Biorremediação de resíduo contaminado com diesel proveniente do beneficiamento de geodos de ágata
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Gabriel Cavelhão
BIORREMEDIAÇÃO DE RESÍDUO CONTAMINADO COM DIESEL
PROVENIENTE DO BENEFICIAMENTO DE GEODOS DE ÁGATA
Gabriel Cavelhão
BIORREMEDIAÇÃO DE RESÍDUO CONTAMINADO COM DIESEL
PROVENIENTE DO BENEFICIAMENTO DE GEODOS DE ÁGATA
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao curso de Engenharia Ambiental, como parte dos requisitos exigidos para obtenção do título de Engenheiro Ambiental.
Orientador: Prof. Antonio Thomé, Dr.
Gabriel Cavelhão
BIORREMEDIAÇÃO DE RESÍDUO CONTAMINADO COM DIESEL
PROVENIENTE DO BENEFICIAMENTO DE GEÔDOS DE ÁGATA
Trabalho de Conclusão de Curso como requisito parcial para a obtenção do título de Engenheiro Ambiental – Curso de Engenharia Ambiental da Faculdade de Engenharia e Arquitetura da Universidade de Passo Fundo. Aprovado pela banca examinadora:
Orientador:_________________________ Prof. Dr. Antonio Thomé
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________ Prof. Dra. Luciane Maria Colla Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________ Prof. Dra. Evanisa Fatima Reginato Quevedo Melo
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
RESUMO
A contaminação do solo e dos recursos hídricos pelos resíduos gerados no corte e beneficiamento de geodos de ágata tem preocupado os órgãos ambientais e toda população em geral, pelo fato desse resíduo conter grande teor de óleo diesel na sua composição, podendo ser tóxico para os seres vivos que estiverem em contato. O destino final adotado para esse tipo de resíduo são normalmente os aterros de resíduos industriais perigosos (ARIPs), gerando custos elevados no processo sem garantia de solução para esse problema que continua sendo um passivo ambiental. Dentre as alternativas para descontaminação desses resíduos, se destacam os processos de biorremediação, através da utilização de microrganismos no processo de descontaminação. Algumas técnicas como a bioestimulação e a bioaumentação podem ser empregadas para diminuir o tempo de processo e aumentar a eficiência. O objetivo dessa pesquisa é avaliar a bioestimulação e bioaumentação no processo de descontaminação dos resíduos provenientes do corte e beneficiamento de ágata contaminados com diesel. O resíduo foi caracterizado físico-químico e microbiologicamente. O experimento foi dividido em quatro tratamentos: Atenuação Natural, Atenuação Natural + Bioestimulação, Atenuação Natural + Bioaumentação e Atenuação Natural + Bioestimulação + Bioaumentação. O experimento foi conduzido em vidros herméticos de 2 litros com 500 g de resíduo em cada um. A bioestimulação foi realizada de acordo com o teor de Carbono Orgânico do resíduo, sendo que efetuou-se o ajuste da relação C:N:P:K do resíduo para 100:10:10:1. As fontes de nutrientes utilizadas foram fertilizantes minerais de uso agrícola. A bioaumentação foi realizada adicionando-se cepas de bactérias previamente isoladas do resíduo contaminado. O teor inicial de contaminante e as análises quantitativas do teor residual aos 15 e 30 dias de experimento foram realizadas por um equipamento de soxhlet. O monitoramento da atividade microbiológica foi realizado por evolução de CO2 e contagem de heterotróficos totais. Os
resultados obtidos foram submetidos a análise de variância (ANOVA) e comparação de médias pelo Teste Tukey a 5%. Os resultados apresentaram diferença significativa entre si, mostrando-se melhores quando utilizou-se as técnicas de biorremediação.
ABSTRACT
The contamination of soil and water resources for waste generated in the cutting and processing of agate geodes has worried all the environmental agencies and the general population, because this waste contain high content of diesel oil in its composition can be toxic to humans living that are in contact. The adopted final destination for this type of waste are usually of hazardous industrial waste landfills (HIWLs), generating high costs in the process with no guarantee of solution to this problem that continues to be an environmental liability. Among the alternatives for remediation of such wastes, stand bioremediation processes through the use of microorganisms in the process of decontamination. Some techniques such as biostimulation and bioaugmentation can be employed to reduce the process time and increase efficiency. The objective of this research is to evaluate biostimulation and bioaugmentation in the process of decontamination of waste from the cutting and processing agate contaminated with diesel. The residue was characterized physico-chemical and microbiological. The experiment was divided into four treatments: Natural Attenuation, Natural attenuation + Biostimulation, Natural Attenuation + Bioaugmentation, Natural Attenuation + Biostimulation + Bioaugmentation. The experiment was conducted in sealed glass 2 liter with 500 g of residue in each. The biostimulation was performed in accordance with the organic carbon content of the waste, and made the adjustment of the ratio C: N: P: K 100:10:10:1 to the residue. The sources of nutrients were used mineral fertilizers for agricultural use. The bioaugmentation was performed by adding bacterial strains previously isolated from contaminated waste. The initial content of the contaminant and quantitative analysis of the residual at 15 and 30 days of experiment were carried out by a soxhlet equipment. Monitoring of microbiological activity was carried out by evolution of CO2 and total heterotrophic count. The results were subjected to analysis of
variance (ANOVA) and comparison of means by Tukey test at 5%. The results showed significant difference between them, proving to be better when we used the techniques of bioremediation.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1. Mapa Gemológico da região Sul do Brasil. Modificado de JUCHEM et al. (2008). . 8
Figura 2. Esquema geral e simplificado da ação dos microrganismos em um processo de biorremediação. Modificado de EPA (2001b) ... 13
Figura 3. Cromatograma típico do óleo diesel comercial (BENTO, 2001). ... 22
Figura 4. Fluxograma do experimento. ... 25
Figura 5. Montagem do experimento ex situ. ... 29
Figura 6. Inóculo de 1000µL de cada bactéria pré-selecionada. ... 30
Figura 7. Fertilizantes utilizados (A=cloreto de potássio, B=super fosfato simples e C= ureia). ... 31
Figura 8. Procedimento utilizado na bioestimulação. ... 32
Figura 9. Equipamento de Soxhlet utilizado. ... 34
Figura 10. Curva de distribuição granulométrica do resíduo. ... 36
Figura 11. Teste de biodegradabilidade dos isolados. a) Isolado 1, b) isolado 2 e c) isolado 3. ... 37
Figura 12. Concentração de CO2 acumulado liberado no decorrer do experimento. ... 37
Figura 13. Concentração de CO2 acumulado aos 17 dias de experimento... 39
Figura 14. Concentração de CO2 acumulado ao final do experimento. ... 40
Figura 15. Densidade microbiana no tempo inicial, aos 15 e 30 dias de experimento. ... 41
Figura 16. Percentagem residual de diesel aos 17 e 31 dias de experimento. ... 43
Figura 17. Eficiência de biodegradação nos diferentes tratamentos. ... 44
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Processos físicos, químicos e biológicos de remediação. ... 12 Tabela 2. Tipos e estratégias para biorremediação de solos (SHARMA e REDDY, 2004). ... 14 Tabela 3. Tecnologias de remediação de solos e águas subterrâneas. ... 15 Tabela 4. Níveis ótimos dos fatores ambientais que interferem na biodegradação. ... 23 Tabela 5. Técnicas de biorremediação utilizadas para a biodegradação do resíduo de geodo
contaminado com óleo diesel. ... 26 Tabela 6. Caracterização química do resíduo. ... 35 Tabela 7. Resultados do Teste de Tukey para a concentração de CO2 (mg/kg) acumulada. ... 38
Tabela 8. Comparação de médias entre os tratamentos pelo Teste de Tukey ... 41 Tabela 9. Percentual de óleos e graxas do resíduo ao longo do tempo de biorremediação ... 42
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO... 8 2 DESENVOLVIMENTO ... 11 2.1 Revisão Bibliográfica ... 11 2.1.1 Técnicas de Biorremediação ... 16 2.1.2 Contaminante ... 212.1.3 Fatores que interferem na biodegradação ... 23
2.2 Metodologia ... 25
2.3 Materiais e métodos ... 26
2.3.1 Caracterização do resíduo ... 26
2.3.2 Montagem do experimento... 28
2.3.3 Preparo do inóculo para bioaumentação ... 29
2.3.4 Bioestimulação ... 30
2.3.5 Bioaumentação e bioestimulação ... 32
2.3.6 Evolução de CO2 ... 32
2.3.7 Determinação do teor de contaminante... 33
2.3.8 Análise dos dados ... 34
2.4 Resultados e discussões ... 34 2.4.1 Análise Química ... 34 2.4.2 Análise Física ... 35 2.4.3 Análise Microbiológica ... 36 2.4.4 Evolução de CO2 ... 37 2.4.5 Densidade microbiana ... 40
2.4.6 Remoção de Óleos e Graxas ... 42
2.4.7 pH ... 44 3 CONCLUSÃO ... 46 4 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ... 47 ANEXO A ... 54 ANEXO B ... 55 ANEXO C ... 56
1 INTRODUÇÃO
A Região Sul do Brasil abriga uma das maiores e mais importantes Províncias Gemológicas do planeta. No estado do Rio Grande do Sul encontram-se as maiores jazidas de ágata e ametista do país, sendo considerado o maior produtor mundial desses minerais com 400 t/mês. (HARTMANN, 2010). Na Figura 1 é apresentado o Mapa Gemológico da Região Sul do Brasil, destacando a formação geológica e a localização específica das jazidas.
Figura 1. Mapa Gemológico da região Sul do Brasil. Modificado de JUCHEM et al. (2008).
O setor de beneficiamento e comercialização de pedras preciosas é uma das principais atividades econômicas do município de Soledade-RS, garantindo renda para inúmeras famílias e promovendo o crescimento econômico do município.
De acordo com pesquisas realizadas são mais de 82 empresas trabalhando no ramo de extração e beneficiamento de pedras no município. Dentre as 82 empresas, 29% atendem
apenas ao mercado nacional; 18%, ao mercado internacional e 53%, tanto ao mercado nacional como ao internacional. Os principais países importadores são os Estados Unidos, a China, a Alemanha , a Itália e o Japão. (THOMÉ et al., 2010).
O processo de beneficiamento dos geodos de ágata passa inicialmente pelo corte dos mesmos em pequenas unidades para posteriormente serem lapidados de acordo com a finalidade que se deseja. O corte é realizado por serras elétricas que possuem o disco de corte fabricado em aço diamantado de alta resistência. Estas serras trabalham em sistema banhado a óleo em pequenas câmaras, o que garante a lubrificação das mesmas, facilitando o trabalho de corte. No Anexo A é mostrado o equipamento utilizado para o corte dos geodos.
A etapa de corte dos geodos gera um resíduo composto por pó de rocha e diesel que se acumula no fundo do equipamento, sendo que a cada período é realizado uma limpeza do equipamento para a sua retirada. Esse resíduo passa por um processo de lavagem com água com o objetivo de recuperar parte do diesel da mistura. O resíduo lavado ainda permanece com alto teor de diesel que fica adsorvido nas partículas do pó que é de difícil remoção. A quantidade de diesel residual após o processo de lavagem fica entre 25 e 35% (m/m), dependendo da eficiência do processo. No Anexo B é mostrado o resíduo final após o processo de lavagem.
O resíduo do processo de beneficiamento, devido ao alto teor de diesel, tem grande potencial de causar impacto ambiental, através da contaminação do solo e das águas. O óleo diesel é considerado um combustível derivado de petróleo constituído basicamente de hidrocarbonetos. É um composto formado principalmente por átomos de carbono, hidrogênio e em baixas concentrações por enxofre, nitrogênio e oxigênio. É um produto inflamável, medianamente tóxico, volátil, límpido, isento de material em suspensão e com odor forte e característico (PETROBRÁS, 2006).
Atualmente o destino final adotado por algumas empresas são aterros de resíduos industriais perigosos (ARIP), elevando neste caso o custo do beneficiamento, já que o custo para este tipo de disposição é elevado, além do custo do transporte que também é significativo. Outras empresas acondicionam em tambores que posteriormente são coletados pela Prefeitura Municipal. No entanto, algumas empresas admitem dispor o resíduo sem maiores preocupações.
Objetivou-se avaliar a capacidade de biodegradação do resíduo de geodos contaminado com diesel, através da biorremediação.
2 DESENVOLVIMENTO
2.1 Revisão Bibliográfica
O mundo atual está cada vez mais dependente dos derivados do petróleo para a manutenção de sua atividade industrial (ANDRADE et al. 2010). A indústria petrolífera gera quantidades significativas de resíduos sólidos nas suas diversas atividades como: exploração, produção, transporte, refino e comercialização. Entre os principais resíduos sólidos gerados encontram-se as borras oleosas de fundo de tanques de armazenamento, borras oleosas de limpeza de caixas de separação água e óleo, solos escavados contaminados por vazamentos de petróleo e água de produção, acidentes no transporte e uma ampla gama de resíduos contaminados por petróleo (estopas, pigs etc.), água produzida, embalagens e resíduos domésticos (SEABRA, 2005).
A frequente contaminação de petróleo e seus derivados registrados em solos e águas subterrâneas vêm motivando o desenvolvimento de novas tecnologias que visam, principalmente, a descontaminação e recuperação dessas matrizes. Tais ocorrências vêm incentivando inúmeras pesquisas relacionadas com a remediação de áreas contaminadas (AISLABIE et al., 2004; MARÍN et al., 2006).
Zhou e Crawford (1995) observam que a contaminação de solos com gasolina, diesel, óleos em geral e outros produtos de petróleo através de vazamentos, derrames e outras fontes tem se tornado importante foco de pesquisa. Os vazamentos não apenas contaminam os ecossistemas dos solos, mas são também uma potencial fonte de contaminação para os aqüíferos a longo prazo.
Na presença da contaminação várias técnicas de remediação são indicadas para a recuperação de áreas contaminadas. Processos físicos, químicos e biológicos (Tabela 1) vêm sendo desenvolvidos para a remoção ou a biodegradação dos hidrocarbonetos e para a redução de seus efeitos sobre o ecossistema, especialmente os tóxicos.
Tabela 1. Processos físicos, químicos e biológicos de remediação.
Processos Estratégia Técnicas de remediação Referências
Físicos
Remoção física do poluente ou do meio altamente contaminado
Extração e escavação do solo, desorção térmica, lavagem de solo, solidificação, incineração e estabilização. Alvarez e Illman, (2006), Xu e Lu, (2010). Químicos Adição de fortes oxidantes, para degradar altas concentrações de químicos orgânicos e redução químicas através da adição de fortes agentes redutores no local contaminado.
Oxidação química in situ e redução química in situ Barreiras reativas permeáveis. Alvarez e Illman, 2006. Cunha, (2010) Biológicos Biodegradação natural através da atividade microbiana, podendo ser estimulada ou monitorada.
Biorremediação e
fitorremediação (Alvarez e Illman, 2006)
Não há uma regra geral que determine o melhor tratamento de uma área contaminada específica. Cada caso deve ser analisado individualmente, avaliando suas particularidades (MARIANO, 2006). Em alguns casos, processos físicos e/ou químicos são usados associados aos processos de biorremediação, para a remoção completa do contaminante (ALVAREZ e ILLMAN, 2006).
Tratamentos físicos separam os contaminantes do solo sem destruí-los ou modificá-los quimicamente, mas apresentam muitas limitações, destacando-se o custo alto. Quando os hidrocarbonetos percolam o solo, grande quantidade permanece sorvida na matriz (aproximadamente 50%) com isso diminuindo a eficiência de remoção. Processos biológicos, por outro lado, são uma tecnologia promissora para remover esses contaminantes principalmente devido à simplicidade e eficiência de custo quando comparados a outras alternativas (ALEXANDER, 1994).
Dentre os processos biológicos, a biorremediação vem se destacando como uma alternativa viável e promissora para o tratamento de solos contaminados por petróleo e seus derivados (DUA et al., 2002; BENTO et al., 2003).
A biorremediação é um processo de tratamento ativo que usa microrganismos para degradar e transformar em químicos orgânicos os contaminantes do solo, sedimentos e resíduos (MENEGHETTI, 2007).
O processo de biorremediação é fundamentado principalmente na degradação microbiana e em reações químicas combinadas com processos de engenharia, criando condições para maximizar as transformações dos contaminantes orgânicos do solo (MOREIRA e SIQUEIRA, 2006); (BERNOTH et al., 2000). Essas transformações no solo sob influência dos microrganismos vão da simples remoção de um único átomo da molécula à mineralização completa da substância orgânica (MOREIRA e SIQUEIRA, 2006).
O objetivo da biorremediação é mineralizar os poluentes orgânicos, libertando apenas substâncias inertes, como dióxido de carbono, a água e a biomassa celular ((FRANKENBERGER, Jr. (2002) e OLLIVER e MAGOT (2005), PEREIRA e LEMOS, (2004); MARIANO, (2006)).
A Figura 2 mostra um esquema geral e simplificado da ação dos microrganismos em um processo de biorremediação.
Figura 2. Esquema geral e simplificado da ação dos microrganismos em um processo de biorremediação. Modificado de EPA (2001b)
A biorremediação baseia-se em três aspectos principais: a existência de microorganismos com capacidade catabólica para degradar o contaminante; a disponibilidade do contaminante ao ataque microbiano ou enzimático e condições ambientais adequadas para o crescimento e atividade do agente biorremediador (MOREIRA e SIQUEIRA, 2006).
Biorremediação pode ser considerada como uma nova tecnologia para tratar locais contaminados mediante o uso de agentes biológicos capazes de modificar ou decompor poluentes alvos (MARIANO, 2006). As estratégias de biorremediação incluem: a utilização de microrganismos autóctones, ou seja, do próprio local, sem qualquer interferência de tecnologias ativas de remediação (atenuação natural ou intrínseca); a adição de agentes estimulantes como nutrientes, oxigênio e biossurfactantes (bioestimulação); e a inoculação de consórcios microbianos enriquecidos (bioaumento) (BENTO et al., 2003).
Apesar de fundamentada em um único processo básico (a biodegradação), as técnicas de biorremediação envolvem variações de tratamentos in situ e ex situ que podem envolver inúmeros procedimentos, conforme listados na Tabela 2.
Tabela 2. Tipos e estratégias para biorremediação de solos (SHARMA e REDDY, 2004).
Estratégias de biorremediação Fundamentos
Atenuação natural Consiste na degradação intrínseca ou natural
pelos microrganismos indígenas do solo.
Bioestimulação Adição de nutrientes, como Nitrogênio (N),
fósforo (P) e potássio (K) para estimular os microrganismos nativos.
Bioaumentação É a inoculação do local contaminado com
microrganismos selecionados para degradação do contaminante.
Bioventing É uma forma de bioestimulação por adição de gases
estimulantes como O2 e CH4, para aumentar a atividade
microbiana decompositora.
Landfarming É a aplicação e incorporação de contaminantes
ou rejeitos contaminados na superfície de solo não contaminado para degradação.
As tecnologias de biorremediação in situ (atenuação natural, bioestimulação, bioventilação e bioaumentação) possuem baixo custo relativo quando comparadas as tecnologia ex situ (landfarming e compostagem como biopilhas e bioreatores), conforme apresentado na Tabela 3. Entretanto, há uma grande dificuldade de aplicá-las na recuperação de solos impactados por petróleo e/ou derivados quando estes apresentam características argilosas, bastante comuns no Brasil. Dentre as tecnologias “ex situ”, a utilização de biorreatores apresenta maior aplicabilidade no tratamento de solos contaminados de natureza argilosa, permitindo o monitoramento efetivo do processo, maior controle das variáveis (valor de pH, temperatura, umidade, etc.) e melhor incorporação de aditivos. Além disso, os biorreatores são sistemas completamente fechados que permitem o controle de emissões e possibilita, na maioria dos casos, a redução do tempo de processo (RAIMUNDO e RIZZO, 2002).
Uma das maiores vantagens das técnicas de biorremediação é a possibilidade de serem executadas no próprio sítio contaminado. Em relação às técnicas convencionais (incineração, aterro etc.), são normalmente mais econômicas, eliminam permanentemente o risco da contaminação, têm boa aceitação da opinião pública e há um encorajamento das agências reguladoras ambientais com respeito à sua utilização, podendo ser associadas com outros métodos químicos ou físicos de tratamento (SEABRA, 2005).
Algumas técnicas de biorremediação podem ser utilizadas em todas as tecnologias, visando à otimização do processo de degradação dos poluentes pelos microrganismos. Dentre estas se destacam: a adição de nutrientes (bioestimulação) que aumenta a atividade microbiana nativa; adição de linhagens microbianas exógenas degradadoras (bioaumentação); adição de surfactantes, que auxilia a metabolização dos compostos poluentes, facilitando o transporte destes substratos orgânicos para o interior das células microbianas ou diminuindo as interações superficiais contaminante/solo; ou ainda a adição de enzimas comerciais, que favorecem a oxidação de moléculas de difícil degradação em moléculas de fácil assimilação pelos microrganismos (RAIMUNDO e RIZZO, 2003).
A técnica de biorremediação mais apropriada depende das características do local contaminado, do tipo de contaminante, da natureza e propriedade do poluente e do uso final do meio (ALVAREZ e ILLMAN, (2006), MOREIRA e SIQUEIRA, (2006)). A proporção e disponibilidade de contaminantes, substratos e nutrientes, as condições de umidade, a aeração e temperatura e a presença de compostos inibitórios são fatores que geralmente limitam a biorremediação (MENEGHETTI, 2007). É importante ressaltar que a recuperação de áreas contaminadas é uma tarefa complexa e bastante demorada, e em alguns casos não se consegue atingir os limites permitidos pela legislação ou pelos órgãos ambientais (MANCINI, 2002).
2.1.1 Técnicas de Biorremediação
O processo de atenuação natural também conhecido como atenuação intrínseca ou passiva, ocorre pela biodegradação natural de um poluente orgânico sem o acréscimo de nutrientes ou adequação de qualquer condição ambiental.
A remediação natural é uma estratégia de gerenciamento que se baseia nos processos naturais de atenuação para remover ou conter os contaminantes dissolvidos na água. A atenuação natural refere-se aos processos físicos, químicos e biológicos que facilitam o processo de remediação de maneira global (WIEDEMEIR, 1996).
A atenuação natural pode ocorrer de maneira contínua devido ao processo de adaptação natural da microbiota nativa do solo impactado. Esses microrganismos passam, então, a utilizar o composto orgânico poluente como fonte de carbono, ocasionando assim uma redução da sua concentração ao longo do tempo. Além disso, o solo contaminado é sujeito ao processo de intemperização natural, onde, não só os processos biológicos estão envolvidos, mas também, processos físicos e químicos são responsáveis pela redução da concentração de poluente no solo (lixiviação, volatilização, etc.) (BAPTISTA e RIZZO, 2004).
A biorremediação natural mostra-se interessante devido principalmente aos baixos custos, por ser uma técnica com mínima intervenção (BHUPATHIRAJU et al., 2002). No entanto, o tempo envolvido no processo de atenuação natural costuma ser bastante longo (meses ou anos) o que torna necessária, muitas das vezes a remoção do solo impactado e encaminhamento do mesmo para tratamento ex-situ (BAPTISTA e RIZZO, 2004).
A remediação natural não é uma alternativa de “nenhuma ação de tratamento”, mas uma forma de minimizar os riscos para a saúde humana e para o meio ambiente, monitorando-se o deslocamento da pluma e asmonitorando-segurando-monitorando-se de que os pontos receptores (poços de abastecimento de água, rios, lagos) não serão contaminados (CORSEUIL e MARINS, 1998).
Margesin e Schinner (2001), investigaram as técnicas de biorremediação, atenuação natural e bioestimulação, como uma opção para o tratamento de um solo cronicamente contaminado com óleo diesel em uma área poluída da geleira alpina, a 2,875 m acima do nível do mar. Após 780 dias, o nível inicial da contaminação foi reduzido em aproximandamente 50% e 70% para o solo com a adição de nutrientes (NPK) e sem adição de nutrientes. Os melhores resultados foram encontrados nos períodos de verão, devido ao aumento da temperatura no local.
Bento et al. (2003) avaliaram técnicas de biorremediação utilizando dois solos contaminados com óleo diesel provenientes de Hong Kong e Long Beach, e demonstraram que a atenuação natural foi mais eficiente que a bioestimulação.
Baptista e Rizzo (2004) simularam um processo de atenuação natural de um solo proveniente da região nordeste do Brasil, artificialmente contaminado por petróleo (5% e 10 % p/p). O objetivo do ensaio foi acompanhar o processo de remediação natural in situ do contaminante no solo. Os solos contaminados foram expostos a variações climáticas naturais por dois meses sendo realizado o acompanhamento da concentração de microrganismos nos solos, bem como do teor de óleos e graxas (OG). Os resultados obtidos indicam que a população microbiana nativa no solo impactado apresentou um crescimento inicial lento e gradual indicativo do processo de adaptação da mesma. Além disso, foi verificada uma remoção de OG, após 45 dias de ensaio, de cerca de 5% para o solo contaminado com 5% de óleo e de 12% para o solo contaminado com 10% de óleo.
2.1.1.2 Bioaumentação
A bioaumentação consiste na adição de microrganismos degradadores no solo contaminado. O inóculo da bioaumentação pode ser realizado com microrganismos naturais (previamente selecionados do local contaminado) ou por cepas comerciais de microrganismos conhecidos na literatura como degradadores.
A introdução de microrganismos não naturais (alóctones) pode ser considerada em locais, onde após a contagem das bactérias heterotróficas totais e fungos, foi identificada uma insuficiência de microrganismos naturais (autóctones) para a biodegradação do resíduo perigoso em questão, mesmo após a tentativa da bioestimulação (SPILBORGHS, 1997).
O bioaumento é necessário quando um local contaminado não possui ou possui em quantidades insuficientes os requisitos necessários para que o processo de degradação ocorra. Assim, essa técnica tem como objetivo acelerar ou estimular a biodegradação através da intensificação do crescimento microbiano tanto quanto também pela otimização do ambiente em questão (MARIANO, 2006).
Bento et al. (2003), utilizando a bioaumentação, obteve a degradação de 75 % do poluente após duas semanas de incubação da bactéria no solo contaminado. O melhor desempenho a bioremediação do solo contaminado com diesel foi obtido quando foram adicionados microrganismos pré-selecionados do ambiente contaminado. Comprovando a teoria de Pellizari e Luz (2000), que diz que em geral, os microrganismos capazes de degradar
um xenobiótico específico são encontrados com maior freqüência nos locais contaminados previamente com o poluente.
Lebkowska et al. (2011), estudaram a biorremediação de três solos contaminados com combustíveis por meio de injeção seqüencial de vários microorganismos nativos. Os solos foram identificados pelas letras A, B e C. Os solos A e C, apresentaram-se mais arenoso, e o solo B mais argiloso. No solo A, foi realizado o inóculo de várias bactérias (consórcio) e o inóculo de apenas uma bacteria. No solo B e o solo C foi realizado o inóculo de apenas uma bacteria. O solo A apresentou degradação de 50% do diesel comercial quando inoculado um consórcio, e 30% de degradação quando inoculado apenas uma bactéria. O solo B e C, apresentaram remoção de 80% e 98% de TPH.
Tedesco et al. (2005) avaliaram a eficiência da bioaumentação e da bioestimulação de dois solos. Um solo foi contaminado recentemente com óleo cru e outro contaminado por 4 anos. Os solos foram contaminados com 5,4% de TPH. Ambos os solos quando submetidos as técnicas de bioaumentação e bioestimulação, apresentaram eficiencia de biodegradação duas vezes maior que a atenuação natural, com remoção do diesel (aos 41 dias) de 14,3% e 7,4%, respectivamente.
2.1.1.3 Bioestimulação
A bioestimulação consiste na adição de nutrientes (oxigênio, nitrogênio, fósforo e potássio) no solo contaminado com a finalidade de aumentar as taxas de biodegradação dos microrganismos naturais.
Para se utilizar o processo de bioestimulação, deve-se demonstrar que existe no local contaminado uma população natural de microrganismos capazes de biodegradar os contaminantes presentes e que as condições ambientais são insuficientes para se obter altas taxas de atividade microbiológica dessa população. Medidas das propriedades físicas e químicas de amostras do local podem revelar as limitações físico-químicas para a atividade microbiológica, a qual pode então ser modelada para indicar os fatores críticos limitantes (RAMASWAMI e LUTHY, 1997).
Gallego (2001) avaliou as técnicas de biorremediação in situ e demonstrou que em condições de laboratório é possível degradar até 90% do óleo diesel, utilizando inorgânicos como N e K.
Molina-Barahona et al. (2004), avaliaram a bioestimulação pela adição de nitrato de amônia (fonte de nitrogênio) e de resíduos (palha de milho ou bagaço de cana), para estimular o desenvolvimento da microflora autóctone do solo na biodegradação de hidrocarbonetos. O tratamento contendo a relação de C:N na proporção de 100:10, com 30% de umidade e 3% de resíduo de milho, mostrou maior atividade metabólica com 67% de remoção dos diesel aos 109 dias.
De acordo com pesquisas realizadas por Pereira e Lemos (2004), nabiodegradação de petróleo em solo areno-argiloso por fungo filamentoso, pode-se concluir que o bioestímulo com uréia, principalmente na relação de 100:10, bem como a adição de A. versicolor, favoreceram a biorremediação dos solos contaminados por hidrocarbonetos de petróleo.
Bento et al. (2005), compararam a biorremediação de dois solos contaminados com diesel empregando a atenuação natural, bioestimulação e bioaumentação.
Mariano (2006) avaliou diferentes técnicas de biorremediação e constatou que os tratamentos com adição de nutrientes mostraram claramente melhores resultados de bidegradação pelo teste de respirometria (19,8%), quando comparado a outros processos de biodegradação.
Barraza Cabarca e Rogelinda (2006) avaliaram a biodegradação de um solo arenoso contaminado com biodiesel e diesel de uma área industrial de Guayanilla Bay, Porto Rico. A biodegradação foi avaliada por evolução de CO2 e cromatografia gasosa. Após 41 dias, a
cromatografia gasosa mostrou a remoção parcial de 80% do biodiesel e 75% do diesel no tratamento de atenuação natural.
Meneghetti et al. (2009) avaliaram a atividade microbiológica em solo argiloso contaminado com biodiesel, pelos processos de biorremediação: atenuação natural e bioestimulação (NPK). O experimento foi desenvolvido em laboratório com amostras de solo deformadas, sendo monitorado por 120 dias através dos métodos de evolução de CO2 e
cromatografia gasosa. A maior atividade microbiológica ocorreu nos tratamentos de bioestimulação apresentando completa redução dos ácidos mirísticos (C14:0) e linolênico (C18:3), sendo que a maior eficiência de degradação foi de 90%.
Thomé et al. (2010), monitoraram a biorremediação de solos contaminados com biodiesel pelas técnicas de atenuação natural e bioestimulação. Após 120 dias, a bioestimulação foi o tratamento mais eficiente na descontaminação de um solo argiloso contaminado com biodiesel quando comparado ao processo de atenuação natural. A adição de nutrientes (N e P) resultou na maior taxa de degradação do biodiesel entre os tratamentos de biorremediação estudados, com 85% de remoção
Estudos realizados por Kauppi et al. (2011), avaliaram diferentes combinações de nutrientes, agente de volume, aeração e inóculo microbiano em simulações de laboratório e combinações eficazes foram testadas em condições de campo. Após 11 meses constataram que a bioestimulação através de otimização de nitrogênio e oxigênio melhorou significativamente a biorremediação de solo contaminado com petróleo, enquanto bioaumentação não teve efeito adicional.
2.1.2 Contaminante
O petróleo é uma mistura complexa que contém vários compostos, sendo que os hidrocarbonetos representam a fração majoritária. De acordo com a sua origem, as suas composições químicas e as suas propriedades físicas variam de um campo petrolífero para outro. Devido, principalmente, à complexidade dessa mistura, normalmente o tratamento de áreas contaminadas por essas substâncias é bastante difícil e problemático. Em solos contaminados por petróleo e seus derivados, alguns contaminantes se destacam frente aos demais. Neste caso, de forma geral, os compostos de interesse que exigem maior preocupação ambiental e que, normalmente, são os principais a serem identificados e quantificados antes e durante um processo de remediação, são: benzeno, tolueno, etilbenzeno e xilenos (isômeros: orto-, meta- e para-xileno). Esses compostos, conhecidos também como BTEX, são definidos como hidrocarbonetos monoaromáticos, cujas estruturas moleculares possuem como característica principal a presença do anel benzênico (ANDRADE et al. 2010).
O óleo diesel, produto da destilação fracionada do petróleo, apresenta em sua composição principalmente hidrocarbonetos alifáticos de cadeia simples, não-ramificados, variando de C9-C28. Na mistura, são encontrados também altos teores de enxofre, variando de 0,1 a 0,5%, além de produtos da combustão, como CO, NOx, SOx, material particulado,
aldeídos, benzeno, cianetos, tolueno, hidrocarbonetos aromáticos policíclicos, sendo estes bastante perniciosos aos ecossistemas e à biota neles presente (ANP, 2009). Na Figura 3 apresenta-se um cromatograma típico do óleo diesel comercial, identificando os picos dos hidrocarbonetos constituintes do óleo diesel.
Figura 3. Cromatograma típico do óleo diesel comercial (BENTO, 2001).
A toxicidade do contaminante para um organismo é definida pela sua composição química, sua concentração no ambiente, o período de contato, as condições ambientais gerais e a condição fisiológica da biota (HATFIEL e STEWART, 1994). Produtos oleosos, como o diesel, em pequenas quantidades no solo, podem provocar um aumento na população de microrganismos, uma vez que hidrocarbonetos podem ser utilizados como fonte de carbono. No entanto, em altos níveis, o número de microrganismos pode diminuir, alterando a composição das comunidades e, consequentemente, dos processos microbianos, como a atividade enzimática. Em contrapartida, mesmo em quantidades e concentrações elevadas de biodiesel no solo, tem se observado, inclusive, um aumento na atividade microbiana de um modo geral (LAPINSKIENE et al., 2006).
Com o intuito de diminuir o impacto ambiental ocasionado pela contaminação de combustíveis dessa natureza no solo, vem se utilizando cada vez mais estratégias de remediação do solo contaminado. Dentre elas, a biorremediação utiliza a competência fisiológica de micro-organismos com potencial degradador (nativos ou introduzidos), associada, muitas vezes, à adição de nutrientes, principalmente o Nitrogênio e o Fósforo, no local contaminado, sendo considerada, dessa forma, uma alternativa de baixo custo-benefício e ambientalmente aceitável (JACQUES et al., 2007).
Em contrapartida, mesmo dispondo de uma microbiota competente, existem inúmeros fatores abióticos limitantes para que a biodegradação das misturas de diesel/biodiesel ocorra
com sucesso. Fatores como água, oxigênio, nutrientes e pH podem ser decisivos para o estabelecimento estrutural das comunidades microbianas. A biodisponibilidade é um fator limitante, uma vez que depende da natureza físico-química do contaminante, da sua concentração, do seu tempo de permanência e das propriedades intrínsecas de cada solo, além do caráter hidrofóbico da célula degradadora. As características e o conteúdo de matéria orgânica e da argila poderão influenciar diretamente na capacidade do contaminante sofrer sorção às partículas do solo, tornando-o menos disponível para a célula, principalmente aqueles de natureza apolar, como o diesel e o biodiesel, sendo constituídos de hidrocarbonetos e ésteres, respectivamente (MEYER, 2011).
2.1.3 Fatores que interferem na biodegradação
O processo de biodegradação de um poluente orgânico é um processo complexo e limitada por vários fatores ambientais, entre eles, a disponibilidade de oxigênio, umidade, pH, potencial redox e temperatura. A Tabela 4 apresenta os principais fatores que interferem na biodegradação e os níveis ótimos para o crescimento dos microrganismos no solo.
Tabela 4. Níveis ótimos dos fatores ambientais que interferem na biodegradação.
O oxigênio, quando presente no solo, é o principal aceptor final de elétrons em sistemas aeróbicos, comportando-se como um agente oxidante em reações de oxiredução na degradação da matéria orgânica e contaminantes orgânicos (ATLAS, (1981), LEAVY e COLWELL, (1990), MESQUITA, (2004)).
Outro fator determinante para a biodegradação é a disponibilidade no solo de nutrientes como carbono (C), nitrogênio (N), fósforo (P) e potássio (K). Siqueira et al. (1994) destaca entre os macronutrientes, o C como a principal fonte de nutrientes da célula microbiana, sendo as suas fontes as mais diversas, como aminoácidos, ácidos graxos, ácidos orgânicos, açúcares, compostos aromáticos, etc. No entanto, os microrganismos não necessitam apenas da energia do carbono, a disponibilidade de nitrogênio é fundamental para o processo de biorremediação, pois o nitrogênio está intimamente ligado ao metabolismo microbiano. O fósforo é o segundo nutriente mais utilizado nos processos de biorremediação e é importante para o crescimento celular.
Vários estudos de biorremediação indicam que a relação ideal de carbono, nitrogênio e fósforo (CNPK) ideal para a biorremediação de um solo contaminado com diesel encontra-se na proporção de 100:10:1:1 (RIZZO et al., 2002; EVANS et al., 2004; PEREIRA e LEMOS, 2006; SPINELLI, 2007; KAUPPI et al., 2011). Outros autores também obtiveram resultados favoráveis no processo de biodegradação utilizando a proporção de 120:10:1 (WILSON e JONES, 1993 e GHAZALI et al., 2004).
A água, ou umidade do solo, é necessária para o crescimento microbiano, para a difusão dos nutrientes e oxigênio e para a eliminação de excretas. Sabe-se que não somente a escassez, mas também o excesso de água é um fator limitante, uma vez que as reações metabólicas dependem desta para ocorrer e o excesso pode inibir a difusão do oxigênio no solo (TRINDADE, 2002). Normalmente, os teores de água no solo ideais para atividade microbiana são de 25 a 85% da capacidade de campo (PAUL & CLARK, 1996; TRINDADE, 2002).
O pH tem relação direta com a solubilidade dos nutrientes e a atividade microbiana. A maioria dos solos tem pH entre 4,0 e 8,5. Conforme Cardoso et al., (1992), a ação do pH sobre os microrganismos do solo depende de sua tolerância a esse fator. Distinguem-se quatro categorias de microrganismos: a) Indiferentes: crescem numa faixa ampla de valores de pH. É o caso de numerosas bactérias que apresentam crescimento satisfatório entre valores de pH 6,0 a 9,0. para os fungos os valores variam entre pH 2,0 e 8,0; b) Neutrófilos: preferem pH próximo a neutralidade até ligeiramente alcalino.
A temperatura influencia a biodegradação por estar diretamente relacionada com a taxa metabólica e a composição microbiana. A atividade enzimática e o metabolismo microbiano são diretamente proporcionais ao aumento da temperatura. Por outro lado, com a diminuição da temperatura, a viscosidade dos óleos aumenta e sua solubilidade em água
diminui ainda mais e a volatilização de alcanos tóxicos de baixa massa molecular é reduzida, retardando, assim, o início da biodegradação (ATLAS, 1981).
2.2 Metodologia
Os experimentos foram conduzidos nos Laboratórios de Saneamento Ambiental e no Laboratório de Biotecnologia Ambiental do Curso de Engenharia Ambiental. Na Figura 4 é apresentado um fluxograma geral do estudo.
Figura 4. Fluxograma do experimento. CARACTERIZAÇÃO FÍSICA QUÍMICA MICROBIOLÓGICA DIESEL CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS CROMATOGRÁFICAS MICROBIOLÓGICAS TÉCNICAS DE BIORREMEDIAÇÃO ATENUAÇÃO NATURAL BIOESTIMULAÇÃO BIOAUMENTAÇÃO MONITORAMENTO EVOLUÇÃO DO CO2
EXTRAÇÃO POR SOXHLET
CONTAGEM EM PLACA
pH
RELATÓRIO FINAL RESÍDUO
Os ensaios de biorremediação foram divididos em tratamentos, conforme a Tabela 5, com triplicata para cada técnica de biorremediação, num total de 12 amostras. O tempo total do experimento foi de 30 dias.
Tabela 5. Técnicas de biorremediação utilizadas para a biodegradação do resíduo de geodo contaminado com óleo diesel.
Tratamentos Adições Técnicas de Biorremediação
T1 - Atenuação natural
T2 NPK* Bioestimulação
T3 Consórcio microbiano** Bioaumentação
T4 Consórcio microbiano + NPK Bioestimulação + Bioaumentação * CNPK= 100:10:1:1
** Concentração de: 3,78 x 109 UFC mL-1.
A quantidade de resíduo utilizada nos ensaios, bem como a quantidade de contaminante, foram mantidas fixas. As variáveis de resposta foram: a atividade microbiológica e a remoção do contaminante.
2.3 Materiais e métodos
2.3.1 Caracterização do resíduo
2.3.1.1 Análise Química
O resíduo foi caracterizado quimicamente no Laboratório de Solos da Faculdade de Agronomia e Medicina Veterinária da Universidade de Passo Fundo, sendo que foram realizados análise básica e de micronutrientes de acordo com o método de Tedesco et al. (1995).
2.3.1.2 Análise Fisica
A caracterização física do resíduo foi realizada no Laboratório de Geotecnia da Faculdade de Engenharia e Arquitetura da Universidade de Passo Fundo. Os parâmetros físicos analisados foram obtidos a partir do ensaio de granulometria, realizado segundo método da NBR 7181/84 e determinação da massa específica, seguindo NBR 6508/84.
2.3.1.3 Análise Microbiológica
As análises microbiológicas foram realizadas para determinar a presença dos microrganismos presentes no resíduo em estudo. A quantificação e isolamento dos microrganismos as amostras foram realizadas no Laboratório de Microbiologia da Faculdade de Engenharia Ambiental.
Para a determinação de microrganismos heterotróficos totais do solo natural utilizou-se o meio de cultura PCA (Plate Count Agar) em placas de cultivo através da técnica pour plate em superfície. Primeiramente, a amostra do resíduo foi homogeneizada com água destilada estéril na proporção de 1:9 durante 15 min em um Shaker (mesa agitadora orbital com aquecimento - marca OXY 304T) com agitação de 100 rpm a 28ºC. Posteriormente procederam-se diluições até 10-8. Placas de Petri foram inoculadas com 100 µL de cada diluição na superfície, em triplicata. As placas foram incubadas a 32°C durante 48h e o crescimento microbiano foi determinado por contagem das Unidades Formadoras de Colônia com resultados expressos em UFC g-1 de resíduo. Em seguida, as diferentes colônias foram repicadas em meios de cultura para purificação e crescimento isolado e posterior identificação.
2.3.1.4 Teste de degradadores
As bactérias isoladas foram testadas quanto a sua resistência a presença dos hidrocarbonetos do óleo diesel utilizando meio Bushnell-Hass (BH), contendo 1% de óleo
diesel e uma solução de cloreto de tetrazólio (TTC) como indicador (BRADDOCK e CATTERALL, 1999). Os inóculos foram incubados a 30°C, sob agitação de 150 rpm, durante 14 dias. O crescimento microbiano foi determinado qualitativamente pelo desenvolvimento de cor violeta (indicando redução do indicador via respiração).
2.3.1.5 Identificação dos isolados
A identificação dos isolados com capacidade de degradação do diesel, foi realizada através de testes bioquímicos no Laboratório de Bacteriologia da Faculdade de Medicina Veterinária da Universidade de Passo Fundo. As bactérias degradadoras foram caracterizadas pela morfologia celular e coloração de Gram, sendo armazenadas em ágar inclinado à temperatura de 4ºC.
2.3.2 Montagem do experimento
Os ensaios foram desenvolvidos em vidros herméticos de 2 litros, utilizados co mo biorreatores ex situ, conforme a Figura 5 e mantidos em temperatura ambiente. Para montagem do experimento utilizou-se 500 g de resíduo em cada biorreator.
Figura 5. Montagem do experimento ex situ.
2.3.3 Preparo do inóculo para bioaumentação
O resíduo apresentou as bactérias Enterobacter aerogenes, Escherichia colli e Pseudomonas aeroginosa. O perfil bioquímico dos isolados apresentam-se no Anexo C.
O consórcio microbiano utilizado na técnica de bioaumentação foi realizado com as bactérias identificadas na concentração de 3,78 x 109 UFC mL-1.
O preparo do consórcio microbiano foi realizado utilizando uma alíquota de 1000µL de cada suspensão bacteriana nos tratamentos T2 e T4 (Figura 6), em seguida ocorreu a homogeneização do solo.
Figura 6. Inóculo de 1000µL de cada bactéria pré-selecionada.
2.3.4 Bioestimulação
O resíduo foi bioestimulado com o objetivo de adequar a relação C:N:P:K para 100:10:1:1 (RIZZO et al., 2002; EVANS et al., 2004; PEREIRA e LEMOS, 2006; SPINELLI, 2007; KAUPPI et al., 2011).
As fontes de nutrientes foram provenientes de fertilizantes agrícolas. O nitrogênio (N) foi proveniente da uréia que contém 45% de N, o fósforo (P) foi proveniente do super fosfato simples (SFS) que contém 18% de P e o potássio (K) foi proveniente do cloreto de potássio que contém 60% de K. A determinação da quantidade de N:P:K a ser utilizada foi determinada em função dos teores de carbono orgânico total (COT) inicial do resíduo. Contudo, para adequação da relação adicionou-se 7,30 g de ureia, 2,37 g de SFS e 0,70 g de cloreto de potássio em cada biorreator bioestimulado.
O pH das amostras também foi corrigido para 7 através da adição de calcário calcítico (PRNT 100%) na quantidade de 30 g em cada biorreator. Na Figura 7 é mostrado os fertilizantes utilizados no experimento.
Figura 7. Fertilizantes utilizados (A=cloreto de potássio, B=super fosfato simples e C= uréia).
Todos os nutrientes foram dissolvidos antes da aplicação nos biorreatores com 20 mL de água a fim de proporcionar um efeito imediato nos teores de nutrientes do resíduo. Nos biorreatores sem bioestimulação, adicionou-se 20 mL de água com a finalidade de igualar a umidade em todos os tratamentos. Na Figura 8 mostra-se o procedimento utilizado na bioestimulação.
A
B
Figura 8. Procedimento utilizado na bioestimulação.
2.3.5 Bioaumentação e bioestimulação
Neste tratamento efetuou-se a combinação da bioaumentação e bioestimulação nas mesmas condições descritas anteriormente para cada uma das técnicas.
2.3.6 Evolução de CO2
O método de evolução de CO2, teste de respirometria ou C mineralizável foi realizado
para determinar quanto de C é respirado pela microbiota do solo nos tratamentos de biorremediação do resíduo em estudo (ÖHLINGER et al., 1996; SPINELLI, 2005). Este método consiste na captura de CO2 emitido da amostra de resíduo proveniente da respiração
microbiana, em solução de NaOH que posteriormente é titulado com HCl. A equação geral da concentração de CO2 gerado é descrita da Eq. 1.
Onde:
B = volume de HCl gasto na titulação do branco (testemunha) (mL); V = volume de HCl gasto na titulação da amostra (mL);
M = concentração do HCl (mol.L-1);
6 = massa atômica do C (12) dividido pelo número de mols de CO2 que reagem com NaOH
(2);
V1 = volume de NaOH usado na captura de CO2 (mL);
V2 = volume total de NaOH usado na titulação (mL)
Para captação de CO2 colocou-se um béquer com 30 mL de solução de NaOH (0,5
mol.L-1). As análises foram realizadas a cada dois dias durante o experimento, sendo que no momento também era realizada um revolvimento do resíduo do interior do biorreator para evitar a compactação do mesmo.
Na titulação do NaOH com HCl também adicionou-se 10 mL da solução de BaCl2
(0,05 mol.L-1) e 3 gotas de fenolftaleína 1% para realizar a reação.
2.3.7 Determinação do teor de contaminante
A determinação do contaminante residual foi avaliada pela extração de óleos e graxos com equipamento de Soxhlet, conforme método 3540c modificado (EPA, 1996). Este método baseia-se na solubilidade dos lipídios (óleos e graxos) em solventes orgânicos (hexano), possibilitando sua extração da amostra quando em contato com o mesmo, através do ciclo do solvente pelo resíduo. A Figura 9 apresenta o Equipamento de Soxhlet utilizado nas extrações.
Figura 9. Equipamento de Soxhlet utilizado.
2.3.8 Análise dos dados
Os resultados da evolução de CO2, contagem microbiológica e percentagem residual
de diesel aos 15 dias e no final do experimento (30 dias) foram submetidos à análise de variância e comparação de médias pelo teste de Tukey a 5% com a utilização do Software Statistica 7.0.
2.4 Resultados e discussões
2.4.1 Análise Química
Tabela 6. Caracterização química do resíduo.
Parâmetro Valor
pH H2O 4,6
Ind. SMP 7,1
Carbono Orgânico Total (COT) (%) 8,59 Nitrogênio Total (%) 0,04 Fósforo (mg/L) 6,8 Potássio (mg/L) 20 Enxofre (mg/L) 49 Boro (mg/L) 0,5 Manganês (mg/L) 38,5 Zinco (mg/L) 1,21 Cobre (mg/L) 2,65 M.O. (%) 3,7 Alumínio (cmolc/L) 0,5 Cálcio (cmolc/L) 0,4 Magnésio (cmolc/L) 0,3 CTC (cmolc/L) 2 Saturação Bases (%) 38 Saturação Alumínio (%) 39 Saturação Potássio (%) 2,6
O resíduo caracteriza-se por possuir pH ácido e baixa concentração de macronutrientes, sendo que essas condições são desfavoráveis para aplicação da biorremediação já que para a maioria dos microrganismos as condições ideias situam-se entre pH 5,5 e 8,5. Quanto à disponibilidade de carbono orgânico total e de micronutrientes, o resíduo apresenta quantidade considerável, sendo que a fonte principal provém do próprio contaminante, no caso, o diesel.
2.4.2 Análise Física
Figura 10. Curva de distribuição granulométrica do resíduo.
De acordo com a Figura 10, observa-se que o resíduo apresenta 17,5% de argila, 81% de silte e 1,5% de areia. Desta forma, o resíduo caracteriza-se por ser altamente homogêneo granulometricamente em função do elevado teor de silte na sua composição, sendo classificado como siltoso. A massa específica do resíduo é de 2,6 g/cm³, valor este próximo ao da rocha original.
Em relação à umidade, o resíduo encontra-se inicialmente saturado com diesel e água. O mesmo passou por um período de secagem a temperatura ambiente e a umidade inicial do experimento foi de 17% (m/m).
2.4.3 Análise Microbiológica
O teste de degradadores apresentou resultado positivo para três bactérias isoladas, observando-se após os 14 dias, mudança na coloração do meio BH para a coloração violeta nos isolados identificados como isolado 1, isolado 2 e isolado 3 (Fig. 11).
c) b)
a)
Figura 11. Teste de biodegradabilidade dos isolados. a) Isolado 1, b) isolado 2 e c) isolado 3.
2.4.4 Evolução de CO2
A atividade microbiológica do resíduo determinada pelo teste de respirometria pode ser observada pela concentração de CO2 acumulado no decorrer do experimento. Na Figura
12 mostra-se a concentração acumulada de CO2 liberado durante o período.
0 50 100 150 200 250 300 350 400 0 5 10 15 20 25 30 C onc entra çã o de C O2 (mg .kg -1 de re síduo ) Tempo (dias) T1 - Atenuação Natural T2 - Bioaumentação T3 - Bioestimulação T4 - Bioestimulação + Bioaumentação
Conforme a Figura 12 observou-se o crescimento dos microrganismos em todos os tratamentos desde o início do experimento. Os tratamentos T3 (bioestimulação) e T4 (bioestimulação + bioaumentação) apresentaram maior atividade microbiana seguido dos tratamentos T2 (bioaumentação) e T1 (atenuação natural). A partir dos 20 dias, a atividade microbiana do T4 começa a estabilizar, enquanto que os demais tratamentos continuam na fase de crescimento. Ao final do experimento a maior atividade microbiana é observada no tratamento T3, com a concentração de 406,36 mg.kg-1 de resíduo.
Pela análise de variância e comparação de médias dos dados, realizados nos 17 e 31 dias de experimento foi possível interpretar melhor os resultados obtidos, sendo que foram contatadas diferenças significativas entre alguns tratamentos, considerando limite de confiança de 95%, conforme pode-se observar na Tabela 7.
Tabela 7. Resultados do Teste de Tukey para a concentração de CO2 (mg/kg) acumulada.
Tempo (dias) Evolução de CO2 (mg/kg)*
T1 T2 T3 T4
17 97,20 c 175,37 b 264,66 a 272,83 a
31 260,21 b 370,04 a 406,36 a 392,45 a
* Letras iguais na mesma linha não diferem entre si pelo Teste de Tukey a 5%.
Observando a Tabela 7 constata-se aos 17 dias que houve diferenças significativas entre os tratamentos T1, T2 e T3 (p<0,05), sendo que somente o T3 e T4 foram estatisticamente iguais (p>0,05). Desta forma comprova-se até o momento que as técnicas de biorremediação utilizadas apresentaram resultados significativos em relação à atenuação natural, sendo que a bioestimulação se mostrou mais eficiente que a bioaumentação e que a combinação das duas técnicas não contribuiu para obtenção de melhores resultados.
A análise estatística aos 31 dias do experimento constatou que houve diferenças significativas entre o tratamento T1 e os demais tratamentos (p<0.05), o que não foi observado na comparação entre T2, T3 e T4. Com isso, a atividade microbiológica continua apresentando-se mais elevada quando utiliza-se as técnicas de biorremediação, porém a técnica de bioestimulação que apresentou maior crescimento microbiano no período inicial do experimento diminui a sua atividade. A técnica de bioaumentação apresentou crescimento
linear desde o início do experimento. Em contrapartida no tratamento com combinação das técnicas observa-se estabilização da curva após os 21 dias sem tendências de crescimento.
A Figura 13 mostra a concentração de CO2 acumulado aos 17 dias de experimento nos
diferentes tratamentos.
Figura 13. Concentração de CO2 acumulado aos 17 dias de experimento.
Na Figura 14 é mostrado a concentração de CO2 acumulado no final do experimento
entre os diferentes tratamentos.
Figura 14. Concentração de CO2 acumulado ao final do experimento.
2.4.5 Densidade microbiana
A densidade microbiana foi avaliada no tempo inicial, aos 17 e 31 dias do experimento, através da contagem microbiana (UFC g-1 de resíduo). Na Figura 15 mostra-se os valores da densidade microbiana (expressos em Log), determinados nos diferentes tratamentos.
4.0 5.0 6.0 7.0 8.0 9.0 10.0 11.0 0 5 10 15 20 25 30 L og U F C/ g de r esíduo Tempo (dias)
T1 - Atenuação Natural T2- Bioaumentação
T3- Bioestimulação T4- Bioestimulação+ Bioaumentação
Figura 15. Densidade microbiana no tempo inicial, aos 15 e 30 dias de experimento.
Na Tabela 8 apresenta-se a comparação de médias pelo Teste de Tukey no diferentes tratamentos, o que possibilita melhor interpretação dos resultados
Tabela 8. Comparação de médias entre os tratamentos pelo Teste de Tukey
* Letras iguais na mesma linha não diferem entre si pelo Teste de Tukey a 5%.
Observa-se que aos 17 dias de experimento, a densidade microbiana do T3 (bioestimulação) é superior ao T2 (bioaumentação) com diferença significativa (p<0,05), o que demonstra uma rápida resposta dos microrganismos a bioestimulação, o que não ocorre com à bioaumentação, em função da fase de adaptação inicial dos micorganismos aos meio com elevado teor de diesel.
Aos 31 dias de experimento pode-se observar o aumento da densidade microbiana no T2, já com uma possível adaptação dos microrganismos ao meio, mas ainda com valores
Tempo (dias) T1 T2 T3 T4
0 5,11 b 9,58 a 5,11 b 9,58 a
17 5,59 d 7,19 c 8,98 b 10,16 a
significativamente inferiores ao T3. Esse que teve um crescimento acelerado no início do experimento, passa agora a uma taxa de crescimento um pouco menor em função da diminuição dos teores de nutrientes.
Analisando o T4 (bioestimulação + bioaumentação), observa-se aos 15 dias que a densidade microbiana cresceu significativamente em relação aos outros tratamentos (p<0,05), em função da maior disponibilidade de nutrientes. Já aos 30 dias do experimento, apresentou um pequeno declive igualando-se ao T3. Esse resultado vai ao encontro dos observados na evolução de CO2 para o T4, em que houve maiores liberações de CO2 até os 20 dias e em
seguida uma estabilização na curva de evolução.
2.4.6 Remoção de Óleos e Graxas
As extrações do diesel residual foram realizadas no início, aos 15 e 30 dias de experimento a fim de verificar a eficiência das técnicas utilizadas e comparar com o os resultados obtidos na evolução de CO2 e densidade microbiana. Na Tabela 9 apresenta-se o
percentual de óleos e graxas do resíduo ao longo do tempo de biorremediação.
Tabela 9. Percentual de óleos e graxas do resíduo ao longo do tempo de biorremediação
Na Figura 16 apresenta-se o gráfico da percentagem residual de diesel aos 17 e 31 dias de experimento.
Tempo (dias) T1 T2 T3 T4
17 32,22 a 32,07 a 29,12 b 28,80 b
Figura 16. Percentagem residual de diesel aos 17 e 31 dias de experimento.
Observa-se pela Figura 16 que, aos 17 dias de experimento houve um decréscimo na percentagem residual de diesel em todos os tratamentos, comparando com a quantidade inicial. Os menores valores de diesel residual, com valores próximos a 29% são observados nos tratamentos T3 e T4 que apresentam diferenças significativas em relação aos demais tratamentos (p=0,006), mas que na análise entre si são considerados iguais, sendo que o mesmo acontece entre T1 e T2.
Aos 31 dias de experimento observa-se que nos tratamentos T1 e T2 houve decréscimo significativo na percentagem residual de diesel comparando com os valores obtidos aos 17 dias. Com relação aos tratamentos T3 e T4 a redução foi insignificante quando comparada aos valores obtidos nos 17 dias de experimento. Na análise entre os tratamentos não se constatou diferenças significativas entre eles.
A comparação entre liberação de CO2 e diesel residual aos 17 e 31 de experimento
apresentam semelhanças que se justificam os resultados obtidos. Aos 17 dias de experimento as maiores concentrações de CO2 acumulados foram observados nos tratamentos T3 e T4,
sendo que no mesmo período a menor percentagem de diesel residual também foi observada nos mesmos tratamentos. Aos 31 dias de experimento as concentrações de CO2 nos
% r es idual de d ies el
tratamentos T3 e T4 apresentaram uma leve estabilização, verificado na percentagem residual que se manteve praticamente a mesma no período.
A Figura 17 apresenta as eficiências de biodegradação nos diferentes tratamentos.
Figura 17. Eficiência de biodegradação nos diferentes tratamentos.
A maior eficiência de biodegradação aos 31 dias de experimento foi obtida no T4 com 13% de eficiência, seguido do T3 com 12,8%, mas que não apresentaram diferença estatística entre si e em relação aos demais tratamentos, que ficaram entre 8 e 10% de eficiência.
2.4.7 pH
O pH do resíduo foi monitorado aos 10, 20 e 30 dias de experimento e os resultados estão apresentados na Figura 18.
Figura 18. pH do resíduo durante o experimento.
Observa-se pela Figura 18 que a adição de calcário nos tratamentos T3 e T4 elevou o pH conforme era esperado, chegando a 9 aos 20 dias de experimento e com decréscimo para 8 aos 30 dias de experimento, que pode ser explicado pelo processo de mineralização do contaminante que tende a diminuir o pH em função da diminuição dos cátions Ca2+ e Mg2+ que foram utilizados pelos microrganismos.
Nos tratamentos T1 e T2 o pH se comportou praticamente constante até os 20 dias, com leve aumento, variando de 6 a 7, e logo após esse período houve diminuição em ambos tratamentos com pH final próximo de 6,5.
De forma geral o pH situou-se dentro da faixa considerada ótima de desenvolvimento dos microrganismos, favorecendo no processo de biorremediação.
3 CONCLUSÃO
O resíduo estudado apresentou capacidade de biodegradação, evidenciado pelas eficiências obtidas quando utilizou-se as técnicas de biorremediação. Aos 30 dias, a maior atividade foi observada nos tratamentos de bioestimulação e bioestimulação + bioaumentação, com degradação de 12,83% e 12,97% de degradação do diesel, respectivamente. A bioaumentação realizada com microrganismos autóctones degradadores, apesar de possuir maior atividade microbiana que a atenuação natural, apresentou menor percentual de degradação. Aos 31 dias a bioaumentação apresentou 8,87% e a atenuação natural 9,57% de remoção do diesel. Até o momento, o maior destaque pode ser dado à técnica de bioestimulação com NPK, que apresentou uma resposta inicial rápida, igualando valores de degradação quando utilizado a combinação da bioestimulação com bioaumentação.
Ao final do experimento, conclui-se que o processo de biorremediação é eficiente na remoção do óleo diesel presente no resíduo em estudo, porém resultados mais expressivos devem ser obtidos ao longo do tempo.
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