Biorremediação de solo impactado com borra oleosa ... · triplicata com solo de Landfarming...
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1 UNIVERSIDADE FEDERAL DE PELOTAS CENTRO DE ENGENHARIAS CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL E SANITÁRIA Trabalho de Conclusão de Curso Biorremediação de solo impactado com borra oleosa utilizando resíduo agroindustrial como material estruturante Alana Flemming Pelotas, 2015
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UNIVERSIDADE FEDERAL DE PELOTAS CENTRO DE ENGENHARIAS
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL E SANITÁRIA
Trabalho de Conclusão de Curso
Biorremediação de solo impactado com borra oleosa utilizando resíduo agroindustrial como material
estruturante
Alana Flemming
Pelotas, 2015
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ALANA FLEMMING
Biorremediação de solo impactado com borra oleosa utilizando resíduo agroindustrial como material
estruturante
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, 2015
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Banca examinadora: Profª. Drª. Vanessa Sacramento Cerqueira - Centro de Engenharias/UFPel - Orientadora
Profª. Drª. Adriana Gonçalves da Silva Manetti - Centro de Engenharias/UFPel Profª. Drª. Rubia Flores Romani - Centro de Engenharias/UFPel
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AGRADECIMENTOS
Aos meus pais Aluir e Deocélia, minha irmã Josieli e minha sobrinha Luiza.
À minha orientadora Vanessa Cerqueira.
Às minhas amigas e amigos.
Às minhas amigas e colegas de apartamento Angela e Pâmela.
A todos que de alguma maneira me ajudaram e apoiaram.
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RESUMO FLEMMING, Alana. Biorremediação de solo impactado com borra oleosa utilizando resíduo agroindustrial como material estruturante. 2015. 57 f. Trabalho de Conclusão de Curso (TCC). Graduação em Engenharia Ambiental e Sanitária. Universidade Federal de Pelotas, Pelotas. No processo de refino do petróleo é gerada uma grande quantidade do resíduo sólido denominado borra oleosa que possui características de inflamabilidade, toxicidade, corrosividade e patogenicidade. Uma das técnicas de biorremediação utilizadas para o tratamento deste resíduo é o Landfarming. Para aumentar a eficiência desta técnica foram adicionados dois resíduos agroindustriais como material estruturante visando melhorar as condições de biodegradabilidade da borra oleosa no solo. O objetivo deste trabalho foi avaliar o potencial da adição da casca de arroz e cavaco de madeira, como material estruturante, na degradação de borra oleosa petroquímica em solos de Landfarming. Foram montados ensaios em triplicata com solo de Landfarming contaminado com 1% de borra oleosa e feita a adição de casca de arroz e cavaco de madeira, em diferentes proporções, 5 e 10%. Para comparação da eficiência de degradação da borra oleosa com os tratamentos foi realizado o experimento de atenuação natural. Para a avaliação da degradação da borra oleosa foram utilizados dois métodos, a respirometria basal através da evolução acumulativa de C-CO2 ao longo do tempo de processo, e avaliação da ecotoxicidade dos solos antes e após a aplicação das técnicas de biorremediação através dos ensaios de fitotoxicidade utilizando repolho e rúcula. A máxima produção acumulada de C-CO2 (2899,65 mg/Kg) foi alcançada no ensaio no qual foi adicionado 10% de casca de arroz. A menor produção ocorreu no ensaio de atenuação natural (861,44 mg/Kg). Nos testes de toxicidade, verificou-se que o maior índice de germinação (IG) para ambas sementes foi no tratamento com 10% de casca de arroz (214% para repolho e 257,30% para rúcula). Os menores valores de IG para ambas as espécies ocorreram na atenuação natural. A casca de arroz e o cavaco de madeira mostraram serem alternativas promissoras para a biorremediação de solos impactados devido ao aumento promovido na degradação da borra oleosa. Palavras-chave: Biorremediação; borra oleosa; Landfarming; material estruturante; resíduos agroindustriais.
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ABSTRACT
FLEMMING, Alana. Bioremediation of soil impacted with oily sludge using agroindustrial waste as structural materials. 2015. 57 f. Course Conclusion Paper (TCC). Graduation in Environmental and Sanitary Engineering. Federal University of Pelotas, Pelotas.
In the oil refining process is generated a large amount of solid residue called oily sludge that has flammability, toxicity, corrosivity and pathogenicity characteristics. One of bioremediation techniques for the treatment of this waste is Landfarming. To increase the efficiency of this technique have added two agro-industrial waste as a bulking agente to improve soil biodegradability conditions. The objective of this study is to evaluate the potential of adding rice husks and wood chips, as a bulking agents in the petrochemical oily sludge degradation in Landfarming soils. Assays were set up in triplicate with Landfarming contaminated soil 1% oily sludge and addition of rice husks and wood chips in different proportions, 5 to 10%. For comparison of the oily sludge degradation efficiency on the treatments was carried out the experiment of natural attenuation. For the evaluation of the oily sludge degradation two methods were used, basal respirometry by the cumulative growth of C-CO2 throughout the process time, and evaluation of soil ecotoxicity before and after the application of bioremediation techniques through tests phytotoxicity using cabbage and arugula. The maximum cumulative production of CO2-C (2899.65 mg / kg) was achieved on assay in which was added 10% of rice husk. The lower production occurred in the test natural attenuation (861.44 mg / kg). In toxicity testing, it was found that the highest germination index (GI) for both seed was in treatment with 10% of rice husk (257.30 for arugula and 214% for cabbage). The lower GI values for both species occurred in the natural attenuation. The rice husk and wood chips shown to be promising alternatives for the bioremediation of soils impacted due to the increase in degradation of oily sludge.
Key-words: bioremediation; sludge oil; Landfarming; bulking agent; agroindustrial waste
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SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO ...................................................................................................... 11
1.1 Objetivos...............................................................................................................14
1.1.1 Objetivo Geral .................................................................................................. 14
1.1.2 Objetivos Específicos ....................................................................................... 14
2. REVISÃO DE LITERATURA ................................................................................ 15
2.1 Petróleo e a Indústria Petrolífera ......................................................................... 15
2.2 Borra oleosa ........................................................................................................ 17
2.3 Biorremediação ................................................................................................... 20
2.4 Resíduos agroindustriais ..................................................................................... 22
2.4.1 Casca de Arroz..................................................................................................23
2.4.2 Cavaco de Madeira...........................................................................................24
2.5 Métodos de avaliação da biodegradação ............................................................ 25
2.5.1 Respirometria basal ......................................................................................... 26
2.5.2 Fitotoxicidade ................................................................................................... 27
3. MATERIAIS E MÉTODOS .................................................................................... 29
3.1 Coleta das amostras ........................................................................................... 29
3.2 Montagem dos experimentos...............................................................................30
3.3 Análises no solo .................................................................................................. 32
3.3.1 Respiração Basal ............................................................................................. 32
8
3.3.2 Fitotoxicidade ................................................................................................... 33
3.3.2.1 Análises para a avaliação da fitotoxicidade ................................................... 34
3.3.3 Análise estatística ............................................................................................ 35
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES .......................................................................... 36
4.1 Medida da atividade microbiana .......................................................................... 36
4.2 Avaliação da fitotoxicidade dos solos .................................................................. 40
5. CONCLUSÕES .............................................ERRO! INDICADOR NÃO DEFINIDO.
REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 49
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LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Histórico de Produção de Petróleo (Mbbl/d). .............................................. 16
Figura 2. Efeitos tóxicos e estruturas dos 16 HPAs considerados poluentes
prioritários pela USEPA. ............................................................................................ 19
Figura 3. Mapeamento do arroz irrigado no Rio Grande do Sul - Safra 2014/15. ..... 23
Figura 4. Valos de Tratamento e Disposição do SICECORS em Triunfo/RS. ........... 29
Figura 5. Célula de Landfarming do Pólo Petroquímico em Triunfo/RS .................... 30
Figura 6. Materiais estruturantes utilizados (a) casca de arroz e (b) cavaco de
madeira ..................................................................................................................... 31
Figura 7. Unidades experimentais retiradas da câmara climatizada após 120 horas.
.................................................................................................................................. 34
Figura 8. Figura 8. (a) Produção diária de C-CO2 ao longo dos 84 dias de processo.
(b) Produção acumulada de C-CO2 ao longo dos 84 dias de processo. ................... 37
Figura 9. Germinação relativa das sementes de rúcula. ........................................... 42
Figura 10. Germinação relativa das sementes de repolho. ....................................... 42
Figura 11. Desenvolvimento relativo da raiz da rúcula. ............................................. 43
Figura 12. Desenvolvimento relativo da raiz do repolho. ........................................... 43
Figura 13. Índice de germinação para rúcula. ........................................................... 44
Figura 14. Índice de germinação para repolho. ......................................................... 44
10
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Produção máxima acumulada de C-CO2 no tempo final de processo ....... 38
Tabela 2. Porcentagem de germinação do controle negativo, atenuação natural e
tratamentos de biorremediação no período inicial e final de biorremediação. ........... 46
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1. INTRODUÇÃO
O atual modo de vida da sociedade está profundamente atrelado com a
utilização em larga escala de fontes de energia. O crescimento da demanda
energética mundial faz com que cada vez mais se invista em extração e refino do
petróleo. Além do seu papel como combustível, os seus derivados são utilizados
para a produção de bens de consumo, tendo assim uma extrema importância na
vida das pessoas (MARIANO, 2001).
Segundo a Organização dos Países Exportadores de Petróleo (OPEP) a
demanda mundial de petróleo no segundo trimestre de 2015 foi de 91,76 milhões de
barris/dia. No Brasil, a demanda aumentou cerca de 0,12 milhões de barris/dia em
2015 enquanto que a distribuição interna brasileira em junho do mesmo ano foi de
2,48 milhões de barris/dia (OPEC, 2015).
A produção de petróleo no Brasil foi intensificada após a descoberta de poços
petrolíferos em toda costa brasileira na camada pré-sal. Segundo a Agência
Nacional do Petróleo (ANP) a produção de petróleo em maio de 2015 foi de 2,412
milhões de barris/dia, cerca de 10,2% a mais que no mesmo mês do ano anterior. A
produção do pré-sal no mesmo período foi de 726,4 milhares de barris/dia (ANP,
2015).
Nas refinarias e indústrias petroquímicas são gerados resíduos sólidos,
líquidos e gasosos. Dentre estes, o que tem recebido maior atenção é a borra
oleosa. Este resíduo é classificado como Classe 1 pela Associação Brasileira de
Normas Técnicas (ABNT), apresentando características de inflamabilidade,
toxicidade, corrosividade e patogenicidade (ABNT, 2004).
A borra oleosa apresenta em sua constituição água, sólidos grosseiros, óleos,
gorduras, compostos orgânicos, elementos químicos e metais (CERQUEIRA, 2011).
Entre os compostos orgânicos presentes, os mais comuns são os hidrocarbonetos
saturados, aromáticos, resinas e asfaltenos (LIU et al., 2011). Um dos principais
problemas ambientais da borra oleosa são os hidrocarbonetos policíclicos
aromáticos (HPA), baseados na sua ecotoxicidade 16 deles foram classificados pela
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Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos (USEPA) como poluentes
prioritários para a remediação (CHAUHAN et al., 2008).
Assim, a poluição por petróleo constitui um grande risco ambiental e sanitário
e, consequentemente, a degradação microbiana de hidrocarbonetos é um tema que
permanece em destaque (SEO et al., 2009). O desenvolvimento de tecnologias
ecológicas, compatíveis e acessíveis economicamente para a remediação de áreas
impactadas por hidrocarbonetos é uma prioridade atual (MEDAURA e ÉRCOLI,
2008). A biorremediação é uma tecnologia ecologicamente aceitável para degradar
eficientemente poluentes, como óleo e derivados, no meio ambiente (MOLINA-
BARAHONA et al., 2004).
Uma das técnicas utilizadas é o Landfarming, na qual se introduz o
contaminante na camada reativa do solo e através de operações de aragem e
gradagem é estimulada a degradação do resíduo pelos microrganismos aeróbios ali
presentes (SOUZA, 2010). A eficiência dessa técnica está relacionada a fatores
climáticos e ambientais que afetam a microbiota do solo (URURAHY et al., 1998).
Por isso se fazem necessárias ações que visem estimular processos naturais de
biodegradação para acelerar o tratamento.
As técnicas de biorremediação para a recuperação de solos contaminados
por petróleo são principalmente baseadas em processos aeróbicos, cujas etapas
iniciais de degradação dos hidrocarbonetos envolvem a oxidação de substratos por
enzimas oxigenases (BOOPATHY, 2003). Segundo Díaz (2004), o processo de
biorremediação aeróbia de compostos do petróleo é mais rápido se comparado ao
anaeróbico e mais ecológica quando comparada a tratamentos químicos.
O teor de água no solo tem relação inversa com a disponibilidade de oxigênio
e, consequentemente, com a atividade dos microrganismos aeróbios, que são os
principais responsáveis pela degradação dos hidrocarbonetos policíclicos aromáticos
(JACQUES et al., 2007). O Landfarming é um reator aberto, assim está sujeito as
condições ambientais da região que está localizado. As variações de temperatura e
pluviosidade durante as diferentes estações do ano na Região Sul do Brasil fazem
com que a eficiência dessa técnica seja reduzida durante alguns períodos
(CERQUEIRA, 2011).
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A adequada oxigenação do solo é de suma importância para o
desenvolvimento e desempenho dos microrganismos aeróbios, o que pode ser
melhorado utilizando materiais estruturantes para aumentar a aeração. Os materiais
estruturantes mais comuns são a serragem, palhas e cascas de origem vegetal,
resíduos agrícolas, dentre diversos outros (SANTOS, 2007).
A casca de arroz e o cavaco de madeira, considerados passivos ambientais
das suas respectivas indústrias, surgem como alternativa interessante para
aplicação em solos contaminados. Ambos são materiais disponíveis e baratos e
podem ser utilizados como agentes na biorremediação do solo impactado com borra
oleosa.
Segundo o Instituto de Pesquisa Aplicada a Economia (IPEA), o Brasil é o
nono maior produtor mundial de arroz, e colheu na safra 2009-2010 11,2 milhões de
toneladas e estão distribuídas entre os estados do Rio Grande do Sul (RS), Santa
Catarina (SC) e Mato Grosso (MT) (IPEA, 2015). O RS é o estado com maior
geração de casca de arroz do país, com uma quantia estimada em 1,24 milhões de
toneladas ao ano (MINISTÉRIO DE MINAS E ENERGIA, 2014).
Segundo o Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) em 2009, na
lenha da silvicultura, os principais produtores foram o Rio Grande do Sul, o Paraná,
São Paulo, Santa Catarina e Minas Gerais. A geração de resíduo da cadeia florestal
para o Brasil em 2010 foi equivalente a 87.840.218,78 m³. A região Sul apresentou a
maior geração de resíduo com valor estimado de 31.609.453,07 m³ (IBGE, 2010).
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1.1 Objetivos
1.1.1 Objetivo Geral
Este trabalho teve por objetivo avaliar o potencial da adição dos resíduos
agroindustriais, casca de arroz e cavaco de madeira, como material estruturante, na
degradação de borra oleosa petroquímica presente em solos de Landfarming
visando melhorar as condições de biodegradabilidade no solo.
1.1.2 Objetivos Específicos
- Investigar a influência dos resíduos, casca de arroz e cavaco de madeira, na
biodegradação de borra oleosa no solo através da técnica de respirometria basal;
- Avaliar a fitotoxicidade do solo antes e após os tratamentos de biorremediação
utilizando diferentes indicadores (repolho e rúcula);
- Analisar o potencial dos indicadores nos ensaios de fitotoxicidade;
- Relacionar as respostas de fitotoxicidade e de degradação da borra oleosa.
15
2. REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Petróleo e a Indústria Petrolífera
O petróleo é um recurso natural utilizado em larga escala para a produção
dos mais variados tipos de produtos industriais, agropecuários, domésticos e
combustíveis.
Composto por uma mistura orgânica complexa de hidrocarbonetos, formados
por carbono e hidrogênio, o petróleo é proveniente, de acordo com a teoria mais
aceita, da decomposição de matéria orgânica sob condições específicas de
temperatura e pressão (VILAS, 2012). Dependendo da sua origem a sua
composição química e as suas propriedades físicas podem variar de um campo
petrolífero para outro (ANDRADE et al., 2010).
Segundo Balba (1998) os hidrocarbonetos do petróleo podem ser divididos
em quatro frações: alifáticos, aromáticos, resinas e asfaltenos. A fração dos
compostos alifáticos inclui os n-alcanos, alcanos ramificados (isoalcanos) e
cicloalcanos (naftenos). A fração aromática contém: hidrocarbonetos
monoaromáticos voláteis, tais como benzeno, etilbenzeno, tolueno e xileno (BTEX),
os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) e compostos de enxofre, tais
como tiofenos e dibenzotiofenos. As resinas e a fração asfalteno consistem de
moléculas polares contendo nitrogênio, enxofre e oxigênio. As resinas (piridina,
quinolinas, carbazóleo, amidas, tiofeno, entre outros) caracterizam-se por serem
sólidos amorfos dissolvidos no óleo, enquanto os asfaltenos, tais como fenóis,
ácidos graxos, cetanos e ésteres, apresentam-se como grandes moléculas coloidais,
dispersas no óleo (BALBA et al., 1998).
A produção de petróleo no Brasil está em constante crescimento. Conforme a
Figura 1, em dezembro de 2014 a produção chegou a 2,5 milhões de barris/dia.
Comparando a produção de maio de 2014 com o mesmo período 2015 observa-se
que a produção aumentou 10,2% neste período (ANP, 2015). Segundo dados da
ANP (maio/2015) a produção de petróleo ocorreu em 9.059 poços, sendo 803
marítimos e 8.256 terrestres, porém os campos marítimos foram responsáveis por
93,3% do total obtido.
16
Para obter os produtos derivados do petróleo é necessário submetê-lo ao
refino, uma série de processos pelos quais o mineral bruto passa. Esses processos
envolvem etapas físicas e químicas de separação, que originam as grandes frações
de destilação. Estas frações são então processadas através de outra série de etapas
de separação e conversão que fornecem os derivados do petróleo. O petróleo em si,
possui pouco ou nenhum valor prático e comercial, sendo o refino essencial na
indústria do petróleo. São as características do petróleo que definem quais métodos
de refino serão aplicados, os rendimentos e a qualidade das frações que serão
obtidas (MARIANO, 2001).
Nas refinarias são produzidas as matérias-primas para as indústrias
petroquímicas, como a nafta, etano e gasóleos. As indústrias petroquímicas são as
empresas beneficiadoras do petróleo e podem ser de primeira, segunda e terceira
geração. Os primeiros produtos são os petroquímicos básicos, fabricados pelas
centrais petroquímicas, que são divididos em dois grupos: as olefinas, que
abrangem o eteno, o propeno e o butadieno; e os aromáticos, que incluem o
benzeno, o tolueno e os xilenos (ABREU, 2001). Os produtores de segunda geração
são responsáveis pelo processamento dos petroquímicos básicos em produtos
intermediários como polietileno, poliestireno e PVC, polipropileno e acrilonitrila,
Figura 1. Histórico de Produção de Petróleo (Mbbl/d). Fonte: ANP/SDP/SIGEP
17
caprolactama e polibutadieno (CERQUEIRA, 2011). As indústrias de terceira
geração compram os produtos finais das de segunda geração para transformá-los
em produtos para os consumidores finais, por isso denominadas transformadoras.
Essas empresas produzem os mais variados bens de consumo e produtos
industriais para indústrias automobilísticas, alimentícias, eletroeletrônicas, de higiene
e limpeza, entre outras (MARTINKOSKI, 2007).
As indústrias ligadas ao setor petroquímico são geradoras de resíduos tóxicos
e representam uma fonte potencial poluidora de grande impacto ambiental (SILVA
FILHO, 2007). Os resíduos sólidos tipicamente gerados na indústria de refino de
petróleo incluem a lama dos separadores de água e óleo (API), a lama dos
flotadores a ar dissolvido e o ar induzido, os sedimentos do fundo dos tanques de
armazenamento do petróleo cru e derivados, borras oleosas, as argilas de
tratamento, lamas biológicas, lamas da limpeza dos trocadores de calor e das torres
de refrigeração, além de sólidos emulsionados em óleo (MARIANO, 2001).
2.2 Borra oleosa
A borra oleosa é o principal resíduo gerado pelos processos industriais de
uma refinaria de petróleo e indústrias petroquímicas. Caracteriza-se como uma
emulsão formada de água, sedimentos, hidrocarbonetos alifáticos e aromáticos,
resinas e asfaltenos (ORANTAS, 2013).
Os hidrocarbonetos alifáticos (alcanos, alcenos, alcinos, alcadienos), não são
considerados um grupo de elevada toxidade a biota, contudo são importantes
indicativos da contaminação petrogênica e das fontes da matéria orgânica de origem
biogênica (PEDERZOLLI, 2006).
Os hidrocarbonetos monocíclicos aromáticos, como o benzeno, etilbenzeno,
tolueno e xileno, o BTEX, constituem-se em um grande problema, não somente no
Brasil, mas em todo o mundo. Esses compostos aromáticos são tóxicos tanto ao
meio ambiente como ao ser humano, nos quais atuam como depressores do sistema
nervoso central e apresentam toxicidade crônica mais significativa que os
18
hidrocarbonetos alifáticos mesmo em concentrações da ordem de μg L-1 (WATTS et
al., 2000).
O benzeno, composto mais tóxico do BTEX, é associado ao desenvolvimento
de leucemia mielóide aguda em trabalhadores expostos ao composto, evidenciado
por estudos epidemiológicos. A Agência Internacional de Pesquisa em Câncer
(IARC) classifica o benzeno como cancerígeno humano (Grupo 1) (CETESB, 2012).
Os hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) são compostos químicos
constituídos unicamente de átomos de carbono e hidrogênio, arranjados na forma de
dois ou mais anéis aromáticos (JACQUES et al., 2007). São eles: acenaftaleno,
acenaftileno, antraceno, benzo (a) antraceno, benzo (a) pireno, benzo (b)
fluoranteno, benzo (k) fluoranteno, benzo (g,h,i) pireleno, criseno, dibenzo (a,h)
antraceno, fenantreno, fluoranteno, fluoreno, indeno (1,2,3-c,d) pireno, naftaleno e
pireno (POTIN et al., 2004).
O impacto ambiental adverso causado por eles faz com que sejam
classificados como poluentes ambientais prioritários pela Agência de Proteção
Ambiental dos Estados Unidos – USEPA (LIU et al., 2011). Conforme mostrado na
Figura 2, os 16 HPAs classificados pela USEPA possuem características tóxicas,
carcinogênicas e mutanogênicas. Eles estão entre os compostos aromáticos que
mais se destacam por sua resistência à biodegradação e por persistirem no solo e
sedimentos durante muitos anos (LOPES et al., 2007). Algumas das implicações
adversas à saúde humana da exposição à HPAs observadas são câncer de pele,
anemia, supressão do sistema imunológico, aumento da incidência de tumores no
pulmão, fígado, ovário e outros órgãos, morte fetal e anormalidades na prole,
hemólise intravascular aguda, principalmente em indivíduos com deficiência da
enzima glicose 6- fosfato desidrogenase, acompanhada de anemia, leucocitose,
febre, hematúria, icterícia, disfunção renal e hepática, entre outros (CETESB, 2012).
19
A borra oleosa, devido às características poluentes, recalcitrantes e seus
efeitos adversos à saúde humana e ao meio ambiente, tem recebido atenção e
diversos estudos têm sido realizados com o intuito de propor tratamentos adequados
para este resíduo.
Atualmente, diversas tecnologias físicas e químicas têm sido empregadas na
remediação de áreas contaminadas por petróleo, dentre elas: oxidação química,
extração de vapores e incineração (ANDRADE et al., 2010). Todavia, as técnicas
convencionais apresentam problemas operacionais em razão do alto custo e da
necessidade de pessoal e de equipamentos especializados (MORAIS, 2012). Os
processos biológicos ganham destaque por serem tecnologias ambientalmente
corretas, eficientes e econômicas, portanto com um bom custo-benefício (LIU et al.,
2011).
Figura 2. Efeitos tóxicos e estruturas dos 16 HPAs considerados poluentes prioritários pela USEPA.
20
2.3 Biorremediação
A biorremediação é um processo que envolve a utilização de microrganismos
de ocorrência natural ou cultivados para degradar contaminantes em áreas
impactadas (ANDRADE et al., 2010). Neste processo, os microrganismos passam a
utilizar os compostos orgânicos como fonte de carbono, provocando a redução das
concentrações dessas substâncias ao longo do tempo (ROBB e MOYER, 2001).
O objetivo principal da biorremediação é minimizar o impacto das substâncias
recalcitrantes no ambiente, criando condições favoráveis ao crescimento e à
atividade bacteriana (CRAPEZ et al., 2002). É uma técnica que promove a
aceleração dos processos naturais de biodegradação e assim uma das melhores
soluções para o problema de poluentes derivados do petróleo que causam
problemas nos ecossistemas (HENCKLEIN et al., 2007).
Desde os meados dos anos 80 do século XX, as estratégias de
biorremediação têm sido aplicadas como uma tecnologia eficaz e economicamente
acessível para o tratamento de solos impactados com hidrocarbonetos (DELFINO e
MILES, 1985). Essas estratégias criam condições ambientais favoráveis para o
crescimento populacional da microbiota do solo (SILVA, 2009).
Esta biotecnologia vem sendo utilizada há vários anos em outros países e, em
certos casos, apresenta menor custo e maior eficiência na remoção dos
contaminantes do que as técnicas físicas e químicas (como incineração e lavagem
do solo), sendo atualmente utilizada em escala comercial no tratamento de diversos
resíduos e na remediação de áreas contaminadas (BANFORTH e SINGLETON,
2005).
Variáveis como investimento inicial e de operação, volume de solo tratado,
tempo de remediação, dependência de condições ambientais, aceitação pública e
impacto ambiental, entre outros, também devem ser consideradas para que o
processo de biorremediação seja eficiente, de baixo impacto ambiental e
economicamente viável (JACQUES et al., 2007).
21
Existem diversas técnicas de biorremediação, tais como: atenuação natural,
landfarming, bioventilação e biopilhas.
Uma das técnicas com menor custo é a atenuação natural. Consiste na
remediação passiva do solo que envolve a ocorrência de diversos processos, de
origens naturais, como a biodegradação, a volatilização, a dispersão, a diluição e a
adsorção, promovidos na subsuperfície. Dentre os processos citados apenas a
biodegradação, realizada pela microbiota do solo, promove uma destruição física do
contaminante quando ocorre a degradação completa, os demais apenas o
transferem de local (ANDRADE et al., 2010).
Outra estratégia de tratamento para resíduos do petróleo é o Landfarming,
onde o contaminante é adicionado à camada superficial reativa do solo e através de
aragens e gradagens é homogeneizado (SILVA FILHO, 2007). Essas aragens e
gradagens são realizadas para promover a aeração do solo, estimulando os
microrganimos a degradar a borra oleosa, visto que a principal via de degradação é
aeróbia (ORANTAS, 2013).
A escolha do sistema Landfarming deve-se à simplicidade de operação e à
possibilidade de alta taxa de aplicação dos resíduos ao solo (CERQUEIRA, 2011).
As refinarias e indústrias petroquímicas de vários de países, assim como o Brasil,
utilizam o Landfarming para o tratamento dos seus resíduos sólidos. No entanto,
condições ambientais desfavoráveis à atividade microbiana durante alguns períodos
do ano podem reduzir as taxas de degradação (JACQUES et al., 2007).
Além dos microrganismos com a habilidade em degradar hidrocarbonetos de
petróleo, das características do solo, concentração e tipo do contaminante, diversos
fatores ambientais influenciam o processo de degradação do contaminante. Os mais
importantes são a temperatura, concentração de oxigênio (aeração eficiente), teor
de umidade, pH e nutrientes inorgânicos (MORAIS, 2005).
Os compostos orgânicos são metabolizados por fermentação, respiração ou
co-metabolismo (CETESB, 2004). Portanto, o processo de biorremediação pode ser
aeróbico, anaeróbico ou facultativo (ANDRADE et al., 2010). Entretanto, de acordo
22
com Díaz (2004), a degradação microbiana do petróleo e seus produtos refinados é
muito mais rápida em condições aeróbicas do que em condições anaeróbicas.
Na biorremediação aeróbica o oxigênio atua como receptor final de elétrons e
o contaminante como fonte de carbono (doador de elétrons), necessários para
manter as funções metabólicas dos micro-organismos, incluindo crescimento e
reprodução (ANDRADE et al., 2010). O domínio das tecnologias que exploram a
atividade aeróbica está relacionado a observações históricas de que as etapas
iniciais de degradação dos hidrocarbonetos pelos microrganismos envolvem a
oxidação de substratos pelas enzimas oxigenases e pelo reconhecimento do
oxigênio como um fator limitante em muitos ambientes naturais (SANTOS, 2007).
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). Por isso uma estratégia para melhorar a eficiência do
landfaming nessas condições é a adição de materiais estruturantes visando
melhorar a aeração do solo por meio do aumento da sua porosidade.
Materiais estruturantes são materiais de baixa densidade que diminuem
densidade do solo, aumentam a porosidade e difusão de oxigênio, e podem ajudar a
formar agregados estáveis em água. Estas estratégias para promover aeração
aumentam a atividade microbiana (VASUDEVAN e RAJARAM, 2001 apud HILLEL,
1980).
Alguns agentes estruturantes que podem ser utilizados são casca de coco,
aparas e cavacos de madeira, farelos e cascas de grãos, resíduos de colheitas e
palhas (BAMFORTH e SINGLETON, 2005; MANIOS et al., 2006; MARÍN, 2006;
MEDAURA e ÉRCOLI, 2008; MOLINA-BARAHONA, 2004; VASUDEVAN e
RAJARAM, 2001).
23
2.4 Resíduos agroindustriais
Nos últimos anos, especial atenção vem sendo dada para minimização ou
reaproveitamento de resíduos sólidos gerados em diferentes processos industriais,
em especial os resíduos agroindustriais, visando a redução dos impactos ambientais
causados pelo mau gerenciamento destes resíduos (SANTOS, 2007). Em vista
disto, a adição de resíduos agroindustriais como material estruturante em solos
impactados surge como alternativa para promover não apenas uma melhora nas
suas características físicas, mas também para minimizar impactos ambientais de
outras indústrias, dando um destino ambientalmente correto a esse resíduo.
2.4.1 Casca de Arroz
A casca de arroz é um resíduo agroindustrial decorrente do beneficiamento
das indústrias arrozeiras, sendo largamente encontrada no Rio Grande do Sul, pois
historicamente, esse é o maior produtor de arroz no Brasil (ALMEIDA, 2010). O Rio
Grande do Sul possui uma área plantada de arroz de 1.114.380 hectare (ha), onde
foram produzidos 8.240.847 toneladas (t) (EMATER, 2014). Na Figura 3 observa-se
a concentração da produção de arroz no Estado do Rio Grande do Sul.
Figura 3. Mapeamento do arroz irrigado no Rio Grande do Sul - Safra 2014/15.
24
Após o beneficiamento do arroz, a casca apresenta o maior volume entre os
subprodutos, chegando, em média, a 23% do peso final. O Brasil é um dos 10
maiores produtores mundiais desse grão e anualmente cerca de 2 milhões de
toneladas de cascas de arroz são geradas no país (SANTOS, 2007). O Rio Grande
do Sul é o estado do Brasil que mais gera casca de arroz. No ano de 2010, o volume
deste resíduo foi de 1,24 milhões de toneladas (MINISTÉRIO DE MINAS E
ENERGIA, 2014).
A casca de arroz é insolúvel em água, rica em matéria orgânica (80%), em
carbono orgânico oxidável (34%) e apresenta alta relação C/N (que varia de 50 a
150) (IRANZO et al., 2004). Os principais componentes da casca de arroz são
celulose, hemicelulose, lignina e minerais (DELLA et al., 2005). Também, apresenta
baixa densidade (0,73 g/mL) e grande quantidade de biopolímeros (32,24% de
celulose, 21,44% de lignina e 21,34% de hemicelulose) (GLISSMAN e CONRAD,
2000).
Atualmente, a casca de arroz tem sido utilizada para queima em fornos
secadores e caldeiras para geração de energia e como cama de aviário. Em menor
escala tem-se a incorporação na ração animal devido a seu baixo valor nutritivo
(GONÇALVES e SACCOL, 1997). Porém ela não tem valor econômico e como é
gerada em grandes quantidades acaba sendo depositada em grandes áreas rurais
(ALMEIDA, 2010).
O estudo realizado por Souza (2010) em São Paulo (SP) mostra que a casca
de arroz, empregada como agente descompactante do solo a 20%, constitui uma
alternativa economicamente viável para a biorremediação de resíduos derivados da
indústria do petróleo. A adição desse material promoveu um aumento da quantidade
de CO2 liberado, diminuiu a concentração de hidrocarbonetos totais de petróleo
(TPHs) do solo de landfarming e reduziu sua genotoxicidade.
25
2.4.2 Cavaco de Madeira
O processo de produção de madeira serrada gera um volume significativo de
resíduos. Por ser um resíduo natural e, desta forma biodegradável, os resíduos de
madeira não causam grande preocupação, porém para sua biodegradação é
necessário um longo período de tempo e pelo volume gerado concentrado em um
determinado local pode gerar problemas ambientais (FAGUNDES, 2003).
Os problemas da atividade madeireira resultam principalmente da quantidade
variável de resíduos gerados no processo, que oscilam em função da espécie,
técnicas de conversão e qualificação dos colaboradores, defeitos naturais e
demanda. De fato, as gerações de resíduos nesses empreendimentos são
consequência do processo de transformação, no entanto, podem servir de matéria-
prima para a produção de subprodutos, como pallets e compensados, bem como
para a geração de energia térmica e elétrica (SANTOS, 2007).
A geração de resíduo da cadeia florestal no Brasil, em 2010, foi equivalente a
87.840.218,78 m³. A região Sul apresentou a maior geração de resíduo com valor
estimado de 31.609.453,07 m³ (IBGE, 2012).
2.5 Métodos de avaliação da biodegradação
Os testes laboratoriais mais comumente utilizados para avaliar a eficiência da
biodegradação incluem a contagem de microrganismos heterotróficos totais,
contagem de microrganismos degradadores de um ou de vários substratos
específicos, medidas da taxa de respiração microbiana (consumo de oxigênio e/ou
produção de dióxido de carbono) e a determinação das taxas de
consumo/degradação de poluentes (desaparecimento de contaminantes
individualmente e/ou na totalidade), além de testes complementares como os
bioensaios para determinar a toxicidade na área contaminada (BALBA et al., 1998;
CERQUEIRA, 2011; HAMDI et al., 2006; MARÍN et al., 2006; MOLINA-BARAHONA
et al., 2004).
26
A medida mais direta da eficiência da biodegradação é o monitoramento da
taxa de consumo dos poluentes (MARIANO, 2006). Para obter dados sobre a taxa
de monitoramento de consumo de poluentes é necessário utilizar análises mais
complexas e mais caras, tais como a cromatografia gasosa. Porém os métodos que
quantificam a produção de CO2 e de carbono mineralizável (C-CO2) têm sido
utilizados em diversos trabalhos para avaliar a biodegradabilidade juntamente com
outras análises (BALBA et al., 1998; BARAJAS-ACEVES et al., 2002; CERQUEIRA,
2011; COLLA et al., 2014; LOPES, 2014; MARIANO, 2006; MARÍN et al., 2006;
MOLINA-BARAHONA et al., 2004; ORANTAS, 2013).
Os métodos respirométricos (consumo de oxigênio e/ou produção de dióxido
de carbono) podem ser utilizados como um primeiro teste para se avaliar a pronta ou
inerente biodegradabilidade de poluentes em solo ou água (MARIANO, 2006).
Estudos sobre a mineralização envolvendo a medida de produção total de
dióxido de carbono (CO2) podem prover excelentes informações sobre o potencial de
biodegradabilidade em solo contaminados com hidrocarbonetos (BALBA et al.,
1998). A respiração e o metabolismo microbiano são importantes indicadores da
atividade dos microrganismos na biodegradação (LOPES, 2014).
Porém a biodegradação não inclui necessariamente a mineralização, que
consiste na degradação completa da substância tóxica, podendo gerar subprodutos
tão tóxicos quanto o original (MOREIRA e SIQUEIRA, 2006). Por esse motivo se faz
necessária a verificação, através de análises complementares, da ecotoxicidade do
solo, para avaliar o impacto da biorremediação no meio ambiente.
2.5.1 Respirometria basal
A respiração é um dos mais antigos parâmetros para quantificar a atividade
microbiana no solo, sendo ela um método de avaliação indireta da microbiota
através da sua atividade biológica. A respirometria basal pode ser medida através da
quantificação do O2 consumido ou do CO2 produzido pela respiração aeróbia, a partir
da descarboxilação dos compostos orgânicos, dentre eles os hidrocarbonetos
(MOREIRA e SIQUEIRA, 2006; ORANTAS, 2013).
27
A determinação do CO2 pode ser realizada através da titulação ou
condutividade elétrica (quando é capturado por NaOH ou KOH), cromatografia
gasosa, espectroscopia de infravermelho (IRGA) ou por 14C (MOREIRA e
SIQUEIRA, 2006).
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 (LOPES, 2014).
A produção de CO2 foi citada por Ortiz et al. (2006) como um dos métodos
mais simples para avaliar a atividade global da comunidade microbiana do solo, visto
que a produção de CO2 reflete a respiração endógena microbiana e esta quantidade
pode ser relacionada diretamente à presença de biomassa ativa nas amostras de
solo. A partir dos dados de respiração pode-se quantificar o carbono mineralizável
(C-CO2), que se origina da quebra das moléculas orgânicas pela degradação dos
substratos incorporados ao solo, convertido em energia e biomassa pelo processo
da respiração (ROSA et al., 2003).
2.5.2 Fitotoxicidade
A degradação é um processo de alteração da estrutura química de
xenobióticos mediado por microrganismos, plantas ou enzimas, transformando uma
substância tóxica em outra mais simples, mas não necessariamente menos tóxica.
Já a mineralização é a degradação completa de uma molécula a formas inorgânicas
como o CO2 (MOREIRA e SIQUEIRA, 2006).
Biosensaios de toxicidade são importantes na determinação da eficácia do
processo de biorremediação, não considerando apenas a diminuição na
concentração dos hidrocarbonetos no ambiente e/ou os altos índices de atividade
microbiana (LOPES, 2014).
Embora a caracterização qualitativa e quantitativa de poluentes no solo
possam ser determinados por métodos químicos a qualidade geral do solo não pode
ser mensurada apenas por análises químicas. Métodos biológicos, como por
exemplo, a avaliação da fitotoxicidade tem se mostrado importantes ferramentas na
28
avaliação da qualidade do solo sendo, mais adequados para a determinação de
possíveis riscos que os contaminantes possam oferecer quando presentes no solo.
O diagnóstico de ecotoxicidade inclui diferentes metodologias que podem utilizar
animais ou plantas como métodos de análise (TANG et al., 2011).
Os ensaios de ecotoxicidade possuem uma série de vantagens para o
controle ambiental, como baixo custo, obtenção de respostas rápidas, simplicidade
da maior parte dos métodos, fácil interpretação dos resultados e evidências diretas
das consequências da contaminação (CESAR et al., 2002).
Análises fitotoxicológicas são consideradas de curto prazo e avaliam os
efeitos de toxicidade aguda. Nestes estudos, as sementes são plantadas em uma
pequena quantidade do solo contaminado e, após o período de incubação, são
contabilizadas aquelas que germinaram e avaliados o desenvolvimento do hipocótilo
e da raiz (KAPANEN e ITAVAARA, 2001).
Devido à sua baixa sensibilidade e custo razoável, a germinação de sementes
é um teste de toxicologia importante e é um recurso prático para indicar a presença
qualitativa dos inibidores tóxicos ou orgânicos (LOPES et al., 2007).
Bioensaios vegetais aplicados a estudos de contaminação de ambientes
terrestres contaminados com hidrocarbonetos incluem vários organismos-teste
relatados por Lopes (2014): Allium cepa (cebola), Allium sativum (alho), Amaranthus
spinosus, Arachis hypogaea (amendoim), Avena sativa (aveia), Barbarea verna,
Brassica Alba (mostarda-branca), Brassica oleracea (couve), Brassica parachinensis
(nabo), Calamagrostis canadensis, Capsicum frutescens (Pimenta de Caiena),
Cardamine pratensis (Agrião-dos-prados), Cucumis sativus (pepino), Eruca sativa
(rúcula), Euchlaena mexicana, Festuca arundinacea (Festuca-alta), Gossypium
hirsutum (algodão), Lactuca sativa (alface), Lolium perenne (azevém), Lycopersicon
esculentum (tomate), Medicago sativa (alfafa), Hordeum vulgare (cevada), Picea
glauca (Espruce-branco), Picea mariana, Pinus banksiana (pinus), Pisum sativum
(ervilha), Solidago canadensis (vara-de-ouro), Populus tremuloides (álamo),
Sorghum sp. (sorgo), Triticum aestivum (trigo), Vigna unguiculata (feijão-de-corda),
Zea may (milho), entre outros.
29
3. MATERIAL E MÉTODOS
3.1 Coleta das amostras
A amostra de borra oleosa foi coletada de Valos de Tratamento e Disposição
(VTD’s), (Figura 4), localizados no Sistema Centralizado de Controle de Resíduos
Sólidos (SICECORS) sob a responsabilidade da Companhia Riograndense de
Saneamento (CORSAN) na cidade de Triunfo/RS.
Figura 4. Valos de Tratamento e Disposição do SICECORS em Triunfo/RS.
Créditos: Vanessa Cerqueira
As amostras de solo foram coletadas de 10 pontos distintos a uma
profundidade de 0-30 cm de uma célula de Landfarming do SICECORS (Figura 5) e
acondicionadas em sacos plásticos em temperatura ambiente. Essa célula não
recebia borra oleosa há cerca de 4 meses. O solo foi homogeneizado e peneirado
em peneiras a 2 mm.
30
3.2 Montagem dos experimentos
Em frascos de vidro de 1 L com fechamento hermético foram montados os
ensaios de biorremediação, nos quais foram adicionados 200 g de solo e adicionado
1% de borra oleosa. A umidade dos solos foi ajustada para 80% da capacidade de
campo com água destilada. Os frascos foram mantidos em estufa a 30°C durante 84
dias. Em média, a cada 5 dias foi realizado o revolvimento do solo no frasco com o
intuito de homogeneizar e promover a aeração dos solos (CERQUEIRA, 2014). A
adição de água destilada, borra oleosa e os materiais estruturantes foram realizados
sob homogeneização.
Foram testados dois materiais estruturantes, casca de arroz (Figura 4a) e
cavaco de madeira (Figura 4b), e em diferentes proporções, 5 e 10%, sendo
montados os seguintes experimentos em triplicata:
Ba – Branco: frasco vazio;
CN – Controle: solo sem contaminação de borra oleosa em laboratório;
AN - Atenuação natural: solo contaminado com borra oleosa;
CA5 - solo contaminado com borra oleosa e adicionado de 5% de casca de arroz;
Figura 5. Célula de Landfarming do Pólo Petroquímico em Triunfo/RS
Créditos: Vanessa Cerqueira
31
CA10 - solo contaminado com borra oleosa e adicionado de 10% de casca de arroz;
CM5 - solo contaminado com borra oleosa e adicionado de 5% de cavaco de
madeira;
CM10 - solo contaminado com borra oleosa e adicionado de 10% de cavaco de
madeira;
(a)
(b)
Figura 6. Materiais estruturantes utilizados (a) casca de arroz e (b) cavaco de madeira
32
3.3 Análises no solo
Para avaliação da biodegradação da borra oleosa foi utilizado o método da
respirometria basal através da avaliação da evolução acumulativa de C-CO2 ao
longo do tempo de processo, utilizado como indicador da atividade microbiana.
Como análise complementar na avaliação da biodegradação foi realizada a
avaliação da fitotoxicidade dos solos antes e após a aplicação das técnicas de
biorremediação. Para isto, foram realizados ensaios de fitotoxicidade utilizando duas
diferentes espécies de hortaliças. Esta técnica foi realizada para avaliar a reação de
organismos vivos na presença dos hidrocarbonetos e de possíveis metabólitos
tóxicos envolvidos na degradação destes.
3.3.1 Respiração Basal
A produção acumulada de C-CO2 foi utilizada para mensurar a atividade
respiratória dos microrganismos nos experimentos de biorremediação (STOTZKY,
1965). Para a captura de dióxido de carbono (CO2) foram colocados dentro dos
frascos, em um suporte de metal, um copo plástico com 20 mL de hidróxido de sódio
(NaOH) a 0,5 M. Os frascos hermeticamente fechados, abertos apenas para realizar
as análises em média a cada 5 dias, foram incubados em uma estufa a 30ºC durante
84 dias. Os frascos vazios foram utilizados como prova em branco para quantificar o
CO2 presente no frasco.
Para realizar a análise, foi adicionado 1 mL de cloreto de bário (BaCl2) 30% e
3 gotas de fenolftaleína 1% imediatamente após o copo plástico ser retirado do
frasco. A quantidade de NaOH residual na solução foi titulada com ácido clorídrico
(HCl) a 0,5 M para analisar a quantidade de C-CO2 produzido. A quantidade de C-
CO2 produzido é dada pela seguinte equação:
( ) ( ) (
)
33
Onde:
VB: volume de HCl 0,5 M utilizado para titular o branco, em mL;
VA: volume de HCl 0,5 M utilizado para titular o tratamento, em mL;
MC: massa molar do carbono em g/mol;
MHCl: concentração molar da solução padronizada de HCl, em mol/L;
FC: fator de correção da molaridade de ácido/base (MHCl/ MNaOH);
m: massa (Kg) de solo seco no frasco.
3.3.2 Fitotoxicidade
Os ensaios de fitotoxicidade das amostras de solo dos diferentes tratamentos
foram realizados no tempo inicial e final de processo, de acordo com Lopes (2014).
Foram utilizados dois organismos-teste: Brassica oleracea (repolho), e Eruca sativa
(rúcula) (Figura 5). As sementes utilizadas foram de um mesmo fornecedor
(FELTRIN) e do mesmo lote.
Para a realização dos bioensaios foram adicionados, em copos plásticos com
capacidade de 50 ml, 25 g de solo, 2 ml de água destilada e 10 sementes do
organismo-teste. Para cada tratamento foram realizados bioensaios em triplicata.
Depois de semeado, os copos plásticos foram cobertos com plástico filme para não
haver perda de umidade, e incubados em uma estufa climatizada a 21 ºC, no escuro,
durante 120 horas. Foi realizado o ensaio de fitotoxicidade também para o controle
negativo a fim de verificar a eficácia do ensaio.
Após 120 horas, recipientes foram retirados da estufa (Figura 7) e foram
realizadas as medições do hipocótilo e da raiz dos organismos-teste, assim como
realizada a contagem de sementes germinadas.
34
3.3.2.1 Análises para a avaliação da fitotoxicidade
As análises realizadas para cada experimento, utilizando a metodologia de Lopes
(2014), foram: germinação relativa das sementes, desenvolvimento da raiz,
desenvolvimento do hipocótilo e o índice de germinação.
Germinação relativa das sementes (%G)
A determinação da germinação das sementes dos tratamentos foi feita em
relação a quantidade de sementes germinadas no controle negativo (CN). Foram
consideradas germinadas as sementes que desenvolveram raiz e hipocótilo maiores
ou iguais a 2 mm, conforme a equação:
Onde:
SGa = número total de sementes germinadas na amostra analisada;
SGc = número total de sementes germinadas no CN.
Figura 7. Unidades experimentais retiradas da câmara climatizada,
a 21ºC, após 120 horas.
35
Desenvolvimento da raiz e do hipocótilo (%R)
Para a determinação do desenvolvimento de cada plântula, foram efetuadas as
medidas de tamanho da raiz e do hipocótilo utilizando um escalímetro.
O cálculo foi desenvolvido utilizando a média do alongamento da raiz e do
hipocótilo nas sementes germinadas nos tratamentos e da média do alongamento da
raiz e do hipocótilo nas sementes germinadas no controle negativo, conforme
equação:
Onde,
MRa = média do alongamento da raiz e do hipocótilo nas sementes germinadas
no experimento analisado;
MRc = média do alongamento da raiz e do hipocótilo nas sementes germinadas
no CN.
Índice de germinação (IG)
A determinação do índice de germinação foi calculada a partir das medidas de
germinação relativa das sementes ao CN (%G) e do alongamento da raiz e do
hipocótilo relativo ao CN (%R), conforme a equação:
( ) ( )
3.3.3 Análise estatística
Os resultados obtidos foram analisados empregando o teste de Tukey
(comparação entre médias) a um nível de confiança de 95%, utilizando o software
Statistica 7.1.
36
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Medida da atividade microbiana
As Figuras 8a e 8b mostram, respectivamente, a produção diária e a
produção acumulada de C-CO2 ao longo de 84 dias, para os diferentes experimentos
de biorremediação.
A partir da análise dos valores obtidos de produção diária de C-CO2 (Figura
8a), verifica-se que as maiores liberações de C-CO2 foram obtidas nos primeiros 20
dias com máxima produção em 18 dias de processo, para todos os tratamentos
avaliados. Esse comportamento ocorre provavelmente pela maior disponibilidade de
hidrocarbonetos mais facilmente biodegradáveis para serem utilizados como fonte
de carbono no início do processo. A alta atividade microbiana nos primeiros dias
sugere que a microbiota presente nos solos se adaptou ao substrato adicionado
(borra oleosa), visto que o solo utilizado nos experimentos foi retirado de células de
Landfarming, ou seja, ambiente em que a microbiota nativa já estava em contato
com a borra oleosa. Após o período inicial de 20 dias, houve um decréscimo na
produção diária de CO2 (Figura 8a), fato que pode ter sido causado pela transição da
fonte de carbono, devido ao consumo das frações de hidrocarbonetos mais
facilmente biodegradáveis e exigindo uma adaptação dos microrganismos a
hidrocarbonetos mais recalcitrantes (MARIANO, 2006).
Aos 18 dias de processo o tratamento que apresentou maior produção diária
de C-CO2 (333 mg/Kg) foi o CA10 seguido pelo CM10, que produziu 284 mg/Kg de
C-CO2. Comportamento semelhante foi observado em estudo realizado por Orantas
(2013), onde a produção de C-CO2 atingiu os maiores valores (cerca de 175 mg/Kg)
em torno dos 20 dias de tratamento de solo contaminado com 1,5% de borra oleosa
utilizando técnicas de bioaumentação com consórcio bacteriano e bioestimulação.
Estudos realizados por Mariano (2006) também mostraram máxima produção de
CO2 nos primeiros 20 dias de processo em solos contaminados com diesel e
biorremediados com a adição de consórcio microbiano composto de Staphylococcus
hominis e Kocuria palustris.
37
(a)
Tempo (d)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Pro
du
ção
diá
ria d
e C
-CO
2 (
mg
/Kg
)
0
50
100
150
200
250
300
350
CN
AN
CA5
CA10
CM5
CM10
(b)
Tempo (d)
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Pro
du
ção
ac
um
ula
da
de
C-C
O2 (
mg
/Kg
)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
CN
AN
CA5
CA10
CM5
CM10
Figura 8. Figura 8. (a) Produção diária de C-CO2 ao longo dos 84 dias de processo. (b) Produção
acumulada de C-CO2 ao longo dos 84 dias de processo.
Tratamentos: CN: Controle; AN: Atenuação Natural; CA5: adição de 5% de casca de arroz; CA10:
adição de 10% de casca de arroz; CM5: adição de 5% de cavaco de madeira; CM10: adição de 10%
de cavaco de madeira.
38
A Figura 8b mostra as produções máximas acumuladas de C-CO2 ao longo
dos 84 dias de processo. A máxima produção (2899,65 mg/Kg) foi alcançada no
ensaio CA10, no qual foi adicionado 10% de casca de arroz. Observa-se que valor
próximo a este foi obtido para o ensaio utilizando 10% de cavaco de madeira (CM10)
o qual alcançou produção máxima de 2857,90 mg/Kg de C-CO2 no tempo final.
Valores próximos de produção acumulada de C-CO2 (3010,1 mg/Kg) foram
encontrados em estudo realizado por Cerqueira (2011) em solos de Landfarming
contaminado com 1,5% de borra oleosa e com adição de um consórcio bacteriano
composto pelos isolados Stenotrophomonas acidaminiphila, Bacillus megaterium,
Bacillus cibi, Pseudomonas aeruginosa e Bacillus cereus e de nutrientes em 90 dias
de processo. A máxima produção acumulada de C-CO2 no experimento conduzido
por Hamdi et al (2006) utilizando solo contaminado com os HPAs, antraceno, pireno
e benzo(a)pireno biorremediado com palha de arroz decomposta alcançou cerca de
3700 mg/Kg de C-CO2 em 120 dias de processo. Já em estudo realizado a partir de
solo contaminado com mistura de diesel/biodiesel (B10) e bioaumentados com um
inóculo de bactérias nativas do solo de um posto de combustíveis B10 apresentou
valores maiores de produção máxima acumulada (em torno de 7500 mg/Kg de C-
CO2) em 30 dias de processo, uma vez que esse contaminante é mais facilmente
biodegradado quando comparado a borra oleosa (COLLA et al., 2014).
A Tabela 1 apresenta os valores finais de produção máxima acumulada de C-
CO2 nos experimentos de biorremediação ao final dos 84 dias de processo.
Tabela 1. Produção máxima acumulada de C-CO2 no tempo final de processo
Tratamento Produção máxima acumulada de C-
CO2
AN 861,44 ± 43
CA5 2200,65 ± 389,26 a
CA10 2899,65 ± 226,13 b
CM5 2002,90 ± 93,53 a
CM10 2857,90 ± 89,35 b
Letras minúsculas iguais indicam que os ensaios não apresentaram diferença significativa (p>0,05).
39
Como mostrado na Tabela 1, nota-se que a dose de 10%, tanto para o cavaco
de madeira quanto para a casca de arroz, mostrou ser mais eficiente do que quando
utilizada a dose de 5% (p<0,05). Isto sugere que a adição de 10% de material
estruturante é mais adequada para essa quantidade de borra oleosa. Esse
comportamento indica que os materiais estruturantes em maior quantidade
promovem maior espaçamento entre as partículas de solo permitindo assim maior
aeração. Materiais estruturantes são adicionados ao solo contaminado com a
finalidade de aumentar a permeabilidade, aeração e facilitar o contato da água e dos
nutrientes com os microrganismos consequentemente intensificando a atividade
microbiana (SANTOS, 2007).
Em estudo realizado por Santos (2007) onde foi avaliado o efeito do material
estruturante (pó da casca de coco), nas proporções de 5 e 10 % e correção da
relação C/N com ureia e nitrato de sódio, no tratamento de solo contaminado com
5% de petróleo cru, foi obtido melhores resultados na remoção dos hidrocarbonetos
com a adição de 10% do material estruturante em comparação com a adição de 5%
em ambas as adições de nitrogênio.
O estudo da adição de farelo de trigo como material estruturante em solos
contaminados com 5% borra oleosa realizados por Vasudevan e Rajaram (2001)
mostraram que houve degradação de 76% a mais dos hidrocarbonetos presentes no
solo em 90 dias de experimento comparando com outros tratamentos testados
(bioaumentação com consórcio bacteriano e adição de nutrientes). Resultado
semelhante foi encontrado em estudo desenvolvido por Rhykerd et al (1999) em
solos contaminados com petróleo avaliando o efeito da adição de diferentes
materiais estruturantes (serragem, vermiculita e grama-bermudas) (proporção de
1:1) e aeração forçada num período de 30 semanas, onde foi alcançado remoção de
aproximadamente 72% dos hidrocarbonetos totais de petróleo utilizando a serragem
e 82% utilizando grama-bermudas.
A atenuação natural mostrou produção acumulada de C-CO2 de 861,44
mg/Kg, enquanto que o controle apresentou produção de 607,57 mg/Kg no tempo
final de processo. Os tratamentos utilizando casca de arroz e cavaco de madeira em
doses de 5 e 10% mostraram valores mais altos que a atenuação natural, os quais
40
diferiram estatisticamente (p<0,05), mostrando a potencialidade do uso destes
resíduos no aumento da taxa de biodegradação dos hidrocarbonetos presentes na
borra oleosa. Em comparação com a atenuação natural, o experimento de maior
eficiência (CA10) produziu 4,8 vezes mais C-CO2.
Os valores de produções máximas acumuladas de C-CO2 na mesma
porcentagem de material estruturante não diferiram estatisticamente (p<0,05) entre
os resíduos, mostrando que ambos foram igualmente eficientes na degradação da
borra oleosa (Tabela 1). Os ensaios de biorremediação utilizando maior quantidade
de material estruturante (10%) melhores resultados quanto à produção de C-CO2
quando comparado a dose de 5%, visto que os valores diferem estatisticamente
(p<0,05).
Observa-se que a adição de material estruturante estimulou a degradação de
borra oleosa presente nos solos visto que os tratamentos utilizando casca de arroz e
cavaco de madeira em doses de 5 e 10% obtiveram valores maiores, e que diferem
estatisticamente (p<0,05) (Tabela 1), de produção acumulada de C-CO2 quando
comparados com o tratamento atenuação natural.
4.2 Avaliação da fitotoxicidade dos solos
Testes de toxicidade podem ser definidos como procedimentos nos quais as
respostas dos organismos-teste são utilizadas para detectar ou avaliar os efeitos,
adversos ou não, de uma ou mais substâncias sobre os sistemas biológicos
(LAITANO e MATIAS, 2006). Essa avaliação é necessária quando se deseja
certificar que não houve formação de metabólitos tóxicos durante a degradação da
borra oleosa, os quais não são avaliados quando realizados apenas métodos
respirométricos.
Biosensaios de toxicidade são importantes na determinação da eficácia do
processo de biorremediação, não considerando apenas a diminuição na
concentração dos hidrocarbonetos no ambiente e/ou os altos índices de atividade
microbiana (LOPES, 2014).
41
Esse método de avaliação da fitotoxicidade utilizando sementes inoculadas
diretamente no solo traz a vantagem de diminuir dúvidas sobre a presença ou não
do contaminante na amostra. Segundo Marín et al (2006), nos bioensaios realizados
com solução aquosa são avaliados apenas os contaminantes que estão presentes
nesse extrato.
Com o objetivo de avaliar a ecotoxicidade dos solos de Landfarming
impactados com borra oleosa petroquímica após diferentes tratamentos de
biorremediação, foram realizados ensaios fitotoxicológicos com dois organismos
testes (rúcula e repolho), onde foram avaliados: a germinação das sementes, o
desenvolvimento da raiz e do hipocótilo e o índice de germinação.
As Figuras 9 e 10 mostram os resultados obtidos de germinação relativa nos
ensaios utilizando rúcula e repolho, respectivamente. A medida da germinação
relativa (%G) representa, em porcentagem, a relação entre a quantidade de
sementes germinadas no tratamento avaliado e no controle negativo.
O experimento que mostrou maior resposta de germinação relativa, utilizando
as sementes de rúcula (Figura 9), foi o ensaio CA5 (111,1%), fato este que se
repetiu nos ensaios utilizando sementes de repolho (Figura 10), onde a maior
germinação alcançou a mesma porcentagem (111,11) tanto para o ensaio CA5,
quanto para o ensaio CA10.
42
Experimento
AN CA5 CA10 CM5 CM10
Ge
rmin
aç
ão
Re
lati
va
(%
)
0
20
40
60
80
100
120
140
Figura 9. Germinação relativa das sementes de rúcula.
Experimento
AN CA5 CA10 CM5 CM10
Germ
inaçã
o R
ela
tiva
(%
)
0
20
40
60
80
100
120
140
Figura 10. Germinação relativa das sementes de repolho.
As Figuras 11 e 12 exibem os valores obtidos de desenvolvimento relativo da
raiz e do hipocótilo (%R) para as sementes de rúcula e repolho, respectivamente. O
desenvolvimento relativo da raiz e do hipocótilo é calculado a partir da relação entre
43
a média do alongamento da raiz e do hipocótilo das sementes germinadas na
amostra e a média do alongamento da raiz e do hipocótilo do controle negativo.
No desenvolvimento relativo da raiz, o melhor resultado para ambas
sementes ocorreu no experimento CA10, apresentando 257,30% para rúcula e
192,76% para o repolho.
Experimento
AN CA5 CA10 CM5 CM10
De
se
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ime
nto
re
lati
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%)
0
50
100
150
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250
300
350
400
Figura 11. Desenvolvimento relativo da raiz da rúcula.
Experimento
AN CA5 CA10 CM5 CM10
Desen
vo
lvim
en
to r
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(%
)
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Figura 12. Desenvolvimento relativo da raiz do repolho.
44
Os resultados índice de germinação são apresentados nas Figuras 13 e 14
para rúcula e repolho respectivamente. Esse índice é calculado com base na
porcentagem de germinação e do desenvolvimento da raiz e do hipocótilo.
Experimento
AN CA5 CA10 CM5 CM10
Índ
ice d
e g
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ina
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o
0
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100
150
200
250
300
350
400
Figura 13. Índice de germinação para rúcula.
Experimento
AN CA5 CA10 CM5 CM10
Índ
ice
de
ge
rmin
aç
ão
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Figura 14. Índice de germinação para repolho.
45
Os maiores índices de germinação foram encontrados, tanto para a rúcula
como para o repolho, no ensaio CA10. Os valores obtidos foram de 257,3 e 214,17
para a rúcula e para o repolho, respectivamente.
Comparando os valores de índice de germinação (Figuras 13 e 14) observa-
se que houve uma redução da toxicidade do solo, pois todos os tratamentos com
adição de material estruturante obtiveram valores maiores no tempo final que a
atenuação natural, mostrando que os tratamentos aplicados são mais eficientes na
degradação de contaminantes e não geram compostos intermediários tóxicos para
organismos vivos.
Os valores altos encontrados podem ser explicados pelo fato de que os
cálculos se baseavam no controle negativo. O solo utilizado como controle negativo
era proveniente de células de Landfarming, que, mesmo não tendo sido utilizada há
aproximadamente quatro meses, ainda poderia conter hidrocarbonetos, visto a
recalcitrância dos mesmos. Sendo assim, o controle negativo apresentou baixos
valores de alongamento de raiz e hipocótilo e por ser uma medida inversamente
proporcional aumentou os valores de desenvolvimento de raiz e consequentemente
de índice de germinação.
Em estudo realizado por LOPES (2014) utilizando alface e rúcula como
organismos-testes para avaliar a fitotoxicidade de solos contaminados com óleo
lubrificante e biorremediados com a adição surfactante comercial e biosurfactante foi
concluído que os tratamentos de biorremediação diminuíram os efeitos fitotóxicos do
contaminante num período de 180 dias.
Souza (2010) avaliou a fitotoxicidade, através de bioensaios com sementes
de cebola, em solos contaminados com borra oleosa e biorremediados com adição
de 20% casca de arroz e observou que houve diminuição do efeito de
clastogenicidade e mutagenicidade após 180 dias de tratamento.
A Tabela 2 mostra as porcentagens de sementes germinadas de repolho e
rúcula nos ensaios realizados, comparando os tempos inicial e final de
biorremediação.
46
Tabela 2. Porcentagem de germinação do controle negativo, atenuação natural e
tratamentos de biorremediação no período inicial e final de biorremediação.
Observa-se na Tabela 2 que nos bioensaios com sementes de repolho houve,
no tempo final, diminuição da ecotoxicidade do solo no tratamento de atenuação
natural tanto quanto houve nos demais tratamentos envolvendo a adição de material
estruturante. O mesmo não ocorreu com as sementes de rúcula, onde a atenuação
natural e o ensaio CM5 obtiveram porcentagens de germinação menores no tempo
final comparando com o controle negativo no tempo inicial, mas mesmo assim
maiores que a porcentagem de germinação da atenuação natural no tempo zero.
Isso indica que houve diminuição da ecotoxicidade com menor eficiência. Esse
comportamento corrobora com os resultados obtidos na respirometria, pois o
tratamento CM5 apresentou a menor produção de C-CO2 dentre os tratamentos com
adição de material estruturante.
As sementes, quando comparadas em relação ao estresse provocado pelo
contaminante, observa-se que a rúcula foi mais sensível. O mesmo comportamento
foi descrito por Lapa (2014) em estudo utilizando rúcula e alface como
bioindicadoras da ecotoxicidade de um solo contaminado com borra oleosa
petroquímica pós-tratamento com bioaumentação e bioestimulação, onde foi
Tempo Tratamentos
Sementes
germinadas
REPOLHO (%)
Sementes
germinadas
RÚCULA (%)
Inicial
CN 83,33 73,33
AN 36,67 30
Final
AN 93,3 63,3
CA5 100 100
CA10 100 90
CM5 93,3 60
CM10 93,3 96,6
47
observado que a rúcula foi a mais sensível. Em diversos estudos o tamanho das
sementes foi relatado como causador da maior sensibilidade de sementes a fatores
ambientais adversos, sendo as menores as mais sensíveis, como por exemplo, a
rúcula (CRUZ, 2013; SATERBAK et al., 1999; WIERZBICKA e OBIDZINSKA, 1998).
Os tratamentos que apresentaram melhores resultados quanto à diminuição
da ecotoxicidade do solo após a biorremediação foram os ensaios que tiveram
adição de casca de arroz nas duas porcentagens. O tratamento mais eficiente para a
biorremediação de solo de Landfarming impactado com borra oleosa foi o
experimento com adição de 10% de casca de arroz pois apresentou melhores
resultados tanto nas análises respirométricas quanto nas análises de fitotoxicidade.
Isso demonstra que a casca de arroz além de promover a degradação dos
hidrocarbonetos diminuiu a ecotoxicidade do solo. Apesar do tratamento contendo
10% de cavaco de madeira ter apresentado maior produção de C-CO2 nas análises
respirométricas, apresentou valores menores de índice de germinação nas análises
de fitotoxicidade.
Como a eficiência da biorremediação de ambientes contaminados com
hidrocarbonetos está diretamente ligada não somente à degradação destes
compostos, como também à diminuição da toxicidade inicial na área impactada
(DORN e SALANITRO, 2000), os resultados obtidos mostram que a incorporação de
materiais estruturantes é uma boa estratégia para aumentar a eficiência em células
de Landfarming.
48
5. CONCLUSÕES
A adição de resíduos agroindustriais como material estruturante ao solo
possibilitou um aumento na atividade microbiana, visto os resultados obtidos na
análise de respirometria basal. O aumento da atividade microbiana demonstra que a
adição de casca de arroz e cavaco de madeira no solo favoreceu a biodegradação
da borra oleosa presente no solo.
Os solos apresentaram redução da toxicidade após os 84 dias de tratamentos
de biorremediação. Os experimentos onde houve adição de material estruturante
apresentaram índices de germinação maiores quando comparados à atenuação
natural.
Frente aos resultados as sementes de rúculas mostraram ser mais sensíveis
a estresse ambiental que as sementes de repolho.
Os melhores resultados foram observados quando a proporção de material
estruturante foi de 10% tanto de casca de arroz quanto de cavaco de madeira. A
adição de 10% de casca de arroz apresentou os melhores resultados nas análises
respirométricas e nas análises de fitotoxicidade, sendo assim o tratamento com
maior eficiência no tratamento da borra oleosa no solo de Landfarming.
49
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