Breaking News
Home / Geografia / Biorremediação de Solos

Biorremediação de Solos

 

1- Introdução

A forte industrialização e o desenvolvimento econômico experimentados pelo Brasil principalmente a partir da década de 70 exigiram grande estruturação de toda a cadeia produtiva dos derivados do petróleo, desde novas descobertas de campos de petróleo passando pela formação de vários pólos petroquímicos e o aumento das redes de distribuição. Diante de toda essa estrutura logística da produção e comercialização do petróleo e de seus derivados, as preocupações relacionadas ao potencial de contaminação de solos e águas subterrâneas, principalmente por vazamentos de tanques de armazenamento subterrâneos em postos de combustíveis, vêm crescendo.

Devido ao crescente número de descobertas de casos de vazamentos em postos de combustíveis, as contaminações de solos por hidrocarbonetos derivados de petróleo têm sido alvo de inúmeras pesquisas. Assim constituem um desafio para os profissionais que atuam no saneamento ambiental, em função da complexidade dos fenômenos geoquímicos e bioquímicos que são catalisados a partir de sua inserção no subsolo. Além disso, tem sido motivo de preocupação e repercussão na sociedade, pois essas contaminações com substâncias tóxicas podem atingir as águas subterrâneas, que estão sendo ou serão usadas como fonte de abastecimento para consumo humano.

Quando o combustível atinge o solo, seus componentes separam-se em três fases: dissolvida, líquida e gasosa.

Portanto, uma vez estabelecida a contaminação, esta poderá atuar em três níveis diferentes: solo, água subterrânea e atmosfera. Percebe-se então que a tarefa de avaliação da extensão, dinâmica, concentração das contaminações, análise de riscos e possíveis estratégias de remediação tornam-se complexa.

No caso de combustíveis como a gasolina e o óleo diesel, os hidrocarbonetos monoaromáticos benzeno, tolueno, etilbenzeno e xilenos, chamados coletivamente como compostos BTEX, são os constituintes que têm maior solubilidade em água e, portanto, são os contaminantes com maior potencial de poluir o lençol freático.

A interação dos hidrocarbonetos com o fluxo freático, com os argilo-minerais e com a matéria orgânica presentes no solo é complexa do ponto de vista físico e químico. Mais ainda, sendo produtos orgânicos de possível conversão, as ações biológicas que se deflagram no terreno a partir da sua presença são significativas e alteram o comportamento dos contaminantes ao longo do tempo.

Aos profissionais que se apresentam para investigar uma contaminação por hidrocarbonetos com essas características e a partir dessas análises proporem e executarem uma estratégia de remediação eficaz impõe-se um desafio que transcende a especialidade do geotécnico ou do geólogo.

O problema, tratado na sua escala devida, é tipicamente multidisciplinar e exige o domínio dos processos químicos e biológicos que estão inerentemente associados. Vários métodos podem ser empregados para remover hidrocarbonetos do solo e água subterrânea tais como extração de vapor do solo, bombeamento e biorremediação. Não há uma regra geral que determine o melhor tratamento de uma área contaminada específica. Cada caso deve ser analisado individualmente, avaliando suas particularidades.

2- Tratamentos

a) Físicos

Tratamentos físicos separam os contaminantes do solo sem destruí-los ou modificálos 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.

b) Biológicos

O benefício desses processos é a mineralização do poluente, isto é, a transformação em gás carbônico, água e biomassa. Recentemente, o interesse em utilizar a estratégia da atenuação natural monitorada (que inclui além da biodegradação outros processos como advecção, diluição, dispersão, sorção e volatilização) como técnica de tratamento de águas subterrâneas contaminadas com hidrocarbonetos é crescente em oposição a técnicas ativas de engenharia como a tecnologia de bombeamento e tratamento (pump-and-treat).

3- Biorremediação

Biorremediação pode ser considerada como uma nova tecnologia para tratar locais contaminados utilizando agentes biológicos capazes de modificar ou decompor poluentes alvos.

Estratégias de biorremediação incluem: a utilização de microrganismos autóctones, ou seja, do próprio local, sem qualquer interferência de tecnologias ativas (biorremediação intrínseca ou natural); a adição de agentes estimulantes como nutrientes, oxigênio e biossurfactantes (bioestimulação); e a inoculação de consórcios microbianos enriquecidos (bioaumento).

A biorremediação natural mostra-se interessante devido principalmente aos baixos custos, por ser uma técnica com mínima intervenção.

A verificação da ocorrência da biorremediação natural exige a caracterização da geologia, hidrologia e ecologia microbiana locais, e também o conhecimento de processos biogeoquímicos. Para a biodegradação dos hidrocarbonetos é essencial uma reação redox, em que o hidrocarboneto é oxidado (doador de elétron) e um aceptor de elétron é reduzido.

Existem diferentes compostos que podem agir como aceptores de elétrons, entre eles o oxigênio (O2), o nitrato (NO3-), os óxidos de Fe (III), o sulfato (SO4-2). Além dos aceptores de elétrons, outras variáveis podem ser relacionadas a processos biológicos, como o pH e o potencial redox.

Como limitações da biorremediação natural são apontadas principalmente o longo tempo necessário e o risco da pluma de contaminação não ser atenuada antes de atingir pontos de captação para abastecimento de água.

A eficiência da biorremediação está associada a uma população microbiana adaptada ao consumo dos contaminantes e como esta pode ser enriquecida e mantida no ambiente. a inoculação de bactérias com habilidade em biodegradar hidrocarbonetos pode reduzir o tempo de tratamento, contudo muitos estudos mostram que esta técnica é ineficiente.

4- Hidrocarbonetos como fonte de contaminação da subsuperfície: Origens e conseqüências

As preocupações relacionadas ao potencial de contaminação de solos e águas por vazamento/derramamento de combustíveis vêm crescendo, sendo diversas as origens: acidentes envolvendo o transporte de combustíveis por navios, caminhões ou dutos e principalmente devido a vazamentos provenientes de tanques de armazenamento subterrâneos, os quais estão sujeitos a fortes processos corrosivos

As principais causas de vazamentos relacionados aos sistemas de armazenamento subterrâneos de combustíveis (SASC) encontrados nos postos de combustíveis:

Os tanques são freqüentemente instalados sem nenhum cuidado, podendo provocar algum tipo de dano nas paredes
Os tanques normalmente não sofrem nenhum tipo de manutenção, permitindo, assim, que a corrosão se instale e comprometa a integridade do material. Tanques que ficam em contato direto com o solo também irão corroer mais rapidamente por causa da umidade e precipitação
Quando os tanques ficam vazios ou parcialmente vazios, o lado de dentro do tanque pode corroer rapidamente
Os SASC são freqüentemente instalados sem a proteção catódica, e detectores de vazamentos
Os tanques são normalmente construídos de parede simples, sem revestimento com material anti-corrosivo
Quando os tanques são instalados em solos pedregosos e são cobertos com enchimentos reiterados ou com entulhos de construção, permitem rachaduras por pedras, que se expandem dentro de poucos anos
Oscilações do nível freático provocam condições mais favoráveis para a corrosão dos tanques e suas conexões quando são instalados na altura ou abaixo do nível freático. Água subterrânea com pH ácido pode acelerar a corrosão do tanque

5- Dinâmica dos hidrocarbonetos em subsolo

Os hidrocarbonetos ao serem liberados para o ambiente através de vazamentos em tanques subterrâneos migram verticalmente pela zona não saturada sob a influência das forças gravitacional e capilar. Alguma expansão horizontal também ocorrerá devido à atração das forças capilares.

O termo forças capilares refere-se às forças que influenciam o movimento dos hidrocarbonetos em fase líquida pelos interstícios do solo ou poros.

Essas forças dependem de:

a) caso o solo esteja molhado com água ou com hidrocarbonetos em fase líquida;
b) as propriedades físicas e químicas dos hidrocarbonetos em fase líquida;
c) as características do solo (GUIGUER, 2000).

O escoamento dos hidrocarbonetos em meio saturado sempre é bifásico por serem compostos orgânicos que apresentam baixa miscibilidade em água. A fase composta pelos hidrocarbonetos recebe a denominação de NAPL (non-aqueous phase liquid) ou fase líquida não aquosa.

De acordo com a densidade do hidrocarboneto existem dois tipos de NAPLs:

LNAPL (light non-aqueous phase liquid ou fase líquida não aquosa leve) caracterizada por possuir densidade menor que a água. Os hidrocarbonetos com essa característica estão comumente associados com a produção, refino e distribuição de produtos do petróleo, por exemplo, a gasolina, o óleo diesel e o querosene.
DNAPL (dense non-aqueous phase liquid ou fase líquida não aquosa densa) caracterizada por possuir densidade maior que a água. Os hidrocarbonetos com essa característica estão relacionados principalmente às atividades industriais, onde são utilizados, por exemplo, hidrocarbonetos clorados, PCBs (bifenilas poli-cloradas), antraceno, pireno e fenol.

O transporte dos hidrocarbonetos no solo é caracterizado pela formação de quatro fases distintas que regulam o processo de migração do produto: fase líquida residual, fase líquida livre, fase dissolvida e fase vapor (Figura 1). A partição entre as fases é determinada pelos fenômenos da dissolução, volatilização e adsorção.

A fase líquida residual pode existir no solo como resíduos líquidos relativamente imóveis, adsorvidos ou retidos entre os sólidos do solo. O líquido livre não residual que passa pelo solo é chamado de fase líquida livre, que quando atinge o nível d’água subterrâneo passa a flutuar sobre a mesma.

Hidrocarbonetos em fase dissolvida podem estar presentes na superfície sólida do solo formando películas, ou na água do solo; quando atingem o nível d’água subterrâneo formam a chamada pluma de contaminação. Os hidrocarbonetos em fase de vapor podem existir como componentes do vapor do solo, podendo também se condensar e adsorver-se na superfície sólida ou dissolver-se na água do solo.

O transporte da LNAPL através das zonas não saturadas e saturadas depende da quantidade de hidrocarbonetos liberados ao meio.

Um pequeno volume de LNAPL flui pela zona não saturada até atingir o estado de saturação residual, em razão do desenvolvimento de um sistema de quatro fases como resultado da entrada de LNAPL nesta zona, com a seguinte ordem de grau de molhabilidade: água > LNAPL > ar.

A água de infiltração dissolve os componentes solúveis presentes na LNAPL, tais como o benzeno, o tolueno e os xilenos, e os transporta até a zona saturada. Esses contaminantes formam uma pluma que se distribui por difusão e advecção. Muitas das substâncias tendem a ser voláteis, assim o gás sofre partição de modo que uma parte fica retida no solo e outra migra para o ar, sendo transportados para outras partes do aqüífero por difusão molecular.

Esses processos são responsáveis pelo transporte de contaminantes através de áreas bastante extensas.

Os grandes derrames geram um fornecimento contínuo de hidrocarbonetos para a zona não saturada, favorecendo uma condutividade hidráulica progressiva e contínua e formando uma depressão de interface zona saturada – LNAPL, onde os hidrocarbonetos se acumulam. No caso de remoção ou esgotamento da fonte de contaminação, os hidrocarbonetos presentes na zona não saturada continuam a migrar para níveis mais profundos, estacionando quando a concentração de hidrocarbonetos atinge o nível de saturação residual e não pode mais avançar. Caso contrário, continua a mover-se para baixo recarregando a depressão localizada sobre o nível da água subsuperficial, produzindo um espalhamento lateral maior sobre a franja capilar. A Figura 2 ilustra o caminho percorrido pelo combustível liberado de um tanque subterrâneo até atingir a franja capilar e a formação de uma pluma de contaminação.

6- Técnicas de remediação aplicadas a áreas contaminadas

Atualmente, existe uma preocupação e conscientização da sociedade em relação à qualidade ambiental. A população vem tornando-se mais crítica e participativa, exigindo atuações cada vez maiores das autoridades. Desta forma, em função da crescente demanda em relação ao gerenciamento de áreas contaminadas, avanços significativos ocorreram nas últimas décadas nos estudos que visavam à recuperação ambiental.

Muitas opções ou combinações de opções estão disponíveis para restaurar a qualidade do solo e da água subterrânea. A seleção de tecnologias a serem utilizadas baseia-se fundamentalmente no conhecimento das características físico-químicas do contaminante, volume vazado, tempo de vazamento, caracterização geológica e hidrogeológica do local, análise do meio físico superficial e subterrâneo e extensão da pluma contaminante.

Um plano típico de remediação possui quatro fases principais:

Contenção do produto livre e produto dissolvido
Remoção do produto livre
Remoção do produto dissolvido
Remoção do produto adsorvido.

A contenção e a remoção do produto livre geralmente são realizadas através de sistemas de poços ou trincheiras de bombeamento e para a remoção do produto adsorvido ao solo na zona não saturada e dissolvido na água subterrânea existem diferentes técnicas. A remediação da zona não saturada tem por objetivo evitar a contaminação da zona saturada. A zona não saturada é considerada uma fonte secundária de contaminação, onde os processos de infiltração promoveriam a lixiviação e o transporte de poluentes para o aqüífero. As técnicas de remediação da zona não saturada e da saturada podem ser realizadas “ex situ”, ou seja, através da retirada do material contaminado para posterior tratamento ou “in situ”, quando o material não é retirado.

Alguns exemplos de técnicas de remediação da zona não saturada:

Tratamentos “ex situ”:

Lavagem de solo (soil wash)
Incineração
Biorremediação:
- reatores (slurry phase)

Sistemas de tratamento de resíduos no solo (p.e. landfarming, biopilhas)

Tratamentos “in situ”:

Lavagem de solo (soil flushing)
Extração de compostos orgânicos voláteis (SVE, bioventing)
Biorremediação

Alguns exemplos de técnicas de remediação da zona saturada:

Tratamentos “ex situ”:

Carvão ativado
Coluna de aeração (air stripping)
Biorremediação

Tratamentos “in situ”:

Bombeamento e tratamento (pump and treat)
Tratamentos químicos (injeção de oxidantes, barreiras reativas, etc.)
Extração de compostos orgânicos voláteis (air sparging, bioventing)
Biorremediação

7- Ação dos microrganismos

A tecnologia da biorremediação é baseada em processos nos quais ocorrem reações bioquímicas mediadas por microrganismos. Em geral, um composto orgânico quando é oxidado perde elétrons para um aceptor final de elétrons, que é reduzido (ganha elétrons). O oxigênio comumente atua como aceptor final de elétrons quando presente e a oxidação de compostos orgânicos, com a redução do oxigênio molecular, é chamada de respiração aeróbia heterotrófica.

No entanto, quando o oxigênio não está presente, microrganismos podem usar compostos orgânicos ou íons inorgânicos como aceptores finais de elétrons alternativos, condições estas chamadas de anaeróbias. A biodegradação anaeróbia pode ocorrer pela desnitrificação, redução do ferro, redução do sulfato ou condições metanogênicas.

Nas condições subsuperficiais encontram-se populações de microrganismos, as quais geralmente são formadas por bactérias, fungos, algas e protozoários. As bactérias na zona saturada variam com as características específicas geoquímicas e hidrogeológicas do aqüífero, sendo que, de maneira geral, embora existam bactérias anaeróbias, as que predominam são as bactérias aeróbias.

Os principais mecanismos de biotransformação de contaminantes orgânicos em água subterrânea são efetuados nos biofilmes, que são bactérias e polímeros extracelulares aderidos à subsuperfície e que obtém energia e nutrientes durante o fluxo da água subterrânea.

A estrutura química dos poluentes orgânicos tem uma profunda influência na habilidade dos microrganismos metabolizarem estas moléculas, especialmente com respeito às taxas e extensão da biodegradação. Alguns compostos orgânicos são rapidamente biodegradados enquanto outros são recalcitrantes (não biodegradáveis).

Hidrocarbonetos com baixo a médio peso molecular e álcoois são exemplos de compostos facilmente biodegradáveis. Compostos xenobióticos (compostos químicos fabricados pelo homem), especialmente hidrocarbonetos halogenados, tendem a ser resistentes à biodegradação. Geralmente, compostos ramificados e polinucleados são mais difíceis para degradar que moléculas monoaromáticas ou com cadeias simples, e aumentando o grau de halogenação da molécula, diminui-se a biodegradabilidade.

A comunidade microbiana envolvida na degradação de compostos xenobióticos pode ser dividida em dois grupos: os microrganismos primários e os secundários.

Os primários são aqueles capazes de metabolizar o substrato principal fornecido ao sistema, enquanto os secundários não utilizam o substrato principal, porém, os produtos liberados pelos microrganismos primários. Este processo é denominado cometabolismo.

8- Processos de biorremediação “in situ”

Biorremediação “in situ” é realizada no próprio local, sem que haja remoção de material contaminado. Isto evita custos e distúrbios ambientais associados com o movimento de solos e águas que estão contaminados para outros locais destinados ao tratamento. Os produtos finais de uma biorremediação efetiva são água e gás carbônico, que não apresentam toxicidade e podem ser incorporados ao ambiente sem prejuízo aos organismos vivos.

De acordo com parâmetros como origem dos microrganismos, adição ou não de nutrientes, a biorremedição in situ pode ser realizada através de três processos: biorremediação intrínseca, bioestimulação e bioaumento.

a) Biorremediação intrínseca (natural)

Uma nova abordagem para a descontaminação de solos e águas subterrâneas, chamada de remediação natural vem, recentemente, ganhando aceitação, principalmente em locais contaminados por derramamentos de derivados de petróleo, como o que acontece em postos de combustíveis.

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. Dados obtidos em pesquisas de campo de vários pesquisadores têm comprovado que a atenuação natural limita o deslocamento dos contaminantes e, portanto, diminui a contaminação ao meio ambiente. 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 assegurando-se de que os pontos receptores (poços de abastecimento de água, rios, lagos) não serão contaminados .

a1) Biodegradação aeróbia

Quase todos os hidrocarbonetos do petróleo são biodegradados sob condições aeróbias. Oxigênio é um co-substrato para a enzima que pode inicializar o metabolismo do hidrocarboneto e por fim é utilizado como aceptor final de elétrons para a geração de energia. Em muitos casos, a maior limitação na biodegradação aeróbia em subsuperfície é a baixa solubilidade do oxigênio em água.

Por exemplo, a mineralização aeróbia do tolueno (C6H5-Ch2) é representada pela seguinte equação:

C6H5-Ch2 + 9 O2 ?7 CO2 + 4 H2O

A água saturada com ar contém de 6 a 12 ppm de oxigênio dissolvido. Por exemplo, a completa conversão do tolueno (e muitos outros hidrocarbonetos) para CO2 e H2O requer aproximadamente 3 g de O2 por grama de hidrocarboneto. Usando-se essa taxa, o O2 presente na água pode resultar na biodegradação de 2 a 4 ppm de hidrocarboneto através de processo estritamente aeróbio. Se a concentração de hidrocarboneto for maior que essa, a biodegradação deve ser incompleta ou deve acontecer mais vagarosamente por processo anaeróbio.

A extensão da biodegradação aeróbia é controlada pela quantidade de contaminantes, a taxa de transferência de oxigênio para a subsuperfície e o conteúdo original de oxigênio no aqüífero. Os tempos de meia vida, por exemplo, do tolueno, podem variar entre 1 e 20 dias, dependendo da concentração microbiológica ativa, chegando a valores fora dessa faixa se também ocorrerem limitações de transferência de massa.

a2) Biodegradação utilizando o nitrato

Quando a quantidade de oxigênio diminui e nitrato está presente (ou outras formas oxidadas de nitrogênio), alguns microrganismos anaeróbios facultativos utilizam nitrato (NO3-) ao invés de oxigênio como aceptor final de elétrons.

Para o tolueno, este processo pode ser aproximado pela seguinte equação:

C6H5-Ch2 + 7,2 H+ + 7,2 NO3- ?7 CO2 + 7,6 H2O + 3,6 N2

Os tempos de meia vida para o tolueno sob condições desnitrificantes são maiores que em condições aeróbias, tipicamente variando de 20 a 50 dias, mas podem ser mais curtos se a concentração inicial de desnitrificantes exceder 1 mg/l.

a3) Biodegradação utilizando o íon férrico

Uma vez que as quantidades de oxigênio e nitrato reduzem, os microrganismos podem utilizar o íon férrico (FeIII) como aceptor de elétrons. Grandes quantidades de ferro na forma férrica estão presentes em sedimentos de muitos aqüíferos e esta pode ser uma potencial fonte desse composto para a biodegradação. O ferro pode estar presente tanto em minerais cristalinos ou amorfos. As formas que são mais facilmente reduzidas são as formas amorfas e pouco cristalinas de hidróxidos, oxi-hidróxidos, e óxidos de Fe (III).

A reação hipotética da oxidação do tolueno com a redução do Fe (III) na forma de hidróxido férrico (Fe (OH)3) pode ser representada pela seguinte equação:

C6H5-Ch2 + 36 Fe (OH)3 + 72 H+ ?7 CO2 + 36 Fe+2 + 94 H2O

b) Bioestimulação

A bioestimulação de populações de microrganismos autóctones com o objetivo de aumentar as taxas de biodegradação é freqüentemente empregada em projetos de biorremediação. 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.

c) Bioaumento

A introdução de microrganismos não indígenos (alóctones) pode ser considerada em locais, onde após a contagem das bactérias heterotróficas totais e fungos, foi identificada uma insuficiência de microrganismos indígenos (autóctones) para a biodegradação do resíduo perigoso em questão, mesmo após a tentativa da bioestimulação.

O bioaumento é um processo de biorremediação que utiliza microrganismos alóctones muitas vezes encontrados em produtos biotecnológicos comercializados.

Esse processo 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.

9- Microrganismos degradadores de hidrocarbonetos

Os microrganismos são os principais agentes responsáveis pela ciclagem do carbono na natureza. Em muitos ecossistemas existe uma comunidade autóctone de microrganismos capazes de degradar hidrocarbonetos (hidrocarbonoclásticos). Os primeiros estudos da utilização de hidrocarbonetos por microrganismos foram realizados por Sohnger e Kaserer em 1906. Em 1913, Sohnger relatou que gasolina, querosene, parafina e óleo de parafina poderiam ser oxidados a CO2, água e traços de ácidos orgânicos por microrganismos.

Os microrganismos estudados pertenciam principalmente aos gêneros Mycobacterium e Pseudomonas. Gray e Thornton (1928) isolaram vários organismos capazes de decompor compostos aromáticos como naftaleno, tolueno, cresol e fenol pertencentes aos seguintes gêneros:Micrococcus, Mycobacterium, Bacterium, Bacillus e Spirillum.

A habilidade em degradar hidrocarbonetos não é restrita a apenas alguns gêneros de microrganismos, pois, vários grupos de bactérias, fungos e actinomicetos têm mostrado possuir essa capacidade.

Zobell (1946), em uma extensa revisão sobre a ação dos microrganismos nos hidrocarbonetos, descreveu que muitas espécies têm a habilidade de utilizar hidrocarbonetos como única fonte de carbono e energia e que estes microrganismos estão amplamente distribuídos na natureza.

Observou o autor que mais de 100 espécies de 30 gêneros microbianos foram capazes de utilizar hidrocarbonetos. Komagata et al. (1964) examinaram cerca de 500 espécies de leveduras quanto à capacidade de utilizar hidrocarbonetos. Destas, 56 espécies possuíam esta capacidade, sendo que a maioria delas pertencia ao gênero Candida. Ahearn. Ahearn et al. (1971) isolaram espécies de Candida, Rhodosporidium, Rhodotorula, Sacharomyces, Sporobolomyces e Trichosporom, todas capazes de metabolizar hidrocarbonetos.

Gutnick e Rosenberg (1977) postularam 3 características essenciais para a utilização de hidrocarbonetos pelos microrganismos:

Um sistema eficiente de absorção de hidrocarbonetos com sítios especiais de ligação e/ou produção de substâncias emulsificantes para o transporte do hidrocarboneto ao interior da célula
Enzimas oxigenases específicas
Especificidade induzida – resposta positiva do organismo ao hidrocarboneto.

Deste modo, os vários meios que os microrganismos têm desenvolvido a fim de solucionar estes três problemas provavelmente contribuem para o fato de mais de 200 espécies diferentes terem sido descritas com capacidade de utilização de hidrocarbonetos.

Leahy e Colwell (1990) citam os seguintes gêneros de bactérias como os mais importantes: Achromobacter, Acinetobacter, Alcaligenes, Arthobacter, Bacillus, Flavobacterium, Nocardia e Pseudomonas. Kadri et al. (1986), Shamshoom et al. (1990), Sorkhoh et al. (1990), Al-Hadhrami et al. (1995), estudando a distribuição de bactérias que degradam hidrocarbonetos, identificaram: Acinetobacter sp., Aeromonas sp., Bacillus sp., Escherichia coli, Flavobacterium sp., Klebsiella cepacia, Micrococcus luteus, Moraxella phenylpiruvica, Nocardia sp., Ochrobactrum anthropi, Pseudomonas aeruginosa, Pseudomonas sp., Proteus mirabilis, Vibrio sp., Rhodococcus sp., Streptomyces sp., Vibrio fisheri e Xanthomonas maltophilia.

Em uma cultura mista, o produto metabólico pode ser degradado por uma outra espécie e o ataque de outros microrganismos pode levar a uma completa degradação do produto, mesmo que dentro da comunidade não exista um microrganismo capaz de degradá-lo totalmente. Deste modo, estudos realizados com cultura mista possuem vantagens sobre estudos realizados com cultura pura.

A habilidade dos fungos em utilizar hidrocarbonetos ocorre principalmente em duas ordens: Mucorales e Moniliales. Os gêneros Aspergillus e Penicillium possuem muitas espécies que assimilam hidrocarbonetos, contudo, esta característica é uma propriedade individual da espécie e não necessariamente uma característica particular do gênero.

Ao contrário das bactérias e leveduras que mostram decréscimo na capacidade de degradação de alcanos com o aumento da cadeia do composto, os fungos filamentosos parecem ser mais hábeis em degradar ou transformar hidrocarbonetos de estrutura complexa e de cadeia longa. Entretanto, o metabolismo dos fungos geralmente resulta numa degradação incompleta que necessita da associação de bactérias para alcançar a completa oxidação do composto.

10- Estudo de Caso

Avaliação da biorremediação natural da água subterrânea no posto de combustíveis SB.

a) Descrição da área

O posto de combustíveis está localizado no município de Santa Bárbara d´Oeste (22o 45’15’’ S e 47o 24’ 58’’ W) à 138 km da capital paulista.

Geologicamente situa-se na Bacia Sedimentar do Paraná em área onde ocorrem o Sistema Aqüífero Tubarão (ou Itararé) e os aqüíferos Diabásio e Cenozóico, cada qual com diferentes características de circulação de água subterrânea.

b) Amostragem de água subterrânea

Inicialmente em cada ponto de coleta (poços de monitoramento SB1, SB2 e SB3, realizou-se a medição da profundidade do nível d’água (nível estático) e em seguida procedeu-se o esgotamento dos poços de monitoramento utilizando-se amostradores descartáveis do tipo bailer. Após a recuperação dos poços, realizaram-se medidas de temperatura e condutividade elétrica, ambas com a sonda YSI 3000 TLC e a coleta de água subterrânea com os amostradores bailer.

As amostras foram transferidas para diferentes frascos de coleta de acordo com a finalidade da análise: hidrocarbonetos BTEX (vial com septo exposto faceado de teflon, 40 mL); hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPA) (frasco de vidro âmbar, 1 L); análises físico-químicas (frascos plásticos, 2 L); análises microbiológicas (tubos de cultura com rosca, 10 mL, previamente autoclavados para assegurar a esterilidade).

c) Análises físico-químicas

Em campo foram realizadas medidas de oxigênio dissolvido. Determinações de pH e Eh foram realizadas em laboratório no mesmo dia da coleta. O eletrodo de Ag/AgCl utilizado na leitura do potencial redox foi calibrado utilizando-se uma solução contendo um par redox estável e conhecido.

Em laboratório, as concentrações dos íons nitrato, sulfato, fosfato, potássio, cálcio, magnésio e ferroso foram determinadas utilizando-se espectrofotômetro. A determinação de cloreto foi conduzida utilizando-se o eletrodo íon seletivo Orion modelo 9417B e o eletrodo de referência Orion modelo 9002 acoplados ao analisador de íons Analion IA601. Para a calibração foram utilizados padrões de concentrações conhecidas e compatíveis com o esperado para as amostras.

As determinações de sódio para as três primeiras coletas foram efetuadas por espectrofotometria de absorção atômica.

A alcalinidade total foi determinada por titulação usando uma solução padrão de ácido sulfúrico.

A análise dos sólidos totais em suspensão consistiu em separar os sólidos suspensos por filtração de um determinado volume através de membrana Millipore de 47 mm de diâmetro e 0,45 µm de porosidade.

d) Análises microbiológicas

A contagem de bactérias heterotróficas totais nas amostras de água subterrânea foi realizada com a técnica pour plate em placas de Petri contendo o meio PCA (Acumedia, EUA), incubadas durante 48 h a 35 oC.

As metodologias descritas foram utilizadas para averiguar a presença na água subterrânea (ponto SB3, 1ª coleta) de bactérias oxidantes de benzeno e tolueno e bactérias do gênero Pseudomonas capazes de degradar naftaleno.

e) Respirometria

A verificação do desempenho de diferentes técnicas de biorremediação aplicadas aos solos contaminados foi realizada com os respirômetros de Bartha e Pramer (BARTHA e PRAMER, 1965), os quais foram utilizados para medir a produção microbiana de CO2. Estudos de mineralização envolvendo medidas de produção de CO2 podem prover excelentes informações sobre o potencial de biodegradabilidade de hidrocarbonetos.

f) Preparo do inóculo

O inoculo microbiano constituiu-se de três espécies de bactérias hidrocarbonoclásticas (Ochrobactrum anthropi, Stenotrophomonas maltophilia e Bacillus cereus) que foram previamente isoladas e identificadas por Kataoka (2001) de um sistema de landfarming da refinaria de petróleo Replan (Petrobras) em Paulínia/SP.

As bactérias foram enriquecidas separadamente em meio PCA líquido (10 mL) por 48 h a 35 oC. As células foram recuperadas por centrifugação (8.000 rpm durante 10 min) e o meio sobrenadante descartado. As células foram ressuspensas em 5,5 mL de solução salina estéril (0,85%) e o mesmo procedimento de centrifugação foi repetido. As células das três espécies foram agrupadas e a suspensão final foi preparada com a adição de 5,5 mL de solução salina.

g) CONCLUSÕES

A partir de ensaios laboratoriais e do monitoramento da água subterrânea, ainda que através de um número pequeno de poços de monitoramento, foi possível identificar fatores que corroboram a eficiência da técnica de biorremediação natural para o tratamento da água subterrânea contaminada em decorrência do vazamento de óleo diesel no posto de combustíveis SB. A presença de microrganismos capazes de biodegradar hidrocarbonetos, a disponibilidade de oxigênio dissolvido e a diminuição da concentração de hidrocarbonetos ao longo do sentido do fluxo da água subterrânea são indicativos de que está ocorrendo a biodegradação. Contudo, a presença de hidrocarbonetos retidos no solo representam uma fonte contínua de contaminação, e por isso o monitoramento em longo prazo faz-se necessário.

Eduardo Augusto de Campos Vaz

Eduardo Luiz Tavares Gonçalves

Fabio Rafael Gauer

Gustavo Campos Tombesi

11- Referências

MARIANO, A. P. Avaliação do potencial de biorremediação de solos e de águas subterrâneas contaminados com óleo diesel. 147 f. Tese (Doutorado em Geociências e Meio Ambiente) - Programa de Pós-Graduação em Geociências e Meio Ambiente, Universidade Estadual Paulista, Rio Claro, 2006.
NETO, P. F. da S. Estudo da aplicação de material estruturante na biorremediação de solos contaminados por petróleo em biorreator. XIII Jornada de Iniciação Científica-CETEM. Mimeografado.

Fonte: www.enq.ufsc.br

Biorremediação de Solos

CONCEITO

Técnica de remediação que utiliza microorganismos ou suas enzimas, fungos ou plantas verdes na degradação, redução, eliminação e transformação de poluentes presentes em solos, sedimentos e água.

“No Brasil, a técnica de biorremediação ainda é pouco utilizada, porém, pode ser promissora e eficiente se utilizada nas áreas contaminadas. Este é um método que pode ser aproveitado no mercado brasileiro, pois, o país apresenta solos e temperaturas favoráveis”. Engenheiro Elton Gloeden da Cetesb.

PROCESSO

Um composto orgânico quando é oxidado perde elétrons para um aceptor final de elétrons, que é reduzido (ganha elétrons). O oxigênio comumente atua como aceptor final de elétrons quando presente e a oxidação de compostos orgânicos com a redução do oxigênio (RESPIRAÇÃO AEROBIA).

Quando o oxigênio não está presente, microrganismos podem usar compostos orgânicos ou íons inorgânicos como aceptores finais de elétrons alternativos, condições estas chamadas de ANAERÓBIAS.

Vantagens e desvantagens da técnica

Vantagens

Limitações

degrada substâncias perigosas ao invés de
apenas transferir o contaminante de um meio para outro

não é uma solução imediata

baixo custo

necessidade de maior entendimento
de seu funcionamento

possível tratamento in situ

método pouco evoluído no Brasil

produtos utilizados não apresentam risco
ao meio ambiente e não são tóxicos

acompanhamento durante o processo

tratamento de resíduos considerados de
difícil degradação

muitas moléculas não são biodegradáveis

uso em áreas de proteção ambiental,
indústria de alimentos, entre outras

substâncias tóxicas ao microorganismo
inviabiliza o tratamento

ABRANGÊNCIA DA ÁREA

Vários contaminantes podem ser tratados biologicamente com sucesso. Estes incluem petróleo bruto, hidrocarbonetos do petróleo como gasolina, óleo diesel, combustível de avião, pesticidas, preservativos de madeira, solventes diversos, lodo de esgoto urbano industrial. Muitos destes produtos de difícil decomposição e, por isto, causam sérios impactos ambientais.

Alguns microorganismos são pertencentes aos gêneros de bactérias e fungos, muito mencionados como: Azospirillum, Pseudomonas, Alcaligenes, Enterobacter, Proteus, Klebsiella, Serratia. Bacillus, Arthrobacter, Nocardia, Streptomyces, Mucor, Fusarium, Chaetomium, Phanerochaete e Trametes.

Conhecimentos requeridos para atuação na área:

Engenharia Sanitária e/ou Ambiental;
Saneamento Ambiental;
Controle da Poluição;
Ciências Biológicas;
Microbiologia;
Biotecnologia;
Química;
Mecânica dos solos;
Geologia;
Hidráulica;
Hidrogeologia.

A biorremediação pode ser realizada ex situ ou in situ.

A técnica ex situ é aplicada para tratamento do solo, águas subterrâneas e águas residuárias que são escavadas e transportadas (no caso dos solos) e bombeadas (no caso da água) para locais fora da zona contaminada para posterior tratamento, atualmente, com biorreatores.

A biorremedição in situ pode ser realizada através de três processos:

Biorremediação natural
Bioestimulação e
Bioaumento (bioaugmentation)

Biorremediação “in situ”

Caracterização do local para implementação da biorremediação “in situ”

Para o projeto e implantação do plano de biorremediação “in situ”, o local deve ser caracterizado do ponto de vista físico, químico, biológico e hidrogeológico.

Caracterização Física

Distribuição espacial da contaminação, a origem do resíduo e a geometria da pluma
Hidrogeologia*, direção e velocidade do fluxo da água subterrânea, heterogeneidades e zonas impermeáveis do sedimento
Temperatura.

Caracterização Química

Composição da contaminação
Qualidade da água subterrânea, especialmente o potencial redox, receptores de elétrons, pH e produtos de degradação
Propriedades de adsorção do sedimento.

Caracterização Biológica

Presença de microrganismos viáveis, especialmente degradadores de hidrocarbonetos, em zonas contaminadas e não contaminadas
Potencial de biodegradação e taxas de degradação.

Condições hidrogeológicas que influenciam a biorremediação

Permeabilidade do solo e materiais de subsuperfície
Tipo de solo
Profundidade do nível d’água
Concentração de minerais
Potencial Redox (Eh)
pH
Temperatura

Avaliação em laboratório

Para demonstrar que uma tecnologia de biorremediação é potencialmente útil, é importante verificar a biodegradação dos poluentes sob condições controladas.

Isto geralmente não é possível de se obter in situ, assim, esta verificação deve ser obtida através de experimentos laboratoriais que demonstram o potencial que um determinado tratamento pode ter em estimular a remoção de xenobióticos de um local contaminado.

Avaliação em laboratório

Parâmetros medidos em testes laboratoriais da eficiência da biodegradação:

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)
Determinação das taxas de degradação

Biorremediação natural

A biorremediação natural é uma técnica baseada nos processos naturais de atenuação para remoção ou contenção de contaminantes dissolvidos na água. A atenuação natural refere-se aos processos físicos, químicos e biológicos que facilitam o processo de remediação e depende das características hidrogeológicas.

O monitoramento da biorremediação natural é baseado em um acompanhamento da evolução temporal e espacial da concentração de indicadores geoquímicos (pH, Eh, OD, temperatura, aceptores de elétrons).

Bioestimulação

A bioestimulação de populações de microrganismos autóctones com o objetivo de aumentar as taxas de biodegradação é freqüentemente empregada em projetos de biorremediação. Para se utilizar o processo de bioestimulação, deve existir 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.

Bioaumento

Bioaumento é a introdução de microrganismos não indígenos (alóctones) quando se identifica a insuficiência de microrganismos indígenos (autóctones) para a biodegradação do contaminante. O bioaumento é um processo de biorremediação que utiliza microrganismos alóctones muitas vezes encontrados em produtos biotecnológicos comercializados.

Os microrganismos aplicados devem atuar em sinergismo com as espécies autóctones, sem interferir nos processos biogeoquímicos naturais.

Antonio Cesar Germano Martins

Referências

CLEVELAND, C. J. Exxon Valdez oil spill. The encyclopedia of earth. 2008. Disponível em: <http://www.eoearth.org/article/Exxon_Valdez_oil_spill>. Acesso em: 29 mar 2010
HOWSTUFFWORKS, Remediação do solo. Disponível em: <http://ambiente.hsw.uol.com.br/ contaminacao-dos-solos6.htm>. Acesso em: 30 mar 2010
JACQUES, Rodrigo Josemar Seminoti; BENTO, Fátima Menezes; ANTONIOLLI, Zaida Inês and CAMARGO, Flávio Anastácio de Oliveira. Biorremediação de solos contaminados com hidrocarbonetos aromáticos policíclicos. Cienc. Rural [online]. 2007, vol.37, n.4, pp. 1192-1201.
MAPANEO, Biorremediação microbiana. Universidade Federal do Recôncavo Bahiano.
MARIANO, A. P. Avaliação do potencial de biorremediação de solos e de águas subterrâneas contaminadas com óleo diesel. Universidade Estadual Paulista. Rio Claro. 2006 United States Office of Solid Waste e EPA. A Citizen’s Guide to Bioremediation. Environmental Protection Emergency Response. 2001.

Fonte: www.sorocaba.unesp.br

Biorremediação de Solos

Biorremediação de solos contaminados

A remediação biológica ou biorremediação é um processo mais seguro e eficiente quando comparado aos processos convencionais (fisicos e quimicos), pois se basea num processo menos agressivo de remoção de poluentes.

Consiste no uso de microrganismos de ocorrência natural, como bactérias, fungos filamentosos e leveduras capazes de transformar compostos como óleos e derivados de petroleo, por exemplo, em substâncias com pouco ou nenhuma toxicidade.

Os microorganismos utilizados na biorremediação, como qualquer ser vivo, necessitam de nutrientes (nitrogênio, fosfato e outros minerais), carbono e energia para sobreviver.

O carbono nas suas mais variadas formas, serve de fonte de energia e matéria prima para o crescimento dos microrganismos, e é justamente esta capacidade que os tornam especiais, pois podem processar os contaminantes, hidrocarbonetos e outros compostos organicos, para este fim.

É importante ressaltar que o residuo da biorremediação é dióxido de carbono, água e outros elementos inertes ou, simplesmente, uma fonte biodegradavel de alimento para formas de vida superiores.

Fonte: www.biotecma.com.br

Biorremediação de Solos

Biorremediação de solos contaminados com hidrocarbonetos aromáticos policíclicos

INTRODUÇÃO

Os hidrocarbonetos aromáticos policíclicos (HAPs) são compostos químicos constituídos unicamente de átomos de carbono e hidrogênio, arranjados na forma de dois ou mais anéis aromáticos. Devido à possibilidade da fusão de um número variável de anéis e das várias posições em que estes anéis podem se ligar entre si, há atualmente mais de 100 HAPs reconhecidos pela IUPAC (International Union of Pure and Applied Chemistry). Apesar disso, somente 16 HAPs são considerados em função de sua importância industrial, ambiental e toxicológica.

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).

Os HAPs são lipossolúveis na membrana celular e prontamente absorvidos no organismo dos humanos via inalação, exposição oral e dermal, com posterior acúmulo no tecido adiposo (NETTO et al., 2000). O metabolismo dos HAPs gera compostos epóxidos com propriedades carcinogênicas e mutagênicas, tendo sido relatados inúmeros casos de câncer no pulmão, intestino, fígado, pâncreas e na pele, devido à presença desses compostos (CHAKRADEO et al., 1993).

Os HAPs são gerados naturalmente, e de forma contínua, pela combustão incompleta de substâncias orgânicas, como resíduos vegetais, madeira, matéria orgânica, etc. Porém, a contaminação do solo é um típico efeito da atividade antropogênica, devido à produção industrial dos HAPs (para fabricação de corantes, de fibras sintéticas, de preservantes de madeira, etc.), à produção de carvão vegetal, à extração e gaseificação do carvão mineral e aos processos de extração, transporte, refino, transformação e utilização do petróleo e de seus derivados (BANFORTH & SINGLETON, 2005). Independentemente da atividade industrial, os centros urbanos são os locais com maior potencial de contaminação dos HAPs, devido aos postos de combustíveis, que podem contaminar o ar, o solo, o subsolo e as águas subterrâneas com hidrocarbonetos resultantes dos vazamentos nos tanques subterrâneos de armazenamento de combustíveis. Além disso, motores veiculares, oficinas mecânicas e garagens de automóveis são também fontes geradoras de HAPs nas cidades (LIMA et al., 1998).

Assim, devido a estas atividades, o solo recebe anualmente quantidades consideráveis dos HAPs que, em função da complexidade da sua estrutura química, da sua baixíssima solubilidade em água (como exemplo, a do antraceno é de somente 0,073mg L-1) e da forte tendência de sorção à fase sólida do solo, tornam-se recalcitrantes e permanecem por longos períodos no ambiente, o que aumenta a possibilidade de exposição de humanos e animais a esses compostos.

No Brasil, somente o Estado de São Paulo possui legislação que trata da contaminação do solo e das águas subterrâneas pelos HAPs. Nesta legislação, o naftaleno apresenta um Valor de Referência de 0,2mg kg-1, o que significa que, em concentrações iguais ou menores a esta, o solo pode ser considerado “limpo” e possível de ser utilizado para qualquer finalidade. O Valor de Intervenção indica que há riscos para a saúde humana e para o ambiente, sendo que a ultrapassagem desse valor em um volume de solo de 25m3 ou em 100m3 de água subterrânea impõem a necessidade de implementação na área avaliada de ações voltadas para a sua remediação. Para o naftaleno, o Valor de Intervenção é de 15mg kg-1 em solos agrícolas, de 60mg kg-1 em solos residenciais e de 90mg kg-1 em solos industriais. Na água subterrânea, o valor de intervenção para este HAP é de 100mg L-1 (CETESB, 2005). Em termos mundiais, a legislação ambiental existente sobre HAPs está principalmente nos Estados Unidos, sob competência da Agência Americana de Proteção Ambiental (USEPA), e na União Européia, através da Comissão das Comunidades Européias e da Lista Holandesa de Valores de Qualidade do Solo e da Água Subterrânea, a qual utilizada por alguns órgãos ambientais brasileiros.

Uma estratégia para eliminação dos HAPs dos solos contaminados é através da biorremediação, que é a utilização de processo ou atividade biológica para transformar os contaminantes em substâncias inertes (HOLLINGER et al., 1997). 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 & SINGLETON, 2005).

Por outro lado, a degradação dos HAPs no solo pode ser limitada pela incapacidade dos microrganismos autóctones em metabolizar eficientemente esses compostos, pela falta de nutrientes à microbiota degradadora ou pela baixa biodisponibilidade dos HAPs aos microrganismos degradadores, devido à sorção à fase sólida mineral e orgânica do solo (JOHNSEN et al., 2005). Para superar estas limitações e promover uma eficiente remoção dos contaminantes do ambiente, podem-se utilizar técnicas de biorremediação in situ, como atenuação natural, bioaumentação, bioestimulação, fitorremediação e “landfarming”, ou técnicas de biorremediação ex situ, como compostagem e biorreatores. Esta revisão visa a discutir aspectos relacionados ao metabolismo microbiano da degradação dos HAPs, elencar os principais fatores químicos e físicos que influenciam a sobrevivência e a atividade destes microrganismos no ambiente e apresentar as técnicas de biorremediação que estão sendo atualmente utilizadas para a remoção dos HAPs no solo.

Microrganismos degradadores de HAPs

Para que um microrganismo utilize estes compostos como fonte de C e energia para o seu crescimento, é necessário que possua as várias enzimas que transformam as complexas moléculas dos HAPs em intermediários comuns das suas rotas catabólicas. Várias vias metabólicas de degradação dos HAPs já foram identificadas em diferentes microrganismos, porém as mais estudadas são as do metabolismo aeróbico realizado pelas bactérias, pelos fungos lignolíticos e pelos fungos não-lignilíticos. No metabolismo bacteriano, a oxigenação inicial dos HAPs é realizada por uma enzima intracelular dioxigenase, que tem a função de reconhecer o HAP e adicionar dois átomos de oxigênio, quebrando a estabilidade devido à ressonância do anel aromático. Após sucessivas oxidações, o último anel aromático é transformado em um dos intermediários centrais da via de degradação dos HAPs, que pode ser o catecol, o protocatecol ou o gentisato. Até aqui atuaram as enzimas denominadas de periféricas, que têm a função de reconhecer as moléculas dos HAPs e convertê-las nestes intermediários centrais. A partir de então, atuam as denominadas enzimas de fissão, que converterão os intermediários centrais em compostos que possam ser utilizados nas vias comuns de geração de carbono e energia da bactéria.

As enzimas de fissão podem ser divididas em dois grupos, conforme o local da clivagem no intermediário central: as enzimas intradiol abrem o anel aromático por via orto, originando o cis-muconato, que, por passos sucessivos, será convertido em succinato e acetil-coenzima; e as enzimas extradiol fazem a abertura do anel aromático por via meta, originando o semialdeído 2-hidroximucônico, que, por passos sucessivos, será transformado em ácido pirúvico e acetaldeído (BAMFORTH & SINGLETON, 2005).

Os fungos também podem metabolizar os HAPs. São duas as principais vias descritas na literatura: a primeira está relacionada aos fungos não-lignolíticos e a segunda aos fungos lignolíticos. O metabolismo dos HAPs do Cunninghamella elegans é bastante estudado entre os fungos não-lignolíticos.

Assim como em seres humanos, o citocromo P450 realiza a monoxigenação inicial do fenantreno em óxidos arenos (epóxidos), que, através das enzimas epóxido hidrolases, são transformados em trans-diidrodióis, ou um dos anéis pode ser rearranjado não-enzimaticamente a fenol e ser conjugado, originando compostos como o-glicosídeos e o-glicoronídeos. Os trans-diidrodióis são transformados por desidratação em fenantróis, que podem então ser convertidos em 9-fenantril-beta-D-glicopiranosídeo, que se acredita ser um dos produtos finais da via de degradação dos fungos não-lignolíticos (THE UNIVERSITY OF MINNESOTA, 2005).

A lignina contém uma variedade de estruturas aromáticas, sendo que os fungos lignolíticos oxidam este polímero extracelularmente pela ação de lignina peroxidases, peroxidases dependentes de manganês e lacases. Estas são enzimas não-específicas, que podem oxidar HAPs (JOHNSEN et al., 2005). O Pleorotus ostreatus é um fungo lignolítico que tem o metabolismo dos HAPs bem estudado. Ele oxida o fenantreno transformando-o em 9,10-fenantreno-quinona e, por clivagem deste anel, em 2,2'-difenato. A partir deste metabólito, pode ser formado 2,2'bifenildimetanol ou CO2, este último por uma via bioquímica ainda não elucidada (THE UNIVERSITY OF MINNESOTA, 2005).

Devido ao grande número de enzimas envolvidas na degradação destes compostos, a maioria dos microrganismos do solo não possui a capacidade de degradar os HAPs, justificando a necessidade de se isolar e selecionar microrganismos degradadores, visando a sua utilização na biorremediação de solos contaminados (ALEXANDER, 1999). Desde a década de 1950, vêm sendo isoladas bactérias degradadoras destes compostos, pertencentes principalmente aos gêneros Pseudomonas, Aeromonas, Beijerinckia, Flavobacterium, Nocardia, Corynebacterium, Sphingomonas, Mycobacterium, Stenotrophomonas, Paracoccus, Burkholderia, Microbacterium, Gordonia, entre outros (MUTNURI et al., 2005; JACQUES et al., 2005a; JACQUES et al., 2005b; JACQUES eta al., 2007) e vários fungos dos gêneros Cunnighamella, Phanerochaete, Fusarium, Candida, Penicillium, Pleorotus, Trametes, Aspergillus, Bjerkandera, Chrysosporium, etc (CERNIGLIA, 1997, JACQUES et al., 2005a). No entanto, nos últimos anos, tem sido dada atenção à obtenção de consórcios microbianos, que, comparativamente às culturas puras, têm-se mostrado mais efetivos na degradação destes compostos. Estes consórcios apresentam maior capacidade de utilização de um grande número de HAPs como fonte de C e, principalmente, podem mineralizar completamente estes compostos, devido à complementaridade metabólica entre os membros do consórcio, em que os HAPs seriam transformados em CO2 e água através da ação de mais de um microrganismo. RICHARD & VOGEL (1999), estudando um consórcio bacteriano degradador de óleo diesel no solo, verificaram que, dos sete membros deste consórcio, quatro não utilizavam diretamente o óleo como fonte de carbono e energia; no entanto, a presença destes aumentava a produção de CO2 pelo consumo de intermediários produzidos pelos demais membros.

Fatores ambientais que influenciam a biorremediação de HAPs no solo

A biorremediação também pode ser limitada se as condições do solo não forem favoráveis à sobrevivência e à atividade dos microrganismos degradadores.

A umidade do solo é considerada por HAIDER (1999) o fator ambiental mais crítico na biodegradação, pois uma alta atividade microbiana somente ocorrerá se houver adequada disponibilidade de água aos microrganismos. Além disso, o teor de água no solo tem relação inversa com a disponibilidade de oxigênio e, conseqüentemente, com a atividade dos microrganismos aeróbios, que são os principais responsáveis pela degradação dos HAPs.

A temperatura afeta a atividade metabólica, o consumo de substrato pelos microrganismos e, por conseqüência, a biodegradação dos HAPs. Apesar de a biodegradação ocorrer numa ampla faixa de temperatura, as maiores taxas ocorrem entre 25 e 35°C, sendo que, em temperaturas acima ou abaixo destas, há prejuízos para este processo (HAIDER, 1999). O pH do solo afeta diretamente a atividade dos microrganismos através dos efeitos dos íons H+ na permeabilidade celular e na atividade enzimática, assim como, indiretamente, pela influência na disponibilidade de macro e micronutrientes e na solubilidade do alumínio e demais metais pesados, que podem ser tóxicos aos microrganismos.

Em ambientes naturais, o nutriente que normalmente limita o crescimento microbiano é o C, sendo que os nutrientes inorgânicos estão presentes em quantidades que normalmente excedem as demandas das comunidades microbianas (ALEXANDER, 1999). No entanto, a presença de elevadas concentrações de HAPs no solo com potencial para serem utilizados como substrato para o crescimento dos microrganismos pode fazer com que outros nutrientes, que não o C, tornem-se limitantes. A relação C:N:P de 100:10:1 no solo a ser biorremediado tem sido normalmente recomendada (CHENG & MULLA, 1999). Entretanto, as pesquisas que avaliaram os efeitos da adição de N e P ao solo demonstraram resultados muito conflitantes, o que provavelmente se deve às especificidades de cada ambiente, no que se refere a teores de nutrientes no solo, tipo de contaminante e população microbiana envolvida (LEYS et al., 2005).

Outros nutrientes que poderiam influenciar a degradação dos HAPs no solo são o ferro e o enxofre, porque desempenham funções celulares que estão intimamente relacionadas ao metabolismo dos HAPs, como a participação na estrutura das enzimas que realizam a degradação destes compostos nas células microbianas. Após revisão sobre os efeitos destes fatores ambientais na biodegradação dos HAPs (JACQUES et al. 2005a), pode-se constatar que a grande maioria dos pesquisadores recomenda que a adição de nutrientes deve ser realizada somente após criteriosa avaliação, de forma a evitarem-se adições desnecessárias, que resultam em aumentos dos custos e em prejuízos ao processo de biorremediação.

Em vista da baixa solubilidade em água e da forte tendência de sorção dos HAPs à fase sólida do solo, a degradação desses compostos pode ser limitada devido a sua baixa biodisponibilidade aos microrganismos degradadores (JOHNSEN et al., 2005). O termo sorção é definido como o processo em que compostos químicos tornam-se associados à fase sólida.

No solo, este processo ocorre porque os HAPs são apolares e sua permanência na fase líquida demanda que as moléculas de água rompam as pontes de H que estão estabelecidas com outras moléculas de água. Como esta reorganização tem um custo energético muito elevado, o composto apolar é forçado a deslocar-se na direção dos locais de maior hidrofobicidade, representados no solo pela matéria orgânica (MO) e pela superfície dos minerais (SCHWARZENBACH et al., 1993).

A MO é a principal matriz hidrofóbica do solo, porque é constituída principalmente de átomos de C e de H, fazendo com que as pontes de H estejam limitadas a determinados locais de sua estrutura. Além disso, por se encontrarem em um meio hidrofílico, que é o solo, as moléculas de MO tendem a expor suas superfícies com carga para o exterior e formar espaços hidrofóbicos em seu interior, nos quais os compostos apolares podem penetrar (SCHWARZENBACH et al., 1993).

O conteúdo de MO é a característica do solo que mais influencia a sorção dos HAPs, sendo que vários autores demonstraram relações lineares positivas entre o conteúdo de C orgânico do solo e a capacidade de sorção de HAPs (CARMICHAEL & PFAENDER, 1997; NAM et al., 1998; LUEKING et al., 2000).

As superfícies do tipo metal-OH presentes nos minerais sem cargas não formam pontes de H com a água e são hidrofóbicas, sendo que nelas pode ocorrer a sorção de compostos apolares (LAIRD & SAWHNEY, 2002). SAADA et al. (1995) demonstraram que 75% da superfície da caulinita é hidrofóbica, o que resultou em sorção de hidrocarbonetos duas vezes maior que a ilita, que apresenta 60% da sua superfície hidrofóbica. Este tipo de sorção assume maior importância nos solos com conteúdos de MO iguais ou menores a 4g kg-1, onde as superfícies hidrofóbicas estão pouco ou nada cobertas pela MO (SCHWARZENBACH et al., 1993).

Em vista de que a composição da fase sólida do solo determina a sua capacidade de sorção de HAPs, é de se esperar que solos com diferentes conteúdos de MO e composições mineralógicas apresentem diferentes capacidades de sorção e de biodisponibilidade desses compostos aos microrganismos degradadores do solo. Neste contexto, NAM et al. (1998) avaliaram a mineralização do antraceno em seis solos com diferentes conteúdos de C orgânico, demonstrando que houve maior sorção deste HAP nos solos com conteúdo de carbono orgânico maior que 20g kg-1 e, conseqüentemente, menor mineralização. CARMICHAEL & PFAENDER (1997) observaram que, no solo com maior conteúdo de C orgânico, a dessorção do fenantreno foi menor, o que resultou em menor taxa de mineralização deste composto. Estes resultados indicam que a sorção dos HAPs no solo influencia a biodisponibilidade destes compostos à microbiota degradadora e, conseqüentemente, a eficiência da biorremediação.

Biorremediação dos hidrocarbonetos aromáticos policíclicos no solo

As estratégias usadas para a biorremediação dos HAPs podem ser divididas entre as técnicas in situ, em que não há necessidade de remoção do solo, sendo a biorremediação realizada no próprio local contaminado, e as técnicas ex situ, em que há necessidade de remoção do solo, sendo a biorremediação realizada em outro local (BOOPATHY, 2000). A remoção pode ser necessária quando há possibilidade de os poluentes contaminarem pessoas e o ambiente próximo do solo a ser biorremediado, ou quando a presença de altas concentrações de contaminantes demanda a utilização de técnicas como compostagem, biorreatores, etc.

Uma das técnicas in situ é a biorremediação passiva ou intrínseca, também denominada atenuação natural, na qual o contaminante permanece no local e, através de processos naturais como biodegradação, volatilização, diluição e sorção, ocorre a descontaminação do ambiente (MULLIGAN & YONG, 2004). Por depender exclusivamente destes processos naturais, a biorremediação passiva pode ser muito lenta, exigindo o uso conjunto de outras técnicas e obrigatoriamente, o monitoramento do local por longos períodos de tempo, visando á proteção da saúde do homem e do ambiente. BENTO et al. (2005) conduziram um experimento por 84 dias, no qual a biorremediação passiva reduziu em 47% a concentração de hidrocarbonetos no solo (12.250g kg-1). Já a contaminação de querosene tem sido rapidamente eliminada pela biorremediação passiva devido à alta volatilidade deste combustível (DROR et al., 2001).

A baixa taxa de degradação de um contaminante no solo pode ser resultado do número reduzido ou inexistente de microrganismos com habilidade de degradação do composto (HUESEMANN et al., 2002). Isto é particularmente importante quando o solo recebe um xenobiótico e não há populações microbianas capazes de degradar eficientemente este composto. Nestes casos, a bioaumentação, que é a inoculação de um local contaminado com microrganismos com alto potencial de degradação dos contaminantes, torna-se uma prática recomendada (EDGEHILL et al., 1999). Embora o sucesso desta técnica dependa de certas condições já discutidas nesta revisão, a inoculação de um consórcio microbiano composto por seis bactérias e um fungo no solo contaminado com antraceno, fenantreno e pireno resultou em um aumento de aproximadamente 10 vezes na mineralização destes HAPs em relação à microbiota nativa do solo (JACQUES et al., 2005a).

Outra técnica in situ que pode ser utilizada é a bioestimulação, em que nutrientes orgânicos e inorgânicos podem ser adicionados ao solo visando a estimular a atividade dos microrganismos degradadores. A adição de 1% de glicose ao solo, contaminado com 8.800mg kg-1 de C orgânico originado de um resíduo petroquímico, não resultou em aumento da mineralização, após 272 dias de incubação (MIELNICZUK, 1991). ATAGANA et al. (2003) observaram durante 6 semanas que a degradação de hidrocarbonetos foi muito baixa na relação C:N natural do solo de 130:0,08. Nas relações C:N de 25:1, 20:1, 15:1, 10:1 e 5:1, e C:N:P de 10:1:2, as porcentagens de degradações foram próximas, com valor médio de 55%. MILLS & FRANKENBERGER (1994) obtiveram aumentos de aproximadamente 50% na mineralização do óleo diesel com a adição de 100 a 500mg kg-1 de fósforo no solo. Porém, BENTO et al. (2005) não observaram diferenças entre a biorremediação passiva e a bioestimulação com N e P na remoção de hidrocarbonetos leves e pesados do solo. JACQUES et al. (2005a) adicionaram doses crescentes de nitrogênio, fósforo, enxofre e ferro a um solo arenoso com fertilidade natural muito baixa e contaminado com 500mg kg-1 de antraceno, não observando aumentos da mineralização deste HAP, havendo inclusive a redução da mineralização quando da adição ao solo de doses de nitrogênio superiores a 50kg ha-1. Estes resultados indicam que a bioestimulação deve ser precedida de criteriosa avaliação, visando a determinar os nutrientes e as doses que necessitam ser adicionados ao solo.

A compostagem é uma técnica ex situ que pode ser utilizada para o tratamento do solo contaminado com HAPs, sendo este normalmente removido do local de origem e colocado na forma de pilhas, num local que permita o controle da lixiviação e do escoamento superficial dos líquidos originados dessas pilhas. Neste solo, será desencadeado um processo em que os microrganismos aeróbios irão degradar os contaminantes orgânicos, transformando-os em material orgânico estabilizado, CO2 e água. A eficiência da compostagem para biorremediação de solos contaminados com HAPs foi demonstrada por AHTIAINEN et al. (2002), que avaliaram em um experimento de larga escala a remoção de 10.960mg kg-1 de uma complexa mistura de HAPs num solo de uma área de tratamento de madeira. Para isso, pilhas com 100m3 de solo foram revolvidas mecanicamente durante 5 meses, sendo de 96% a remoção dos HAPs com 2 e 3 anéis, de 55% a remoção dos HAPs de 4 anéis e de 58% a remoção dos HAPs de 5 e 6 anéis aromáticos.

A biorremediação de solos contaminados com altas concentrações de HAPs pode ser realizada por uma técnica ex situ que se utiliza de biorreatores. Existe uma infinidade de tipos e configurações de biorreatores que ilustrativamente podem ser comparados a tanques aéreos fechados. O solo contaminado é misturado com água, de modo a formar uma suspensão com 10 a 40% de sólidos, que é mecanicamente aerada através de rotações. A formação desta suspensão no interior do biorreator possibilita o aumento da disponibilidade dos contaminantes aos microrganismos degradadores e a eliminação da heterogeneidade da distribuição dos contaminantes no solo, duas grandes limitações da biorremediação in situ (MACLEOD & DAUGULIS, 2005). Além disto, no interior do biorreator, as condições ambientais de pH, a disponibilidade de nutrientes, a aeração e a temperatura são otimizadas para o máximo crescimento microbiano, sendo possível também a inoculação de microrganismos comprovadamente degradadores dos contaminantes. Após a concentração dos contaminantes ter sido reduzida aos níveis desejados, a suspensão é desidratada e a água pode ser reutilizada no biorreator.

Em geral, as taxas e a extensão da biodegradação nesta técnica são muito altas, em vista do controle sobre fatores abióticos, e até bióticos, no interior do biorreator, o que resulta no tratamento do solo num curto período de tempo. Concomitantemente a isso, algumas desvantagens estão relacionadas a está técnica, como a limitação da quantidade de solo tratado devido ao tamanho dos biorreatores e a necessidade, em alguns casos, de pré-tratamento do solo para a remoção de compostos tóxicos aos microrganismos (como metais pesados) e para a redução do tamanho dos agregados do solo. Porém, o fator que normalmente limita a utilização desta técnica é o elevado custo de remediação do solo, em vista da alta tecnologia utilizada nos biorreatores. Assim, o uso dessa técnica restringe-se aos casos em que o solo está contaminado com altas concentrações do poluente e há necessidade de se realizar a biorremediação em curto período de tempo. Sob essas exigências, a utilização de outras técnicas de biorremediação provavelmente não traria resultados satisfatórios (DOELMAN & BREEDVELK, 1999).

A biorremediação de um solo contaminado com uma concentração de 1.700mg kg-1 de uma complexa mistura de HAPs, resultante de atividade industrial entre os anos de 1908 e 1959, era dificultada pela baixa biodisponibilidade destes contaminantes aos microrganismos degradadores, em vista do longo período de tempo em que os HAPs permaneceram no solo. Para superar esta limitação, SAPONARO et al. (2002) utilizaram um biorreator, onde adicionaram somente nutrientes inorgânicos à suspensão formada por 10% de solo contaminado e 90% de água. Após 34 dias de operação do biorreator, com aeração constante, a concentração de HAPs no solo foi reduzida em 75%, em média, sendo que a maioria desta redução ocorreu nos primeiros 10 dias, demonstrando que a utilização de biorreatores é uma ferramenta estratégica para obtenção de resultados satisfatórios, quando há condições ambientais limitantes à utilização da demais técnicas de biorremediação.

A fitorremediação é uma técnica emergente, que utiliza plantas para remediar o solo contaminado por metais pesados, compostos orgânicos e radionuclídeos. A maioria das pesquisas em fitorremediação estuda a utilização de plantas hiperacumuladoras, que têm a capacidade de estocar grandes quantidades de metais pesados sem um uso aparente em seu metabolismo (WEIS & WEIS, 2004). Porém, a observação de que os solos vegetados mostraram maiores taxas de desaparecimento de compostos orgânicos que os solos não-vegetados resultou no incremento das pesquisas visando à biorremediação de solos contaminados com agrotóxicos, HAPs, solventes orgânicos, combustíveis, etc. (ALKORTA & GARBISU, 2001).

A fitorremediação pode ser dividida em 5 tipos principais, que são:

a) rizofiltração, que é uma técnica de tratamento de água em que os contaminantes são removidos e retidos no tecido vegetal
b)
fitoextração, em que os contaminantes são removidos do solo e retidos no tecido vegetal
c)
fitotransformação, uma técnica que pode ser aplicada ao tratamento da água e do solo, na qual ocorre a degradação dos contaminantes através do metabolismo da planta
d)
fitoestimulação, em que ocorre a estimulação da atividade dos microrganismos degradadores dos contaminantes pela rizosfera da planta; e
e)
fitoestabilização, quando as plantas são utilizadas para reduzir a migração dos contaminantes no solo (PILON-SMITS, 2005).

Apesar da possibilidade das enzimas das plantas degradarem HAPs e outros poluentes orgânicos (NEWMAN & REYNOLDS, 2004), a comprovação da fitotransformação nos experimentos é dificultada pela forte interação solo-planta-microrganismo, sendo que, até o momento, a fitoestimulação tem apresentado o maior número de pesquisas que comprovam sua eficiência na biorremediação de solos contaminados com estes compostos. JOHNSON et al. (2005) avaliaram o efeito da mistura de Trifolium repens + Lolium multiflorum na biorremediação de um solo contaminado com 1.017mg kg-1 de uma mistura de 16 HAPs. Após 180 dias, o solo vegetado apresentou uma concentração destes poluentes 19% menor e uma população de microrganismos degradadores 24 vezes maior que o solo não-vegetado. No solo estéril (sem a presença de microrganismos), as plantas não degradaram os HAPs, indicando que o aumento da degradação destes contaminantes no solo vegetado se deveu aos microrganismos, sendo sua população grandemente estimulada pela presença das plantas.

O landfarming é uma técnica de biorremediação muita utilizada para o tratamento de solos contaminados com hidrocarbonetos. Os microrganismos heterotróficos da camada superficial do solo são estimulados a degradar os contaminantes ali presentes, transformando-os em substâncias inertes como o material orgânico estabilizado, água e CO2. Esta estimulação ocorre através do revolvimento do solo por operações de aração e gradagem (visando a aerar e homogeneizar as camadas com diferentes concentrações de contaminantes), além da adição de corretivos, fertilizantes e, se necessário, de água através da irrigação. Pode-se ainda bioaumentar o solo com microrganismos de reconhecida capacidade de degradação desses contaminantes e adicionar surfactantes, visando a aumentar a biodisponibilidade dos contaminantes. Esta técnica pode ser realizada in situ e visa a descontaminar o solo no local onde este foi contaminado, ou pode ser realizada ex situ, se o solo contaminado foi removido para outro local onde o lanfarming será operado (DOELMAN & BREEDVELK, 1999).

O landfarming pode ser considerado também um sistema de tratamento de resíduos. Nesse caso, uma área é destinada exclusivamente para este fim. Os resíduos com alta concentração de carbono orgânico são aplicados periodicamente no solo, visando à degradação de seus constituintes. Quando o monitoramento indicar a redução da concentração dos constituintes do resíduo no solo, deve ser feita nova adição de resíduo (WARD et al., 2003). Se os resíduos tratados apresentarem componentes tóxicos, a operação do landfarming deverá ser licenciada pelas agências de proteção ambiental. Além disso, para evitar a contaminação do ambiente, a área deve ser impermeabilizada com uma camada de argila compactada a uma profundidade de 0,6 a 1,0m abaixo da superfície, assim como deve-se conter o escoamento superficial.

As refinarias e indústrias petroquímicas de vários de países, inclusive do Brasil, utilizam o landfarming para o tratamento dos seus resíduos sólidos. A escolha deste sistema deveu-se à simplicidade de operação e à alta taxa de aplicação dos resíduos ao solo, que varia de 83 a 252m3 ha-1 ano-1, reduzindo dessa forma o custo por unidade de volume de resíduo tratado (SIMS & SIMS, 1999). No entanto, erros na operação do landfarming e condições ambientais desfavoráveis à atividade microbiana durante alguns períodos do ano podem reduzir as taxas de degradação. Além disso, sua utilização in situ é limitada aos casos de contaminação superficial do solo, sendo que, nos casos de contaminação subsuperficial, faz-se necessário a remoção e o tratamento ex situ.

A tabela 1 resume, comparativamente, as técnicas de biorremediação discutidas nesta revisão. Salienta-se que todos os relatos são de trabalhos realizados a campo, visando ao tratamento de grandes quantidades de resíduos ou de grandes volumes de solo. Apesar de as particularidades de cada local dificultarem as comparações, percebe-se que há diferenças significativas na concentração inicial, no tempo e na porcentagem de remoção dos contaminantes. O conhecimento dessas variáveis, assim como do custo econômico, da dependência de condições ambientais, da aceitação pública e dos impactos ambientais das técnicas é fundamental na escolha e aplicação do processo de biorremediação.

Por outro lado, esses dados demonstram que a biorremediação está sendo utilizada em larga escala em outros países, com resultados satisfatórios. Esta biotecnologia apresenta grandes possibilidades de desenvolvimento no Brasil, uma vez que o país apresenta condições climáticas mais favoráveis à biodegradação que os países do hemisfério norte, podendo tornar a biorremediação uma alternativa eficiente para a remoção dos contaminantes do ambiente.

CONCLUSÕES

Em vista da ampla distribuição dos HAPs no ambiente, da possibilidade de ocasionarem problemas à saúde de humanos e animais, e dos limites impostos pela legislação ambiental, sua eliminação do ambiente deve ser buscada, visando à redução da exposição e da absorção pelo organismo dos mamíferos. A biorremediação é uma alternativa para a remoção dos HAPs do solo, na qual os microrganismos degradadores irão transformá-los em substâncias inertes, CO2 e água. Em vista de a maioria dos microrganismos do solo não possuírem a capacidade de degradar estes compostos, há necessidade de se isolar e selecionar os microrganismos degradadores. Nesta seleção, além da capacidade de degradação in vitro, deve ser considerada a capacidade de colonizar e degradar o contaminante no solo. Fatores ambientais como disponibilidade de água e oxigênio, temperatura, pH e disponibilidade de nutrientes inorgânicos influenciam a sobrevivência e a atividade dos microrganismos degradadores, sendo necessário manejá-los de forma a possibilitar condições adequadas para a manutenção da população inoculada ao solo. A baixa biodisponibilidade de HAPs aos microrganismos degradadores, devido à sorção à fase sólida orgânica ou mineral do solo, também pode limitar a biorremediação.

Visando a superar todas estas limitações bióticas e abióticas que influenciam a biorremediação dos solos contaminados com HAPs, foram desenvolvidas várias técnicas de biorremediação, entre elas a biorremediação passiva, a bioaumentação, a bioestimulação, a fitorremediação, o landfarming, a compostagem e o uso de biorreatores. Para a obtenção de resultados satisfatórios, é de fundamental importância o conhecimento dos princípios e das aplicações dessas técnicas, de forma a possibilitar a seleção e a utilização correta, de acordo com as condições específicas de cada local e de cada contaminante presente. Além disso, 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. Esta biotecnologia já teve sua eficiência comprovada em outros países e apresenta grandes possibilidades de desenvolvimento no Brasil.

Rodrigo Josemar Seminoti Jacques

Fátima Menezes Bento

Zaida Inês Antoniolli

Flávio Anastácio de Oliveira Camargo

REFERÊNCIAS

AHTIAINEN, J. et al. Microbial toxicity tests and chemical analysis as monitoring parameters at composting of creosote-contaminated soil. Ecotoxicology and Environmental Safety, San Diego, v.53, n.3, p.323-329, 2002.
ALEXANDER, M. Biodegradation and bioremediation. 2.ed. New York: Academic, 1999. 453p.
ALKORTA, I.; GARBISU, C. Phytoremediation of organic contaminants in soils. Bioresource Technology, Oxon, v.79, n.3, p.273-276, 2001.
ATAGANA, H.I. et al. Optimization of soil physical and chemical conditions for the bioremediation of creosote-contaminated soil. Biodegradation, Dordrecht, v.14, n.4, p.297-307, 2003.
BAMFORTH, S.; SINGLETON, I. Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons: current knowledge and future directions. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, Sussex, v.80, n.7, p.723-736, 2005.
BENTO, F.M. et al. Comparative bioremediation of soils contaminated with diesel oil by natural attenuation, biostimulation and bioaugmentation. Bioresource Technology, Oxon, v.96, n.9, p.1049-1055, 2005.BOOPATHY, R. Factors limiting bioremediation technologies. Bioresource Technology, Chicago, v.74, n.1, p.63-67, 2000.
CARMICHAEL, L.M.; PFAENDER, F.K. The effect of inorganic and organic supplements on the microbial degradation of phenanthrene and pyrene in soils. Biodegradation, Dordrecht, v.8, n.1, p.1-13, 1997.
CERNIGLIA, C.E. Fungal metabolism of polycyclic aromatic hydrocarbons: past, present and future applications in bioremediation. Journal of Industrial Microbiology and Biotechnology, Hampshire, v.19, n.5-6, p.324–333, 1997.
CETESB. Relatório de estabelecimento de valores orientadores para solos e águas subterrâneas no Estado de São Paulo. Acesso em 20 jul. 2005. Online. Disponível na Internet http://www.cetesb.sp.gov.br/Solo/areas_contaminadas/relacao_areas.asp.
CHAINEAU, C.H. et al. Bioremediation of crude oil-polluted soil: biodegradation, leaching and toxicity assessments. Water, Air, and Soil Pollution, v.144, n.1, p.419-440, 2003.
CHAKRADEO, P.P. et al. Effect of benzo(a)pireno and methyl(acetoxymethyl)nitrosamine on thymidine uptake and induction of aryl hydrocarbon hydroxylase activity in human fetal esophageal cells in culture. Cellular Biology International, Amsterdam, v.17, n.7, p.671-676, 1993.
CHENG, H.H.; MULLA, D.J. The soil environment. In: ADRIANO, D.C. et al. (Ed). Bioremediation of contaminated soils. Madison: ASA/CSSA/SSSA, 1999. p.1-13.
DOELMAN, P; BREEDVELK, G. in situ versus on site practices. In: ADRIANO, D.C. et al. (Ed). Bioremediation of contaminated soils. Madison: ASA/CSSA/SSSA, 1999. p.539-558.
DROR, I. et al. Temporal changes in kerosene content and composition in field soil as a result of leaching. Journal of Contamination Hidrology, Amsterdam, v.48, n.3-4, p.305-323, 2001.
EDGEHILL, R.U. et al. Bioremediation by inoculation with microorganisms. In: ADRIANO, D.C. et al. (Ed). Bioremediation of contaminated soils. Madison: ASA/CSSA/SSSA, 1999. p.290-314.
HAIDER, K. Microbe-soil-organic contaminant interactions. In: ADRIANO, D.C. et al. (Ed). Bioremediation of contaminated soils. Madison: ASA/CSSA/SSSA, 1999. p.33-51.
HOLLIGER, C. et al. Contaminated environmental in the subsurface and bioremediation: organic contaminants. FEMS Microbiology Review, Amsterdam, v.20, n.4, p.517-523, 1997.
HUESEMANN, M.H. et al. Microbial factors rather than bioavailability limit the rate and extent of PAH biodegradation in aged crude oil contaminated model soils. Bioremediation Journal, Philadelphia, v.6, n.4, p.321-336, 2002.
JACQUES, R.J.S. Biorremediação de antraceno, fenantreno e pireno em um argissolo. 2005a. 170f. Tese (Doutorado em Ciência do Solo) - Programa de Pós-graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal do Rio Grande do Sul.
JACQUES, R.J.S. et al. Anthracene biodegradation by Pseudomonas sp isolated from a petrochemical sludge landfarming. International Biodeterioration and Biodegradation, London, v.56, n.3, p.150-156, 2005b.JACQUES, R.J.S. et al. Characterization of a polycyclic aromatic hydrocarbon-degrading microbial consortium from a petrochemical sludge landfarming site. Bioremediation Journal, Philadelphia,v.11, n.1, p.1-11, 2007.
JOHNSEN, A.R. et al. Principles of microbial PAH-degradation in soil. Environmental Pollution, Oxford, v.133, n.1, p.71-84, 2005.
JOHNSON, D.L. et al. Soil microbial response during the phytoremediation of PAH contaminated soil. Soil, Biology and Biochemistry, Oxford, v.37, n.12, p.2334-2336, 2005.
LAIRD, D.A.; SAWHNEY, B.L. Reactions of pesticides with soil minerals. In: DIXON, J.B. et al. (Ed). Soil mineralogy with environmental applications. Madison: SSSA, 2002. p.766-794.
LEYS, N.M. et al. Influence of the carbon/nitrogen/phosphorus ratio on polycyclic aromatic hydrocarbon degradation by Mycobacterium and Sphingomonas in soil. Applied Microbiology and Biotechnology, New York, v.66, n.6, p.726–736, 2005.
LIMA, C.B.S. et. al. Efluentes: a qualidade da água comprometida. In: MENEGAT, R. et al. (Ed). Atlas ambiental de Porto Alegre. Porto Alegre: Universidade/UFRGS, 1998. p.157-158.
LING, W.; GAO, Y. Promoted dissipation of phenanthrene and pyrene in soils by amaranth (Amaranthus tricolor L.). Environmental Geology, New York, v.46, n.3, p.553–560, 2004.
LUEKING, A.D. et al. Relationship of soil organic matter characteristics to organic contaminant sequestration and bioavailability. Journal of Environmental Quality, Madison, v.29, n.1, p.317-323, 2000.
MACLEOD, C.T.; DAUGULIS A.J. Interfacial effects in a two-phase partitioning bioreactor: degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) by a hydrophobic Mycobacteriu. Process Biochemistry, Oxon, v.40, n.5, p.1799–1805, 2005.
MARIN, J.A. Bioremediation of oil refinery sludge by landfarming in semiarid conditions:Influence on soil microbial activity. Environmental Research, San Diego, v.98, n.2, p.185-195, 2005.
MIELNICZUK, C. A população microbiana e a degradação de resíduo petroquímico no solo. 1991. 134f. Dissertação (Mestrado em Ciência do Solo) - Programa de Pós-graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal do Rio Grande do Sul.
MILLS, S.A.; FRANKENBERG, W.T. Evaluation of phosphorus sources promoting bioremediation of diesel fuel soil. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, New York, v.53, n.2, p.280-284, 1994.
MISHRA, S. et al. Evaluation of inoculum addition to stimulate in situ bioremediation of oily-sludge-contaminated soil. Applied and Environmental Microbiology, Washington, v.67, n.4, p.1675–1681, 2001.
MULLIGAN, C.N.; YONG, R.N. Natural attenuation of contaminated soil. Environmental International, Oxford, v.30, n.4, p.587-601, 2004.
MUTNURI, S. et al. Degradation of anthracene and pyrene supplied by microcrystals and non-aqueous-phase liquids. Applied Microbiology and Biotechnology, New York, v.67, n.4, p.569-576, 2005.
NAM, K. et al. Relationship between organic matter content of soil and the sequestration of phenanthrene. Environmental Science and Technology, Washington, v.32, n.23, p.3785-3788, 1998.
NETTO, A.D.P.et al. Evaluation of human contamination with polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHS) and their nitrated derivatives (NHPAS): a review of methodology. Química Nova, São Paulo, v.23, n.6, p.765-773, 2000.
NEWMAN, L.A.; REYNOLDS, C.M. Phytodegradation of organic compounds. Current Opinion in Biotechnology, v.15, n.1, p.225–230, 2004.
PILON-SMITS, E. Phytoremediation. Annual Review of Plant Biology, Palo Alto, v.56, p.15-39, 2005.
POTIN, O. et al. Bioremediation of an aged polycylic aromatic hydrocarbons (PAHs)-contaminated soil by filamentous fungi isolated from the soil. International Biodeterioration and Biodegradation, Oxford, v.54, n.1, p.45-52, 2004.
RICHARD, J.Y.; VOGEL, T.M. Characterization of a soil bacterial consortium capable of degrading diesel fuel. International Biodeterioration & Biodegradation, London, v.44, n.2-3, p.93-100, 1999.
SAADA, A. et al. Comparison of the hydrophilicity/hydrophobicity of illites and kaolinites. Journal of Colloid and Interface Science, Providence, v.174, n.1, p.185-190, 1995.
SAPONARO, S. et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) slurry phase bioremediation of a manufacturing gas plant (MGP) site aged soil. Water, Air, and Soil Pollution, Dordrecht, v.135, n.1-4, p.219–236, 2002.
SCHWARZENBACH.R.P. Environmental organic chemistry. New York: John Wiley & Sons, 1993. 681p.
SIMS, R.C.; SIMS, J.L. Landfarming of petroleum contaminated soils. In: ADRIANO, D.C. et al. (Ed). Bioremediation of contaminated soils. Madison: ASA/CSSA/SSSA, 1999. p.767-782.
THE UNIVERSITY OF MINNESOTA, Minnesota, 2005. Biocatalysis/Biodegradation Database: Microbial biocatalytic reactions and biodegradation pathways primarily for xenobiotic, chemical compounds. Acesso em 25 mai. 2005. Online. Disponível na Internet http://umbbd.ahc.umn.edu/pha2/pha2_image_map.html.
WARD, O. et al. Accelerated biodegradation of petroleum hydrocarbon waste. Journal of Industrial Microbiology and Biotechnology, Berlin, v.30, n.5, p.260-270. 2003.
WEIS, J.S.; WEIS, P. Metal uptake, transport and release by wetland plants: implications for phytoremediation and restoriation. Environment International, Oxford, v.30, n.5, p.685-700, 2004.

Fonte: www.scientificcircle.com

Check Also

Sistema Monetário Brasileiro

Um sistema monetário é qualquer coisa que é aceite como uma medida padrão de valor …

Deixe uma resposta

O seu endereço de email não será publicado. Campos obrigatórios são marcados com *

20 − 7 =