, respectivamente.
Conforme apresentado na Figura 7, o experimento que mostrou maior
resposta de germinação relativa, utilizando as sementes de rúcula, foi o BA (87,9%),
fato este que não se repetiu nos ensaios utilizando sementes de alface (Figura 8),
onde a maior germinação relativa ocorreu no experimento de BEA (113,69%).
44
Experimento
AN BE BA BEA
Germ
inação
rela
tiva (
%)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Figura 7: Germinação relativa das sementes de rúcula.
Experimento
AN BE BA BEA
Ge
rmin
aç
ão
re
lati
va
(%
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Figura 8: Germinação relativa das sementes de alface.
As Figuras 9 e 10 apresentam os resultados obtidos de desenvolvimento
relativo da raiz (%R) para as sementes de rúcula e alface, respectivamente. O
desenvolvimento relativo da raiz é obtido a partir da relação entre a média do
45
alongamento da raiz das sementes germinadas no ensaio e a média do
alongamento da raiz do ensaio controle negativo.
Experimento
AN BE BA BEA
Desen
vo
lvim
en
to r
ela
tivo
da r
aiz
(%
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Figura 9: Desenvolvimento relativo da raiz de rúcula.
Experimento
AN BE BA BEA
Desen
vo
lvim
en
to r
ela
tivo
da r
aiz
(%
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Figura 10: Desenvolvimento relativo da raiz de alface.
46
Observou-se que, assim como os resultados de germinação relativa, o
desenvolvimento relativo da raiz para rúcula foi maior no experimento BA, atingindo
o valor 115,48%, e o segundo maior crescimento foi para BEA, enquanto para a
alface a %R foi maior no BEA, alcançado o valor de 111,16% e o segundo maior
crescimento observado foi para a BA.
O conjunto de medidas da germinação relativa e desenvolvimento relativo da
raiz permite o cálculo do índice de germinação (IG) das sementes após o período de
120 horas.
Os resultados obtidos de IG (%) para os diferentes experimentos estão
mostrados nas Figuras 11 e 12, quando utilizou-se sementes de rúcula e alface,
respectivamente.
Os maiores índices de germinação alcançados, em ambas as sementes,
foram obtidos nos tratamentos BA e BEA. Já nos tratamentos de BE e AN, os
resultados foram inferiores a esses, mostrando, portanto maior toxicidade às
espécies avaliadas.
Nos ensaios utilizando a alface, o máximo IG foi alcançado no ensaio de
BEA, seguido de BA, BE e AN. Entretanto, os resultados de IG entre os tratamentos,
não apresentaram diferença significativa entre eles (p>0,05). Nos ensaios utilizando
a rúcula, o máximo IG foi alcançado para o tratamento de BA, que apresentou
diferença significativa (p<0,05) com os tratamentos de BE e AN. A partir destes
resultados, pode-se inferir que a utilização do consórcio bacteriano favoreceu a
degradação e a menor ou não formação de compostos tóxicos intermediários,
quando comparado aos ensaios de AN e BE. Os resultados obtidos de menor
toxicidade alcançado no tratamento de bioaumentação mostrou que a utilização de
consórcio de bactérias autóctones apresentou eficiência na degradação de borra
oleosa.
Estudos têm mostrado que a utilização de bactérias isoladas do próprio
local a ser tratado resulta em maiores taxas de biodegradação, devido ao fato de já
estarem adaptadas àquele contaminante. Bento et al. (2005), avaliando a
bioaumentação em solos contaminados com óleo diesel, encontrou melhores
47
resultados de biodegradação quando utilizou microrganismos os quais foram
isolados do próprio solo avaliado do que comparado com o solo em que foi aplicado
microrganismos alóctones. Além disto, também encontrou valores mais altos de
degradação com a BA quando comparado aos valores de bioestimulação e
atenuação natural. Deon (2012) verificou valores semelhantes entre os processos de
bioaumentação e atenuação natural, em seu estudo utilizando os processos de
biorremediação em um solo contaminado por óleo diesel, justificando tais resultados
pelo fato de que os microrganismos utilizados serem alóctones, ou seja, não foram
isolados do próprio solo contaminado.
Os menores índices de germinação foram alcançados no tratamento de AN,
onde para a rúcula foi de 34,84% e para alface de 53,22%. Esse menor índice pode
ter se dado porque, segundo Orantas (2013), o processo de atenuação natural é
lento, visto que neste um poluente orgânico no solo ocorre sem adequação das
melhores condições para a atividade microbiana. Nesse processo, os poluentes
podem ser transformados em substâncias menos nocivas ou serem imobilizados
com o tempo, utilizando-se para isso apenas os microrganismos nativos do solo
onde o resíduo foi disposto. No entanto grande parte dos solos são originalmente
desprovidos de uma população degradadora eficiente e numerosa, resultando em
um período de tempo muito extenso para que ocorram as reações. Assim, o
desempenho na AN quanto comparada com os processos onde ocorre a adição de
nutrientes e microrganismos de forma adequada, apresenta menor eficiência e um
espaço de tempo maior para obter a degradação dos compostos tóxicos. Esse
desempenho inferior do experimento de atenuação natural também foi identificado
por Cavelhão (2011), em estudos de biorremediação de solo contaminado por
diesel, onde as técnicas de adição de microrganismos e de nutrientes se mostraram
eficientes, verificando-se valores mais altos quando relacionados aos valores que
obtiveram na atenuação natural.
O crescimento no tratamento de BE obteve o índice mais baixo após a AN
para as duas espécies de organismos teste utilizadas.
O tratamento de BE apresentou IG menor do que os tratamentos de BA e
BEA. Considerando também os resultados de produção de CO2, provavelmente a
relação C:N:P utilizada, de 100:6:1,5, pode ter sido inadequada em relação a
48
quantidade de contaminante adicionado e não ter favorecido a degradação dos
compostos mais recalcitrantes.
A adição de nutrientes (BE), quando comparado a AN, para ambas as
sementes, apresentaram índices de germinação similares, não apresentando
diferença significativa (p>0,05), sendo assim a adição de nutrientes não intensificou
o processo de degradação, e consequentemente a redução de toxicidade.
Divergindo dos resultados obtidos no presente estudo, em diversos trabalhos
(GALLEGO et al., 2001; CARDONA e ITUBRE, 2003), a adição de nutrientes
mostrou efeito positivo na biorremediação de solos contaminados por
hidrocarbonetos quando comparados a atenuação natural. É importante ressaltar
que em todos estes trabalhos é colocado em evidencia que a relação entre os
nutrientes deve ser bastante minuciosa, pois quantidades excessivas podem
apresentar efeito inibitório, e quantidades pequenas diferenças não significativas.
Comparando o desempenho das sementes, a rúcula mostrou maior
sensibilidade frente a fatores ambientais adversos. A semente de rúcula é mais
sensível do que a semente de alface, possivelmente pelo fato da semente de rúcula
apresentar tamanho menor. Em Tanveer et al. (2013) e Cruz et al. (2013), sementes
menores também apresentaram-se mais sensíveis ao estresse ambiental. Esse fato
foi explicado baseado na diferença entre os tamanhos das sementes, constatando-
se que sementes maiores oferecem maior proteção quando expostas a um
contaminante.
49
Experimento
AN BE BA BEA
Índ
ice d
e g
erm
inação
(IG
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Figura 11: Índice de germinação para rúcula.
Experimento
AN BE BA BEA
Índ
ice
de
ge
rmin
aç
ão
(IG
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Figura 12: Índice de germinação para alface.
A Tabela 2 apresenta os resultados de porcentagem de sementes
germinadas nos bioensaios com rúcula e alface para o tempo inicial e final.
50
Os resultados dos bioensaios são confiáveis, pois, conforme citado por Cruz
et al. (2013), a condição estabelecida para a confiabilidade do teste de fitotoxicidade
com hortaliças, de acordo com a EPA, é de que devem germinar 65% das sementes
do controle negativo. Nos ensaios realizados em rúcula e alface obtiveram-se,
respectivamente, os valores de 73,3% e 96,7%, ambos superiores ao estipulado
pela EPA.
Observa-se que os tratamentos de biorremediação aplicados foram
eficientes quando comparados ao solo contaminado (tempo zero), visto que no
tempo final apresentaram aumento na porcentagem de germinação, apresentando
redução na toxicidade. Comportamento semelhante foi observado por Lopes (2014),
onde a maioria dos tratamentos propostos apresentaram redução nos níveis de
toxicidade de solo contaminado por óleo lubrificante, demonstrando a eficiência dos
processos de biorremediação. Já em estudos realizados por Al-Mutairi et al. (2008),
foi encontrado comportamento inverso, onde após processo de biorremediação de
solo contaminado por combustíveis derivados de petróleo houve aumento dos níveis
de toxicidade do solo, mostrando que os compostos formados durante a degradação
tinham potencial tóxico maior que dos hidrocarbonetos iniciais.
51
Tabela 2: Comparação entre valor de germinação do solo contaminado, solo
controle e solos após os tratamentos de biorremediação.
A partir dos resultados, nota-se que aplicação dos tratamentos, em especial
a adição de microrganismos, favoreceu a redução da fitotoxicidade. Além disso, foi
observado que o porcentual de germinação nos tratamentos no tempo final
alcançaram valores próximos do solo controle, mostrando que os solos estavam em
processo de recuperação. A borra oleosa contém em sua composição compostos
orgânicos, sendo formado por compostos saturados, aromáticos, resinas e
asfaltenos (CERQUEIRA, 2011), sendo a fração de hidrocarbonetos aromáticos a
mais preocupante, visto que ela contribui de forma significativa para as propriedades
toxicológicas do resíduo. Frente a isso, possivelmente, os hidrocarbonetos
policíclicos aromáticos (HPAs) foi a fração da composição da borra oleosa que mais
colaborou para os baixos índices de germinação que foi observado. Segundo
Teramae et al. (2012), solos que apresentam hidrocarbonetos de petróleo, possuem
baixo índice de germinação de sementes, sendo os hidrocarbonetos observados
como fator limitante para o processo de germinação. Complementar a isso, Cruz
(2013) cita que a presença de HPAs é relatada em alguns trabalhos como inibidores
Tempo
Tratamento
Sementes
germinadas
RÚCULA (%)
Sementes
germinadas
ALFACE (%)
Inicial Solo Controle (sem adição de borra) 73,3 96,7
Solo Contaminado (tempo zero) 40,0 26,7
Final AN 53,3 53,3
BE 73,3 76,7
BA 75,0 85,0
BEA 83,3 80,0
52
de germinação, o que corrobora com os resultados que foram obtidos no presente
trabalho.
De acordo com os dados obtidos na análise de fitotoxicidade, verifica-se que
a adição de nutrientes e consórcio microbiano mostraram reduzir a toxicidade do
solo, mais eficientemente do que a atenuação natural. Essas técnicas utilizadas para
aumentar a eficiência da biorremediação são de grande importância, visto que elas
intensificam o processo de degradação, assim diminuindo o tempo do processo de
biorremediação. Já entre os experimentos de BE, BA e de BEA notou-se que foi
alcançado maior eficiência na degradação da borra oleosa quando houve a adição
do consórcio de microrganismos endógenos.
53
5. CONCLUSÃO
Os resultados obtidos na medida de CO2, liberado a partir da atividade de
degradação dos microrganismos, mostrou que o tratamento BE apresentou maior
quantidade de CO2 liberado (1430 mg/Kg), porém esse não teve diferença
significativa com os demais tratamentos.
As análises ecotoxicológicas, utilizando como organismo teste a rúcula e a
alface, mostraram maior índice de germinação nos diferentes tratamentos de
biorremediação aplicados do que o observado no solo contaminado (tempo zero).
Além disso, os IG obtidos após os 54 dias de biorremediação para todos os
tratamentos apresentaram valores próximos aos obtidos na amostra controle (sem
contaminação), o que remete que o solo após esse período foi recuperado. Entre os
tratamentos, os que apresentaram maior desempenho foram os que utilizaram o
consórcio microbiano com microrganismos autóctones (BA e BEA), onde para a
rúcula, o maior IG foi para o tratamento BA (100,97%), e para alface foi para o
tratamento BEA (126,4%). Os resultados da BE quando comparados com a
atenuação natural não apresentaram diferenças significativas para ambas as
espécies, possivelmente porque a relação 100:6:1,5 adicionada não foi capaz de
estimular a atividade microbiana.
Entre os organismos testes notou-se que a rúcula foi mais sensível quando na
presença de substâncias tóxicas, mostrando diferença significativa entre os
diferentes experimentos, e apresentando os índices de germinação de todos os
tratamentos inferiores aos obtidos pela alface.
Frente aos resultados obtidos na respiração basal e nos ensaios
ecotoxicológicos, conclui-se que o tratamento de biorremediação aplicados no solo
contaminado com a borra oleosa mostraram ser uma estratégia eficaz, onde os
testes demostraram que ocorreu redução da toxicidade do solo contaminado
incialmente (tempo zero) para o solo analisado após o período de 54 dias de
biorremediação. Ainda constata-se que os tratamentos que mostraram maior eficácia
foram os que receberam a adição de microrganismos.
54
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