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Revista Brasileira de Ciência do Solo

versão impressa ISSN 0100-0683

Rev. Bras. Ciênc. Solo vol.36 no.2 Viçosa mar./abr. 2012

http://dx.doi.org/10.1590/S0100-06832012000200033 

DIVISÃO 3 - USO E MANEJO DO SOLO
COMISSÃO 3.5 - POLUIÇÃO, REMEDIAÇÃO DO SOLO E RECUPERAÇÃO DE ÁREAS DEGRADADAS

 

Biorremediação de solo contaminado por isobutanol, Bis-2-etil-hexilftalato e Di-isodecilftalato1

 

Bioremediation of soil contaminated with isobutanol, Bis(2-ethylhexyl) phthalate and diisodecyl phthalate

 

 

Ieda Domingues FerreiraI; Dione Mari MoritaII

IPesquisadora do Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Escola Politécnica da Universidade de São Paulo - USP. Av. Prof. Almeida Prado, trav. 2, 83, Butantã, CEP 05508-900 São Paulo (SP), Brasil. E-mail: ieda_domingues@yahoo.com.br
IIProfessora Livre Docente do Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Escola Politécnica, USP. E-mail: d.m.morita@usp.br

 

 


RESUMO

Embora os ftalatos sejam um dos poluentes mais frequentemente encontrados no meio ambiente, há escassez de dados na literatura sobre biorremediação de solos tropicais contaminados por esses compostos. Por esse motivo, este estudo avaliou a biorremediação de um solo contaminado com os plastificantes DEHP (Bis-2-etilhexilftalato), DIDP (Di-isodecilftalato) e álcool isobutílico, por uma indústria no Estado de São Paulo. A biorremediação ocorreu pela utilização de microrganismos presentes no solo e pela adição de inóculo adaptado em reator em fase de lama. O reator foi monitorado durante 120 dias, sendo corrigida apenas a umidade do solo. Os resultados indicaram que a biodegradação dos ftalatos seguiu uma cinética de primeira ordem e a biorremediação ocorreu na faixa de pH entre 7,4 e 8,4 e temperaturas entre 17 e 25 ºC, com eficiência de remoção de contaminantes acima de 70 %. Após 120 dias, o teor de DEHP estava abaixo de 4 mg kg-1, limite estipulado pela legislação brasileira para solo de uso residencial.

Termos de indexação: solo tropical, biodegradação, plastificantes, dietil-hexilftalato, álcool isobutílico.


SUMMARY

Although phthalates are among the most common pollutants found in the environment, there are little data about bioremediation of tropical soils contaminated with phthalates. For this reason, the purpose of this study was to evaluate the bioremediation of an industrially used soil contaminated with Di-(2-ethylhexyl) phthalate (DEHP), diisodecyl phthalate (DIDP) and isobutanol, in São Paulo State. The bioremediation was based on indigenous soil microorganisms and inoculum adapted in a slurry phase reactor. The reactor was monitored for 120 days and the moisture content adjusted. The results showed that biodegradation of phthalates followed first-order kinetics, and bioremediation occurred in a pH range of 7.4 to 8.4, at temperatures from 17 to 25 ºC and the phthalate removal efficiency was above 70 %. The final DEHP concentration was below 4.0 mg kg-1 dry soil, which is the threshold established by Brazilian law, for soil in residential areas.

Index terms: tropical soil, biodegradation, plasticizers, di-2-ethylhexyl phthalate, isobutanol.


 

 

INTRODUÇÃO

Os ftalatos têm sido detectados em diversos meios (Fromme et al., 2002; Fernandez et al., 2007; Zeng et al., 2009), devido à ampla utilização dos produtos de plástico no mundo moderno. Esses compostos tendem a se acumular no solo e sedimentos, em razão do alto coeficiente de partição octanol-água e da baixa solubilidade em água. São considerados potencialmente carcinogênicos e teratogênicos e causam danos ao fígado, aos rins e aos órgãos reprodutivos, bem como disfunções endócrinas (Foster, 2006; Swan, 2008).

A Resolução do Conama no 420/09 estabeleceu os valores orientadores para solos e águas subterrâneas no Brasil. O valor de prevenção, correspondente à concentração que pode causar alterações no solo e na água subterrânea, para o bis-2-etil-hexilftalato, é de 0,6 mg kg-1 solo seco. Os valores de intervenção - que representam as concentrações acima das quais existem riscos potenciais à saúde humana - são de 10,0, 4,0 e 1,2 mg kg-1 solo seco para os usos industrial, residencial e agrícola, respectivamente (Brasil, 2009). Em 2010, a CETESB registrou 3.675 áreas contaminadas no Estado de São Paulo; desse total, 17 possuíam ftalatos em concentrações acima dos valores de intervenção (CETESB, 2010).

Entre as técnicas de descontaminação de solo disponíveis, destaca-se a biorremediação. O sucesso na aplicação dessa técnica depende das condições do próprio solo, como pH, umidade e temperatura; da disponibilidade de nutrientes; da aeração; e da presença de microrganismos degradadores do contaminante. As seguintes espécies têm demonstrado capacidade de degradar ftalatos em meio aeróbio:

Bacillys sp NCIM 5220 (Niazi & Karegouda, 2001); Sphigomonas sp. DK4 e Corynebacterium sp. O18 (Chang et al., 2004); Pseudomonas fluorescens FS-1 (Feng et al., 2004); Delftia tsuruhatensis TBKNP-05 (Patil et al., 2006); Firmicutes Enterococcus sp. OM1 (Chang et al., 2007); e Sphigomonas sp. DEP-AD1 (Fang et al., 2007), isoladas de sistemas de tratamento de águas residuárias;

Pseudomonas fluorescens B-1 (Xu et al., 2005, 2007) e R. ruber AS (Li et al., 2005), isoladas de sedimentos;

Acinetobacter iwoffii (Hashizume et al., 2002), isolada de água de rio;

Aureobacterium saperdae B-14840; Micrococus kristinae B-14845 e Flavobacterium aquatile B-14842 (Jackson et al., 1996); R. luteus e Bacillus brevis (Juneson et al., 2001); Arthrobacter sp. (Vega & Bastide, 2003); Mycobacterium sp. NK 301 (Nakamiya et al., 2005); Bacillus subtilis no. 66 (Quan et al., 2005); R. ruber CQ0301 (Li et al., 2006); Corynebacterium nitrilophius G11; R. ruber G17 e R. rhodochrous G2, G (Chao et al., 2006; Chao & Cheng, 2007); Gordonia polyisoprenivorans G1 (Chao & Cheng, 2007); e Gordonia sp. MTCC 4818 (Chatterjee & Dutta, 2008), isoladas de solos.

A rota metabólica descrita pela maioria dos pesquisadores citados envolve a hidrólise do éster, formando o monoéster e o correspondente álcool e, posteriormente, o ácido ftálico, sendo essa etapa definida como biodegradação primária. A fase seguinte, denominada biodegradação última, resulta na completa mineralização do ácido ftálico. Sob condições aeróbias, a degradação enzimática do monoéster procede via ácido ftálico, pelo caminho 3,4 ou 4,5 di-hidroxiftalato, até o protocatecato. A clivagem do anel aromático do protocatecato pode ocorrer na posição orto, resultando na formação do piruvato e oxalacetato, ou na posição meta, resultando em β-cetoadipato, sendo posteriormente degradado a acetil CoA e succinato.

Todos os trabalhos mencionados foram desenvolvidos com culturas puras, solos sinteticamente contaminados com um ou poucos ftalatos e condições do meio controladas (pH e temperatura). No entanto, Chatterjee & Dutta (2003), Vega & Bastide (2003), Chang et al. (2004), Li et al. (2005), Chatterjee & Dutta (2008), Wu et al. (2010), entre outros, mostraram que a melhor estratégia para biodegradar compostos orgânicos complexos é utilizar culturas mistas, pois sua assimilação requer diversos genes e enzimas. Além disso, Cartwright et al. (2000) mostraram que até a rota metabólica muda quando há outros cossubstratos no meio, como os álcoois, frequentemente encontrados em áreas contaminadas por plastificantes. Deve-se ressaltar também que o acerto do pH para o valor ótimo e o controle da temperatura podem tornar o processo de biorremediação inviável economicamente na escala real.

Raras são as pesquisas realizadas com o intuito de biorremediar solos reais contaminados com ftalatos (Di Gennaro et al., 2005; Yuan et al., 2010); a maioria dos estudos tem como escopo apenas avaliar a biodegradação desses contaminantes por organismos específicos. Os poucos trabalhos realizados com o primeiro objetivo empregaram o reator em fase de lama (Di Gennaro et al., 2005; Mohan et al., 2006; Shailaja et al., 2008), com teores de sólidos que variaram de 5 a 33 %, injeção de ar e adição de organismos adaptados (bioaumento). Segundo Vitali (2001), Nano et al. (2003); Fuller & Manning (2004); Mohan et al. (2006), Shailaja et al. (2007) e Robles-González et al. (2008), as vantagens desse processo são: a) aumento das taxas de transferência de massa dos contaminantes da fase sólida para a líquida e melhor contato entre contaminantes, nutrientes e microrganismos; b) maiores taxas de biodegradação em comparação à biorremediação in situ; c) menor tempo de degradação dos contaminantes; d) possibilidade de utilização de vários aceptores de elétrons; e) melhor controle e otimização das condições operacionais; f) possibilidade do bioaumento e bioestimulação; e g) aumento da dessorção dos contaminantes e da biodisponibilidade, pela possibilidade da introdução de surfatantes e solventes.

Pelas razões expostas, o presente estudo investigou a possibilidade da biorremediação de um solo industrial contaminado com plastificantes e álcool, por meio do uso de um reator em fase de lama, sem correção de pH e de temperatura, sem adição de ar e com a introdução de microrganismos adaptados.

 

MATERIAL E MÉTODOS

O solo biorremediado foi retirado de uma unidade industrial de plastificantes, que ocupa uma área de 4.000 m2 e é parte integrante de uma indústria petroquímica, localizada no Estado de São Paulo desde 1950 e que produz, a partir da reação de esterificação entre anidrido ftálico e álcool, os plastificantes Bis-2-etil-hexilftalato e di-isodecilftalato.

A unidade industrial está assentada sobre um aterro espesso, constituído de material retirado do entorno. A análise estratigráfica em poços de monitoramento existentes detectou uma composição variada: camadas de material pedológico (cambissolos, organossolos, gleissolos), entremeadas com alteritas do pré-cambriano e areias do terciário e quaternário.

Coleta de solo

Foi aberta uma cova nas dimensões de 50 x 50 x 140 cm (largura x comprimento x profundidade) e coletados 110 kg de solo, entre 0,4 e 1,4 m de profundidade. Essa quantidade foi homogeneizada manualmente para a biorremediação e a caracterização do solo. As amostras relativas às determinações granulométricas e físico-químicas foram preservadas em temperatura de 4 °C, e as relativas à caracterização microbiológica, em temperatura de -15 °C. Foi segregada uma amostra de 1 kg de solo, denominada branco, mantida em temperatura ambiente em copo Griffin aberto, para verificação das perdas de contaminantes por volatilização.

Caracterização físico-química do solo

Para caracterização granulométrica e físico-química do solo, foram utilizados os métodos descritos por Raij et al. (2001) e Embrapa (1997). Todas as determinações foram efetuadas em triplicatas. A granulometria foi obtida pelo método da pipeta. Foram avaliados o pH em água, em CaCl2 0,01 mol L-1 e em KCl 1 mol L-1. Os teores de N total, P, Ca e Mg foram determinados mediante resina de troca iônica. A matéria orgânica foi medida pelo método Walkley-Black. O Al trocável foi determinado utilizando-se KCl 1 mol L-1 como solução extratora, e a acidez potencial (H + Al) foi obtida por extração com acetato de Ca 0,5 mol L-1 a pH 7,0. Os teores de SiO2, Al2O3 e Fe2O3 foram determinados pelo método do ataque sulfúrico. A umidade foi medida de acordo com a norma CETESB L6.350 (CETESB, 1990), em triplicatas.

Coleta e caracterização do inóculo utilizado na biorremediação

O inóculo utilizado na biorremediação foi retirado da estação de tratamento de águas residuárias da unidade industrial de plastificantes. As coletas das amostras para caracterização do inóculo foram efetuadas em frascos de vidros de 100 mL, sendo posteriormente preservadas em temperatura de 4 °C até a realização das determinações analíticas, em triplicatas. As amostras relativas à caracterização microbiológica foram preservadas em temperatura de -15 °C. Foram determinados o pH e a temperatura imediatamente após a coleta, sólidos em suspensão totais e voláteis (SSV), C orgânico total (COT), N total Kjehldal e P total, conforme os procedimentos descritos em APHA, AWWA e WEF (2005).

Determinação dos teores de ftalatos e álcool no solo

Os teores de ftalatos e álcool foram determinados por cromatografia gasosa, de acordo com o método 8061A da Environmental Protection Agency (EPA) (USEPA, 1996). Foram injetados 2 µL do extrato do solo em um cromatógrafo gasoso CP-3380 da Varian, que operou nas seguintes condições:

Injetor: modo splitless (sem divisão da amostra), temperatura de 280 ºC;

Gás de arraste: hélio, vazão de 48 mL min-1;

Forno: temperatura inicial de 40 ºC, durante 2 min, rampa de temperatura de 20 ºC min-1, temperatura final de 300 ºC;

Coluna: RTX - 35 Restec (cross-linked methylsilicone), com diâmetro interno de 0,32 mm, comprimento de 30 m e espessura do filme de 1,5 µm. Gás de arraste: hélio, vazão de 7,0 mL min-1, pressão de 30,30 psi (constante) e velocidade média de 86 cm s-1;

Detector: detector de ionização de chama (FID), temperatura de 300 ºC, gases empregados (ar comprimido: 300 mL min-1 e hidrogênio: 15 mL min-1), gás make-up nitrogênio: 30 mL min-1.

Caracterização molecular da microbiota

Neste estudo, foi utilizada a técnica de DGGE (Denaturing Gradient Gel Electrophoresis), para verificação da diversidade genética das populações bacterianas no solo, inóculo e durante a biorremediação.

A extração do DNA genômico seguiu as instruções do fabricante do FastDNA® SPIN kit for Soil (QBiogene,USA). O DNA da comunidade microbiana total das amostras foi amplificado com os primers 968-GC (5'-gc clamp- AAC GCG AAG AAC CTT AC -3') e 1401r (5'- CGG TGT GTA CAA GGC CCG GGA ACG- 3') em uma reação de PCR (volume final de 40 µL) contendo 100 ng de DNA, 0,2 µM de cada primer, 200 µM de desoxirribonucleotídeos trifosfato (dNTPs), 1,5 mM de MgCl2, 5 µL de tampão de reação 10X e 2 U de Taq polimerase (Invitrogen). A estratégia de PCR touchdown foi utilizada com os objetivos de aumentar a especificidade da amplificação e reduzir a formação de falsos produtos de PCR. O programa de amplificação consistiu de uma desnaturação inicial a 94 °C por 5 min e 10 ciclos touchdown de desnaturação a 94 °C por 1 min, anelamento a 58 °C (com decréscimo de 0,5 °C por ciclo) por 30 s e extensão a 72 °C por 2 min, seguido de 25 ciclos de 94 °C por 1 min, 53 °C por 30 s e 72 °C por 2 min. A extensão final foi de 72 °C por 2 min. A qualidade do produto de amplificação foi verificada em gel de agarose 1,2 % corado com brometo de etídio (0,5 µg mL-1).

Os produtos de PCR da comunidade total foram analisados por denaturing gradient gel electrophoresis (DGGE), utilizando o Bio-RadCodeTM Universal Mutation Detection System (Bio-Rad), e o procedimento foi efetuado conforme o manual do fabricante. As amostras de PCR (180 a 300 ng de DNA amplificado adicionadas a um volume de 10 µL de tampão de amostra 2X) foram aplicadas diretamente em gel de poliacrilamida 6 %, com gradiente desnaturante de ureia-formamida de 35-65 %, e submetidas à eletroforese a 60 ºC, por 14 h a 50 V. Em seguida, o gel foi corado com SYBR Green I (Molecular Probes) por 2 h, no escuro, observado em luz ultravioleta e fotodocumentado utilizando o sistema EpiChemi 3 Darkroom (UVP, Biolmaging System).

O dendrograma de similaridade foi executado utilizando o software GelCompar version 4.2 (Applied Maths, Kortrijk, Belgium), sendo determinado o coeficiente de correlação de Pearson.

Biorremediação do solo contaminado

O pré-tratamento do solo constou apenas de homogeneização manual, não sendo efetuada secagem e correção do pH. O tratamento do solo contaminado foi conduzido durante 120 dias, utilizando-se a técnica da biorremediação com reator em fase de lama (slurry phase). Uma vez que a intensidade de mistura é um fator crítico para esse tipo de reator e devido à característica plastificada do solo, optou-se pela utilização de uma betoneira, volume de 400 L, equipada com temporizador automático, para garantir o contato entre microrganismos, poluentes e nutrientes (Figura 1). A biorremediação de 100 kg do solo contaminado com ftalatos foi realizada por microrganismos do solo (bactérias autóctones) e por meio da adição de inóculo adaptado (bactérias alóctones) na proporção de 6 g kg-1 de SSV no solo seco. Foram ainda adicionados 100 mL de solução 50 g L-1 de KH2PO4 e água, sendo esta última introduzida a cada 15 dias, para manter a umidade aproximadamente em 40 %.

Monitoramento da biorremediação

Foram monitorados, a partir de amostras coletadas a cada 15 dias em triplicatas, os teores de ftalatos e álcool, determinados de acordo com o método 8061A da EPA (USEPA, 1996); e o pH e a umidade, determinados de acordo com a norma CETESB L6.350 (CETESB, 1990). A temperatura foi medida dentro do reator em três diferentes pontos, também a cada 15 dias, utilizando termômetros de vidro (escala 0-40 ºC). A partir da retirada de amostras mensais, foi monitorada a diversidade da população bacteriana dentro do reator, empregado a técnica de PCR-DGGE.

 

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Caracterização granulométrica e físico-química do solo

Pelos resultados das análises granulométricas, constatou-se que o solo possuía 400 ± 20 g kg-1 de argila, 150 ± 40 g kg-1 de silte, 80 ± 0 g kg-1 de areia grossa e 370 ± 30 g kg-1 de areia fina, sendo classificado como argiloso (Embrapa, 1999). As relações silte/argila, consequentemente, foram baixas e menores que 0,4, indicando o alto grau de intemperismo do solo.

O pH em água variou de 8,3 a 8,5, o que qualifica esse solo como mediamente alcalino (Embrapa, 1999). Os valores de pH (CaCl2) variaram de 7,0 a 7,4, e o pH (KCl) foi de 7,5. Esses valores estão abaixo dos obtidos em água (H2O), indicando carga líquida negativa na superfície do solo (Mekaru & Uehara, 1972) e capacidade de retenção de cátions.

Os teores de K, Ca e Mg foram de 4,1 ± 0,5, 57 ± 0,6 e 4,0 ± 1,2 mmolc kg-1, respectivamente. O valor encontrado para a capacidade de troca catiônica foi elevado: 67,1 ± 1,2 mmolc kg-1, e o valor de V estava acima de 97 %. Já os valores de Al trocável foram zero, bem como o parâmetro m ou o caráter álico do solo, que define a saturação das cargas superficiais das argilas por íons Al3+.

O teor de C orgânico do solo foi de 5,6 ± 0,3 g kg-1; embora baixo, está dentro dos valores considerados típicos para solos tropicais (Fassbender, 1975). O teor de N total foi de 276 ± 7 mg kg-1, e o de P total, de 7 mg kg-1. Considerando as relações C:N de 60:1 e C:P de 300:1 recomendadas pela CETESB para a biodegradação de compostos orgânicos no solo, torna-se necessária a adição de P para manutenção da atividade dos microrganismos.

Os valores de ki e kr, obtidos a partir dos teores de óxidos de Al2O3 (121±1 mg kg-1), SiO2 (101 ± 2 mg kg-1) e Fe2O3 (87 ± 1 mg kg-1), foram, respectivamente, de 1,42 ± 0,02 e 0,97 ± 0,02, indicando que o solo apresenta argila predominantemente caulinítica, contando ainda com a presença de gibsita.

Caracterização do inóculo

O inóculo apresentou pH 5,8 a 5,9, temperatura de 22,0 ºC, densidade de 1,0158 ± 0,0048 g cm-3, sólidos em suspensão totais de 25.737±1.534 mg L-1, sólidos em suspensão voláteis de 23.637 ± 1.457 mg L-1, C orgânico total de 1,73 ± 0,09 %, P total de 265 ± 6 mg L-1 e N total Kjeldahl de 1.118 ± 30 mg L-1.

Monitoramento da Biorremediação

Temperatura, pH e umidade

Os resultados do pH inicial na biorremediação variaram de 7,4 a 7,5 e estavam abaixo do valor do solo inicialmente escavado, provavelmente devido à adição do inóculo (pH 5,8 a 5,9). Após a introdução dos microrganismos do lodo, houve considerável aumento do número de bactérias no reator. Essas bactérias começaram a degradar os poluentes presentes e, após 15 dias, verificou-se aumento de pH, possivelmente devido à biodegradação dos ácidos orgânicos formados e à capacidade de tamponamento do solo. Trata-se de uma área de aterro industrial, onde o solo sofreu ação antrópica, resultando em pH alcalino. Dessa forma, os carbonatos, possivelmente presentes na amostra do solo, controlaram o pH de equilíbrio, e os maiores valores atingiram 8,4 após 60 dias (Figura 2), chegando a 7,9 ao final da biorremediação.

 

 

Staples et al. (1997) afirmaram que a rota de biodegradação dos ftalatos começa pela hidrólise do diésteres ftálicos, com a formação do respectivo ácido e álcool. Assim, a acidificação, durante a biodegradação de ftalatos, observada por outros autores (Staples et al., 1997; Juneson et al., 2001), não foi constatada na biorremediação desse solo.

O pH do solo difere daquele considerado ótimo (em torno de 7,0) para a biodegradação de ftalatos, descrito por diferentes autores (Staples et al., 1997; Zeng et al., 2004; Chang et al., 2004, 2007; Shailaja et al., 2008). No entanto, isso não impediu que os microrganismos degradassem os ftalatos nas condições naturais, o que pode ser observado na figura 4.

 

 

A temperatura do solo no reator variou de 17 a 25 ºC durante a biorremediação (Figura 3), estando essa faixa abaixo da considerada ótima (30 ºC) para biodegradação de ftalatos (Chang et al., 2004, 2007). Os menores valores ocorreram 40 dias após o início da biorremediação. Nessa data, não foram observadas reduções na remoção dos contaminantes (Figura 4). A temperatura ambiente esteve 1,0 a 5,5 ºC acima da temperatura do solo no reator durante o experimento (Figura 3).

Degradação dos poluentes e diversidade da população microbiana no solo

Os teores iniciais de contaminantes no solo foram de 15 ± 1 mg kg-1 para o isobutanol, de 18 ± 2 mg kg-1 para o DEHP e de 69 ± 1 mg kg-1 para o DIDP. A evolução dos teores de contaminantes durante a biorremediação é mostrada na figura 4.

Os resultados (Quadro 1) indicam que a biorremediação dos ftalatos seguiu uma cinética de primeira ordem (Zeng et al.,2004). Não se observou uma fase lag para os ftalatos, ou seja, uma fase de adaptação dos microrganismos ao novo ambiente, ao contrário dos resultados encontrados por Jianlong et al. (1995). A presença do álcool isobutanol, cossubstrato de menor cadeia alquílica, não impediu a biodegradação dos ftalatos. No entanto, o álcool apresentou maior taxa cinética de degradação, embora não tenha sido totalmente removido no período (teor final de 3 ± 0 mg kg-1). Os teores de isobutanol, DEHP e DIDP na amostra Branco, após 120 dias, foram de 15 ± 0, de 18 ± 1 e de 70 ± 1 mg kg-1, respectivamente, o que demonstra que a volatilização não foi o mecanismo de remoção do álcool. A plastificação do solo pode ter contribuído para evitar a perda do isobutanol, estando este composto possivelmente presente nos poros intersticiais do solo.

Neste estudo, a taxa de degradação do DEHP (0,0077 d-1) está abaixo daquelas encontradas por outros autores, como Chang et al., 2004 (0,3000 d-1), Chang et al., 2007 (0,1820 d-1), Shailaja et al., 2008 (0,0935 d-1) e Zeng et al., 2004 (0,0408 a 0,0723 d-1), provavelmente devido à menor temperatura.

Após 120 dias de biorremediação, o teor de DEHP foi de 3 mg kg-1, abaixo do valor de 4 mg kg-1 solo recomendado pela Resolução CONAMA no 420/2009 (Brasil, 2009) para solo residencial. Os teores finais de isobutanol e de DIDP foram de 3 e 21 ± 1 mg kg-1, respectivamente. Para esses poluentes, não foram estabelecidos limites na legislação brasileira.

O tratamento do solo em fase de lama e sob mistura permite aumento de transferência de massa, garantindo o contato microrganismo-poluente-nutriente e a dessorção dos poluentes hidrofóbicos (Robles-González et al., 2008). Nas condições do reator utilizado neste estudo, sem correção dos parâmetros pH e temperatura, as taxas de degradação dos poluentes dependeram, principalmente, da atividade dos microrganismos disponíveis no sistema, e os resultados refletiram o potencial de depuração biológica do solo. A figura 5a representa o fingerprint da comunidade de bactérias encontradas no reator durante os 120 dias de tratamento, e a figura 5b, o respectivo dendrograma de similaridades, com base no coeficiente de correlação de Pearson. As amostras referentes ao início do tratamento foram consistentes e apresentaram 94 a 100 % de similaridade entre as triplicatas. Entretanto, essas amostras mostraram-se significativamente distintas das correspondentes aos demais tempos (30, 60 e 100 dias), com nível de similaridade em torno de 48 %. As análises de fingerprint do solo escavado, do inóculo e do solo do reator, todas em duplicatas, evidenciaram que os perfis de bandas encontradas no início da biorremediação são altamente similares àqueles do inóculo, sugerindo que as bactérias presentes no inóculo correspondem às populações dominantes no reator. Após 30 dias, os perfis de bandas apresentaram similaridade com os perfis do solo anterior ao tratamento. Nessa fase do processo, as bactérias autóctones do solo passaram a dominar a comunidade do reator, possivelmente, em função da capacidade de decompor os metabólitos provenientes da biodegradação dos poluentes pelas bactérias do inóculo. Os perfis de bandas das amostras de 60 e 100 dias de processo indicaram que as populações foram se diferenciando ao longo do tratamento, em relação àquelas presentes no início da biorremediação. Ao final do processo, foi possível identificar bandas correspondentes às populações dominantes provenientes do solo e do inóculo (Figura 5a).

No gel de DGGE, o número, a posição exata e a intensidade das bandas dão uma estimativa indireta da riqueza e abundância relativa dos ribotipos (perfis de bandas de fragmentos de DNAr 16S) dominantes em uma amostra, possibilitando comparar diferentes comunidades. Eichner et al. (1999) afirmaram que as bandas de DGGE não necessariamente representam o número e a abundância das espécies observadas em uma comunidade microbiana, pois um organismo pode produzir mais de uma banda, devido à multiplicidade e heterogenia de genes de RNAr. Ainda assim, é a técnica mais usada para avaliar as mudanças nas comunidades microbianas em um determinado solo (Illman & Alvarez, 2009).

 

CONCLUSÕES

1. O reator em fase de lama - com mistura temporizada, bioaumento e teor de sólidos acima do comumente utilizado na literatura - foi satisfatório para tratar o solo alcalino, contaminado com álcool e ftalatos (remoções acima de 70 % em 120 dias), não sendo necessária a correção do pH, a injeção de ar nem o controle da temperatura para ocorrência da biorremediação.

2. Após 120 dias de biorremediação, os teores de DEHP foram inferiores ao estipulado pela legislação brasileira para solo para uso residencial.

3. A utilização da técnica de DGGE foi satisfatória para verificar a diversidade da comunidade de bactérias no reator, indicando a importância das autóctones do solo e das alóctones advindas da adição de inóculo adaptado, na razão de 6 g kg-1 de SSV no solo.

 

LITERATURA CITADA

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1 Recebido para publicação em 10 de janeiro de 2011 e aprovado em 15 de dezembro de 2011.