instituto de pesquisas tecnológicas do estado de são...
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Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo
Sonia Satie Takayanagui
Avaliação da aplicação da biorremediação em solo contaminado por PCB
São Paulo 2013
Sonia Satie Takayanagui
Avaliação da aplicação da biorremediação em solo contaminado por PCB
Dissertação de Mestrado apresentada ao
Instituto de Pesquisas Tecnológicas do
Estado de São Paulo – IPT, como parte dos
requisitos para a obtenção do título de
Mestre em Tecnologia Ambiental.
Data da aprovação ____/____/____
______________________________
Profa. Dra. Maria Filomena de Andrade
Rodrigues (Orientadora)
IPT - Instituto de Pesquisas Tecnológicas
do Estado de São Paulo
Membros da Banca Examinadora:
Profa. Dra. Maria Filomena de Andrade Rodrigues (Orientadora) IPT - Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo
Prof. Dr. Nestor Kenji Yoshikawa (Membro) IPT - Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo
Prof. Dr. Claudio Benedito Baptista Leite (Membro) UNIFESP - Universidade Federal de São Paulo
Sonia Satie Takayanagui
Avaliação da aplicação da biorremediação em solo contaminado por
PCB
Dissertação de Mestrado apresentada ao
Instituto de Pesquisas Tecnológicas do
Estado de São Paulo – IPT, para obtenção
do título de Mestre em Tecnologia
Ambiental
Área de Concentração: Gestão Ambiental
Orientadora: Profa. Dra. Maria Filomena
de Andrade Rodrigues
São Paulo
Setembro/2013
Ficha Catalográfica
Elaborada pelo Departamento de Acervo e Informação Tecnológica – DAIT
do Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo - IPT
T136a Takayanagui, Sonia Satie
Avaliação da aplicação da biorremediação em solo contaminado por PCB. / Sonia Satie Takayanagui. São Paulo, 2013. 63p.
Dissertação (Mestrado em Tecnologia Ambiental) - Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo. Área de concentração: Gestão Ambiental.
Orientador: Profa. Dra. Maria Filomena de Andrade Rodrigues
1. Biorremediação 2. Solo contaminado 3. Contaminação por bifenila policlorada 4. Remediação do solo 5. Remediação ambiental 6. Tese I. Rodrigues, Maria Filomena de Andrade, orient. II. IPT. Coordenadoria de Ensino Tecnológico III. Título 13-73 CDU 628.4(043)
AGRADECIMENTOS
À minha orientadora Profa. Dra. Maria Filomena de Andrade Rodrigues, pela
oportunidade, paciência e competência na orientação.
Aos membros da banca Prof. Dr. Claudio Benedito Baptista Leite e Prof. Dr.
Nestor Kenji Yoshikawa pelas valiosas sugestões e comentários .
À minha família e amigos pela compreensão, carinho e a todos que direta ou
indiretamente colaboraram para o término desta dissertação.
RESUMO
A contaminação de poluentes orgânicos persistentes (POPs) é um sério
problema ambiental a nível mundial, afetando o ecossistema e a saúde humana.
Entre os doze POPs existentes, está a bifenila policlorada (PCB), uma classe de
hidrocarbonetos clorados, utilizada desde 1930 em diversos setores industriais,
resultando na disseminação para áreas distantes. No Brasil, as pesquisas para
remediação de PCBs são incipientes, o que gera um quadro preocupante diante de
um poluente altamente tóxico e perigoso. Há diversas tecnologias para a destruição
de PCBs, porém é premente a realização de pesquisas para desenvolver tecnologias
menos nocivas ao meio ambiente e mais sustentável, como a biorremediação. Neste
trabalho foi avaliada a possível aplicação desta tecnologia de solos contaminados
por PCBs, com discussão dos aspectos técnico, econômico e ambiental. Verificou-se
que a biorremediação possui vantagem principalmente ambiental, porém ainda é
considerada uma tecnologia complexa e não há estudos concretos que comprovem
a vantagem econômica, há apenas estimativas. A tecnologia da biorremediação é
considerada promissora para remediação ambiental de solos poluídos por PCBs,
entretanto é preciso a realização de mais pesquisas para sua implantação em escala
de campo e uma análise quantitativa do benefício econômico.
Palavras Chaves: biodegradação; bifenila policlorada; remediação ambiental;
organoclorado, área contaminada
ABSTRACT
Assessing the application of the bioremediation in contaminated soil by PCB
Contamination of persistent organic pollutants (POPs) is a worldwide serious
environmental problem affecting the ecosystem and human health. Among the twelve
existing POPs it is the polychlorinated biphenyl (PCB), a chlorinated hydrocarbons
class has been used since 1930 in various industrial sectors and it were spread to
distant areas. In Brazil, researches for remediation of PCBs are incipient, which
generates a worrying situation in the face a highly toxic and dangerous polluting.
There are several technologies for the destruction of PCBs, however it is urgent the
running of researches to develop technologies less harmful to the environment and
more sustainable such as bioremediation. In this work was evaluated possible
application of this technology for soils contaminated with PCBs, with discussion of the
technical, economic and environmental aspects. It was found that bioremediation has
mainly environmental advantage, however it is still considered a complex technology
and there is no concrete studies proving economic advantage, there are only
estimates. Bioremediation technology is considered promising for environmental
remediation of soils polluted by PCBs, however more researches are needed for its
implementation on field scale and a quantitative analysis of the economic benefit.
Keywords: biodegradation; polychlorinated biphenyl; environmental remediation;
organochlorine; contaminated area
Lista de ilustrações
Figura 1 Fórmula estrutural de PCB 17
Figura 2 Estimativa do acúmulo global de PCBs 19
Figura 3 Possível rota da disseminação da molécula de PCB pelo mundo
23
Figura 4 Fluxograma das etapas do gerenciamento de áreas contaminadas
26
Figura 5 Via potencial de descloração anaeróbica de um congênere altamente clorado
28
Figura 6 Degradação de PCBs: sequência de um processo anaeróbico e aeróbico por bactérias
30
Gráfico 1 Evolução das áreas contaminadas no Estado de São Paulo
19
Gráfico 2 Distribuição por região a apartir dos dados de dezembro de 2012
22
Gráfico 3 Pesquisas sobre biorremediação em solo contaminado
com PCBs realizadas no mundo
39
Quadro 1 Áreas contaminadas por atividade 21
Quadro 2 Custos de diferentes tratamentos de remediação 44
Lista de tabelas
Tabela 1 Organopoluentes transformados ou mineralizados pelos fungos
31
Tabela 2 Tecnologias utilizadas na remediação de solos contaminados com PCB
34
Tabela 3 Pesquisas com biorremediação em solos contaminados por PCBs
37
Tabela 4 Mercado do setor ambiental global 42
Tabela 5 Comparativo de custos para tratamento de áreas contaminadas com PCBs
43
Lista de Abreviaturas e Siglas
ATSDR Agency for Toxic Substances and Disease Registry
CETESB Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
COBEI Comitê Brasileiro para a Indústria Elétrica
EPA Environmental Protection Agency
EUA Estados Unidos da América
IPT Instituto de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo
MMA Ministério do Meio Ambiente
NIP Plano Nacional de Implementação
OGM Organismos Geneticamente Modificados
PCB Bifenila policlorada
POP Poluente Orgânico Persistente
SURF Sustainable Remediation Forum
UNEP United Nations Environment Programme
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO 12
2 OBJETIVO 15
3 MÉTODOLOGIA 16
3.1 Procedimentos metodológicos 13
4 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 17
4.1 Origem e características das PCBs 17
4.2 O efeito nocivo das PCBs no meio ambiente e na saúde humana 23
4.3 Remediação ambiental das PCBs 25
4.4 Biorremediação de PCBs 28
4.4.1 Vantagens e desvantagens da biorremediação 32
5 RESULTADOS 34
5.1 Tecnologias de remediação 34
5.2 Custos das tecnologias 41
5.3 Sustentabilidade na remediação ambiental 44
6 DISCUSSÃO 46
6.1 Tomada de decisão na aplicação da tecnologia 46
6.2 Biorremediação no Brasil 47
6.3 Desempenho da biorremediação 47
6.4 Atributos e falhas da biorremediação 50
7 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES 53
REFERÊNCIAS 55
12
1 INTRODUÇÃO
Há muitos anos o solo foi considerado o principal destino final de diversas
substâncias nocivas, principalmente oriundas de atividades industriais, o que
acarretou impactos ambientais muitas vezes irreparáveis. A partir da década de 70,
o conceito de proteção dos solos se estabeleceu no âmbito das políticas ambientais,
sendo dada a devida importância, uma vez que a presença de áreas contaminadas
limita os possíveis usos do solo, como o desenvolvimento urbano e a atividade
agrícola, além de desvalorizar empreendimentos imobiliários (CETESB, 2001). A
contaminação do solo é uma grande preocupação ambiental pelo fato de afetar todo
o ecossistema, alterando a qualidade do solo, de águas superficiais e subterrâneas,
ar e prejudicando a fauna e flora, além da saúde humana.
A classe de poluentes químicos considerados críticos são os chamados
poluentes orgânicos persistentes (POPs), que trazem drásticas ameaças aos seres
vivos e meio ambiente, devido às suas propriedades tóxicas (CETESB, 2011). O
acúmulo de POPs é um sério problema ambiental mundial, dos quais são
substâncias químicas de alta persistência e toxicidade, passíveis de serem
transportados a longas distâncias (ar, água e solo), e se acumulam em tecidos
gordurosos dos seres vivos (UNEP, 2004). Diante deste quadro preocupante foi
realizada a Convenção de Estocolmo, cujo objetivo principal é a eliminação total dos
POPs. Ela entrou em vigor em 2004, após 50 países a ratificarem, e atualmente 164
países a integram (MMA, 2009).
Para cumprir com o objetivo da Convenção foram traçadas ações como:
obrigação dos países integrantes de adotarem medidas de controle relacionadas a
todas as etapas do ciclo de vida; promoção de melhores tecnologias, prevenção de
desenvolvimento de novos POPs, identificação de áreas contaminadas por POPs e
promoção de sua reabilitação; elaboração de Planos Nacionais de Implementação
(NIP) da Convenção, identificando prioridades, prazos e estratégias de cumprimento
das obrigações constantes da Convenção (UNEP, 2004).
O Brasil aprovou o texto da Convenção por meio do Decreto Legislativo nº
204 em 2004, e promulgou o texto da Convenção no ano seguinte, via Decreto nº
5.472, porém o Brasil já havia reconhecido os riscos dos POPs anteriormente a esta
Convenção, com legislação sobre POPs a partir de 1976 (MMA, 2009).
13
Entre os doze POPs existentes, está a bifenila policlorada (PCB), uma classe
de hidrocarbonetos clorados, que tem sido utilizada desde 1930 em uma variedade
de setores industriais em diversos países e sendo alastradas para locais distantes
das áreas em que foram produzidas (UNEP, 2004).
Países integrantes da Convenção são obrigados a eliminar o uso de PCBs em
equipamentos (capacitadores e transformadores elétricos) até 2025 e atingir uma
gestão adequada das PCBs até 2028 (UNEP, 2004). Há uma exceção para o uso
destes equipamentos com PCBs desde que: haja esforços determinados para
identificar, rotular e remover esses equipamentos; promovam medidas para reduzir a
exposição e o risco; usem PCBs apenas em equipamentos intactos e à prova de
vazamentos, e apenas em áreas onde o risco de liberação para o ambiente possa
ser minimizado e rapidamente remediado; proíbam o uso em áreas de produção ou
processamento de alimentos e rações; quando tais equipamentos são utilizados em
áreas povoadas como escolas, hospitais etc., todas as medidas razoáveis devem ser
tomadas para inspecionar regularmente os vazamentos nos equipamentos e
proteger contra falhas elétricas que possam resultar em incêndio; equipamentos de
PCBs não sejam exportados ou importados, exceto para o propósito de
gerenciamento ambientalmente adequado de resíduos; e líquidos com mais de
0,005% de PCBs não devem ser recuperados para reutilização em outro
equipamento (MMA, 2010). Cada país integrante da Convenção que utiliza uma
exceção, deve também tomar decisões gerais para a proteção da saúde humana e
do meio ambiente (UNEP, 2004).
Transformadores e capacitadores para fornecimento elétrico têm sido
produzidos no Brasil desde 1940, entretanto as PCBs nunca foram produzidas no
Brasil e seu uso e comércio foram proibidos pelo ato administrativo interministerial
em 1981(MMA, 2010). O Comitê Brasileiro para a Indústria Elétrica (COBEI) estimou
que entre 1945 a 1981 foram importadas 21.000 toneladas de fluidos de
transformadores de PCBs e 5.000 toneladas de fluidos de capacitadores de PCBs
(MMA, 2009).
Notam-se uma série de exigências rígidas especificamente para PCBs, uma
vez que este poluente é altamente tóxico, além do alastramento em muitos países
de forma inadequada, poluindo ar, águas e solos necessitando de remediação
premente.
14
Grande parte das PCBs foi alojada em solos e sedimentos próximos de locais
onde foram produzidos ou aplicados (VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007), e devido as
propriedades destes poluentes foram fortemente adsorvidos nesses sistemas
(CETESB, 1991). Antigamente era habitual realizar o armazenamento em aterro
sanitário, lixão e sistema de combustão como destino final para as PCBs
(RAHUMAN et al, 2000).
A lei estadual do Estado de são Paulo n°13.577/09 foi criada especificamente
para áreas contaminadas, a qual autuará aquele que causou a contaminação ou o
proprietário de áreas contaminadas, obrigando a realização da remediação de solos
contaminados (SÃO PAULO, 2009). Há diversos processos para o tratamento de
solos contaminados que abrangem métodos térmicos, físicos, químicos e biológicos
e vão possibilitar novamente o uso destas áreas.
Países desenvolvidos são os principais detentores de tecnologias que
possibilitam a destruição de PCBs, comparados com os países em desenvolvimento,
porém não há um consenso da melhor tecnologia a ser utilizada para este fim
(RAHUMAN et al, 2000). Grande parte das tecnologias, principalmente os que se
utilizam de métodos térmicos e químicos, para remediar as áreas contaminadas por
PCBs são agressivas, resultando em perda de fertilidade do solo ou na liberação de
poluentes tóxicos, além de serem onerosas (ROSS, 2004; RAHUMAN et al, 2000).
Atualmente busca-se não apenas o cumprimento da obrigatoriedade da
legislação para remediar solos contaminados, mas também o emprego de
tecnologias mais limpas e mais sustentáveis. Com relação aos critérios social,
ambiental, técnico e econômico, a biorremediação supera outras tecnologias
(VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007), esta possui um grande potencial degradador de
PCBs, entretanto é necessário mais pesquisas e investimentos nessa área.
No Brasil, as pesquisas relacionadas com biorremediação de PCBs ainda são
incipientes, o que gera um quadro preocupante diante de um poluente altamente
tóxico e perigoso para a saúde humana e para o meio ambiente. Neste trabalho será
avaliada a aplicação da tecnologia de biorremediação em solos contaminados por
PCBs nos aspectos técnicos, econômicos e ambiental.
15
2 OBJETIVO
O objetivo deste trabalho é discutir a aplicação da tecnologia de
biorremediação em solos contaminados por PCBs, como uma tecnologia que
apresenta um grande potencial de biodegradação para compostos organoclorados.
Para atender este objetivo realizou-se um levantamento do panorama das
pesquisas realizadas com o tratamento de solos contaminados por PCBs, com
relação aos seguintes itens:
a) avaliação das tecnologias utilizadas no tratamento de solos contaminados por
PCBs;
b) comparação de custos entre as tecnologias existentes;
c) confrontação da sustentabilidade entre as tecnologias existentes;
d) discussão com ênfase na aplicação da biorremediação sob os aspectos técnico,
econômico e ambiental em solos contaminados por PCBs;
e) definição de premissas para o uso da tecnologia de biorremediação no tratamento
de solos contaminados com PCB.
16
3 METODOLOGIA
O estudo em questão se baseou em uma pesquisa exploratória a partir da
leitura de trabalhos específicos acerca do assunto.
3.1 Procedimentos metodológicos
Para se atingir os objetivos propostos os seguintes procedimentos foram
adotados:
a) Revisão bibliográfica com pesquisa em publicações, normas, livros
relacionados com pesquisa de tecnologias para remediação ambiental;
b) Avaliação teórica das tecnologias de remediação aplicadas à
descontaminação de solos contaminados com PCBs;
c) Correlação e análise de trabalhos com dados dos custos e impactos
ambientais causados pelas tecnologias utilizadas.
17
4 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
4.1 Origem e características das PCBs
As bifenilas policloradas, são compostos organoclorados sintéticos não
naturais formados por dois anéis benzênicos ligados por uma ligação carbono-
carbono simples (Figura 1).
Figura 1- Fórmula estrutural de PCB
Fonte: Wiegel e Wu (2000).
Eram produzidas comercialmente por cloração catalítica de bifenilas
produzindo uma mistura complexa de isômeros múltiplos com diferentes graus de
cloração, originando até 209 produtos diferentes chamados de congêneres
(UNEP,1999). A cloração ocorre na presença de catalisadores, onde átomos de
hidrogênio são substituídos por átomos de cloro, sendo que o número e a posição
dos átomos de cloro na molécula determinam suas propriedades físicas, químicas e
toxicológicas (BREIVIK et al, 2002).
Os EUA foi os grandes produtores de PCB no mundo, onde a empresa
Monsanto Chemical produziu entre 1929 a 1975, com o nome de Aroclor (CETESB,
1991). O Aroclor é identificado por 4 números, sendo que os dois primeiros números
indicam o número de átomos de carbono e os outros dois últimos números indicam a
porcentagem do cloro na mistura. Quanto maior a porcentagem de cloro maior o
número de átomos de cloro na molécula (BORJA et al, 2005; CETESB, 1991).
Outros grandes produtores denominaram o PCB como Kaneclor (Japão), Fenclor
(Itália), Pyralene (França) e Clophen (Alemanha) (CETESB, 1991).
18
O sucesso tecnológico e a diversidade de usos das PCB foram conferidos
pelas suas notáveis propriedades químicas e físicas, pois são quimicamente pouco
reativos, não inflamáveis, termicamente estáveis e têm alta resistência elétrica
(GREENPEACE, 1998). Foram amplamente empregados como fluido dielétrico em
transformadores e capacitores, fluidos hidráulicos, retardadores de fogo e isolantes
térmicos. Também foram usados na composição de graxas e óleos lubrificantes,
tintas, tintas de impressão e pesticidas (POLICARPO, 2008).
As PCBs são moléculas orgânicas de difícil degradação denominadas
recalcitrantes, que foram sintetizadas por tecnologias industriais modernas. São
estranhas ao ambiente natural e chamadas de xenobióticas, sendo nocivas e/ou
mutagênicas aos organismos vivos (GAYLARD et al, 2005).
Preocupados com o impacto de PCBs no meio ambiente e sua persistência, a
fabricação, uso e importação de PCBs foram proibidos na Suécia em 1970 e pelo
Japão em 1972. Nos EUA a fabricação, processamento e distribuição de PCBs
foram proibidos sob o Ato de Controle de Substâncias Tóxicas em 1976 (BORJA et
al, 2005).
Estes poluentes foram incluídos entre os 10 poluentes com maior potencial de
biotoxicidade no mundo e compõem a lista de 12 poluentes prioritários do Programa
das Nações Unidas para o Meio Ambiente, o qual visa à redução e/ou eliminação de
poluentes orgânicos persistentes de elevada toxicidade (UNEP, 1999). Eles
encontram-se disseminados globalmente (Figura 2) devido as suas características:
hidrofóbicas, lipofílicas, semivoláteis, quimicamente inertes e pouco biodegradáveis,
têm grande propensão à persistência generalizada na natureza (UNEP, 2010), ou
seja, são bioacumulados na cadeia trófica.
19
Figura 2 - Estimativa do acúmulo global de PCBs
Fonte: Breivik et al (2002).
Desde 2002 a CETESB realiza estudos de áreas contaminadas no Estado de
São Paulo, atualizando os registros no cadastro de áreas contaminadas (Gráfico 1),
baseados em levantamento de dados existentes, de investigação utilizando-se
fotografias aéreas e de recebimento e atendimento de denúncias ou reclamações
(CETESB, 2012; 2001).
20
Gráfico 1 – Evolução das áreas contaminadas no Estado de São Paulo
Fonte: CETESB (2012).
O crescimento de áreas contaminadas conhecidas deve-se ao aumento da
fiscalização e de licenciamentos dos postos de gasolina, das atividades industriais,
comerciais, de tratamento e disposição de resíduos e do atendimento a acidentes
(CETESB, 2012).
No mesmo estudo foi verificado que a principal atividade poluidora são os
postos de combustíveis, devido ao atendimento da resolução CONAMA n°273 de
2000 (Quadro 1).
21
Quadro 1 – Áreas contaminadas por atividade
Fonte: CETESB (2012). Legenda: RMSP- Região metropilitana de São Paulo (excluindo capital).
A PCB está entre os dez principais grupos de contaminantes encontradas nas
áreas contaminadas (Gráfico 2), sendo constatada em cinquenta áreas estudadas.
22
Gráfico 2 – Principais grupos de contaminantes constatados em dezembro de 2012
Fonte: CETESB (2012).
A comercialização de PCB no Brasil foi proibida pela portaria interministerial
19, de 1981, sendo que a mesma permite o seu uso em equipamentos que já estão
em funcionamento, até que sejam desativados ou substituídos (RESOLUÇÃO
CONAMA,1981). No Estado de São Paulo, a Lei Estadual n° 12.288 prevê a
eliminação de todos os equipamentos contendo PCB até o ano de 2020 (SÃO
PAULO, 2006).
23
4.2 O efeito nocivo das PCBs no meio ambiente e na saúde humana
As PCBs são persistentes no meio ambiente e podem ser encontradas no ar,
água, solo e nos alimentos (BORJA et al, 2005), possibilitando que estes poluentes
viajem por longas distâncias e se depositam em áreas longe de onde foram
liberados, sendo conhecidos como poluentes globais (Figura 3) (ATSDR, 2000). A
combustão de resíduos urbanos, incineração de resíduos perigosos e resíduos
hospitalares contribuem para as emissões de PCBs no ar (BORJA et al, 2005), além
de depósitos de PCBs, aterros de resíduos perigosos, lançamentos acidentais como
vazamentos e derramamentos de PCBs que colaboram na poluição do solo e água
(EPA, 1996).
Figura 3 – Possível rota da disseminação da molécula de PCB pelo mundo
Fonte: Mozeto (2001)
24
De acordo com a quantidade do número de átomos de cloro na molécula de
PCB há uma alocação para uma determinada distância. Bifenilas com 0-1 átomos de
cloro permanecem na atmosfera; aquelas com 1-4 cloros migram gradualmente para
latitudes polares; 4-8 cloros permanecem em latitudes médias e de 8-9 cloros
permanecem próximo da fonte de contaminação (ATSDR, 2000). Na contaminação
dos solos por PCBs há uma forte fixação ao solo e permanecem por muitos anos,
pois não se decompõem facilmente (BORJA et al, 2005), principalmente congêneres
altamente clorados contendo de 7-10 átomos de cloros (ATSDR, 2000).
O uso abusivo e de forma inadequada das PCBs provocou graves acidentes
ambientais, afetando também a saúde humana em diversos países (SILVA, 2008).
As três principais rotas de exposição são ingestão, inalação e contato dérmico,
sendo a ingestão a via mais comum de exposição de PCB em seres humanos
(JOHNSON et al, 2005).
Estudos tanto em animais quanto em seres humanos mostram que PCBs são
cancerígenos, atingindo principalmente o fígado (BORJA et al, 2005; EPA, 1996).
Em animais as PCBs possuem propriedades anti-estrógeno, que afetam a deposição
de cálcio no desenvolvimento do ovo e prejudicando também a capacidade da
reprodução masculina de aves e outras espécies de animais (BORJA et al, 2005).
Estudos da ATCDR (2000) apontam os diversos efeitos hepáticos, endócrinos,
dérmicos, oculares, imunológicos, neurológicos e reprodutivos que as PCBs causam
na saúde humana.
Dentro do organismo humano as moléculas de PCBs são transportados pelo
sistema sanguíneo para o fígado, músculos e tecidos adiposos, onde são
acumulados (BORJA et al, 2005). A exposição a concentrações altas de PCBs pode
acarretar efeitos crônicos como a cloracne (lesão na pele), danos no fígado, perda
de peso, danos no sistema nervoso central, provocando dores de cabeça, tonturas,
depressão, nervosismo ou fadiga (EPA, 1996).
25
4.3 Remediação ambiental das PCBs
A implementação de projetos de remediação ambiental teve início no final da
década de 70, após inúmeros casos de áreas contaminadas em estado emergencial
conhecidos como “Love Canal” nos EUA, “Lekkerkerk” na Holanda e “Ville la Salle”
no Canadá (BEAULIEU, 1998).
A remediação de uma área contaminada requer um planejamento adequado
ao tipo do contaminante e local, para otimização de recursos técnicos e
econômicos, é utilizada uma metodologia de gerenciamento de áreas contaminadas,
constituída por etapas sequenciais (Figura 4), elaborada pela CETESB (2001).
26
Figura 4 – Fluxograma das etapas do gerenciamento de áreas contaminadas
Fonte: CETESB (2001)
O responsável pela remediação deve garantir e comprovar a efetividade
contínua de todos os controles institucionais ou de engenharia especificados para o
local e o processo desta remediação será considerado finalizado quando o
monitoramento indicar a obtenção dos objetivos finais de acordo com o órgão
ambiental (CETESB, 2001).
Com a alta demanda de projetos de remediação, foram investidas
pesadamente na engenharia para tecnologias que realizassem uma limpeza rápida e
quase imediata, assim surgiram métodos para escavação de solos, incineração e
outras tecnologias térmicas (ELLIS; HADLEY, 2009). Entretanto, cada vez mais há a
27
conscientização das questões ambientais, comprometendo-se com o
desenvolvimento sustentável, proteção da saúde humana e do meio ambiente. A
partir de grandes acidentes provocados pelo homem no uso abusivo dos recursos
naturais, a remediação ambiental tornou-se fundamental para a recomposição do
uso futuro do solo. Ela é relativamente recente no Brasil, e compreende um conjunto
de ações objetivando a descontaminação do meio ambiente.
A escolha da tecnologia de remediação depende de diversos aspectos, como
as características do meio contaminado, dos contaminantes, objetivos da
remediação, localização da área, tempo e recursos disponíveis (CETESB, 2001).
De forma geral, existem dois principais métodos de destruição de PCBs, os
térmicos e os métodos químicos, porém ainda não há uma tecnologia ideal para a
eliminação das PCBs (RAHUMAN et al, 2000).
Outra alternativa de degradação de PCBs é a utilização do método biológico
por meio da biorremediação, que utiliza o sistema metabólico de microrganismos
(bactérias ou fungos) degradando poluentes de áreas contaminadas (GAYLARDE et
al, 2005). O que torna o procedimento de biorremediação muito complexo, pois
depende de três fatores importantes para sua eficácia: físico, químico e biológico. Os
principais fatores físicos são: natureza física da matriz onde o composto é
encontrado (solo, água, sedimento), temperatura e luz; os fatores químicos são:
composição química da matriz ambiental, pH, umidade, teor de oxigênio dissolvido, o
potencial redox do meio e a composição e estrutura química do poluente; os fatores
biológicos depende da presença da população de microrganismos capazes de
metabolizar a molécula original e seus produtos de degradação (VERECHIA, 2008).
A biorremediação é considerada uma das técnicas mais promissoras para
remediação de ambientes contaminados, tais como águas superficiais, subterrâneas
e solos, além de resíduos e efluentes indústrias em aterro ou áreas de contenção.
Dada esta grande importância do potencial biotecnológico da biorremediação e custo
baixo, há investimentos promissores para o desenvolvimento de pesquisas nesta
área (GAYLARDE et al, 2005; HAZEN, 1997).
28
4.4. Biorremediação de PCBs
O processo de biorremediação é muito antigo, podendo ser encontrados os
primeiros vestígios deste processo 6000 a.C. (HAZEN, 1997). Os primeiros estudos
foram realizados com biorremediação de petróleo, os trabalhos mais atuais estão
focados para solventes, PAHs, PCBs e metais (EPA, 2010).
A biorremediação dos solos pode ocorrer sob duas condições: anaeróbica
(ausência de oxigênio), no qual ocorre biodegradação parcial do poluente, e
aeróbica (presença de oxigênio), quando ocorre a mineralização (quebra total) do
poluente (SHARMA, 2012).
A transformação anaeróbica de compostos orgânicos clorados é realizada por
meio da desalogenação redutiva (MORRIS et al, 1992). Na Figura 5 há um exemplo
de como pode ocorrer a quebra parcial de um congênere de PCB altamente clorado,
por meio de reações de descloração redutiva.
Figura 5 – Via potencial de descloração anaeróbico de um congênere altamente clorado
Fonte: Borja et al (2005, tradução nossa).
O processo de desalogenação redutiva reduz o grau de cloração e este
composto desclorado se torna mais acessível para realizar reações oxidativas pelas
bactérias aeróbicas (KUIPERS et al, 1999; BORJA et al, 2005; FRITSCHE;
HOFRICHTER, 2005) (Figura 6). Estas bactérias crescem mais rápido do que as
anaeróbicas e elas obtêm maiores taxa de degradação por meio da mineralização do
composto (BORJA et al, 2005).
29
Na desalogenação redutiva o composto orgânico halogenado serve como
aceptor elétrico (MORRIS et al, 1992), o halogênio substituinte é substituído com
hidrogênio (QUENSEN III et al, 1990). Aceptores elétricos são fatores limitantes para
o metabolismo em condições anaeróbicas, desta maneira microrganismos que
utilizam aceptores elétricos finais possuem uma vantagem seletiva (BROWN et al,
1987). A disponibilidade de aceptores de elétron afetam na remoção de átomos de
cloro, pois competem com os compostos halogenados que podem resultar na
redução do potencial de desalogenação (MORRIS et al,1992).
A primeira evidência de descloração de PCB em meio anaeróbico foi
demonstrado no trabalho de Brown et al, 1987. Mais estudos detalhados envolvendo
o processo de descloração redutiva podem ser consultados em Wiegel e Wu, 2000;
Holliger et al, 1998; Bedard e Quensen III, 1995; Mohn e Tiedje, 1992.
Sob condições aeróbicas ocorre uma rápida e completa degradação dos
poluentes (FRITSCHE; HOFRICHTER, 2005). O processo de degradação do PCB
resulta na liberação de CO2, cloro e água, que envolve a remoção de anel bifenila,
seguido por clivagem e oxidação do composto (BORJA et al, 2005).
Como mostrado na Figura 6, pode ocorrer diferentes reações de
desalogenação aeróbica, sendo a descloração oxigenolítica, uma reação rara e
catalisada por mono e dioxigenases. Durante esta reação o halogênio é substituído
por um átomo de oxigênio (FRITSCHE; HOFRICHTER, 2005).
A bifenila e o monoclorobifenila podem servir como substratos de
crescimento, enquanto congêneres de PCBs com mais de um átomo de cloro é
realizada pelo processo de co-metabolismo (KOMANCOVA et al, 2003).
O cometabolismo é a transformação de uma substância sem um benefício
nutricional na presença de um substrato de crescimento, um fenômeno comum em
microrganismos (FRITSCHE; HOFRICHTER, 2005). No cometabolismo, é
necessário uma segunda substância como fonte de carbono e energia para os
microrganismos, mas o poluente alvo é transformado ao mesmo tempo. (BORJA et
al, 2005).
30
Figura 6- Degradação de PCBs: sequência de um processo anaeróbico e aeróbico
por bactérias
Fonte: Fritsche e Hofrichter (2005, tradução nossa)
31
Culturas capazes de co-metabolizar PCBs são geralmente incapazes de
crescer em substratos, isto sugere que um único organismo não é responsável pela
degradação de múltiplas bifenilas cloradas (BORJA et al, 2005). Uma única espécie
de bactéria não possui capacidade enzimática para degradar todos os compostos
orgânicos, ao contrário da mistura contendo uma comunidade microbiana
(consórcio) que possui um potencial biodegradativo maior, devido a informação
genética de mais de um micro-organismo, no qual degrada uma mistura complexa
de compostos orgânicos (FRITSCHE; HOFRICHTER, 2005).
Além das bactérias, os fungos também contribuem para a degradação de
POPs. Na Tabela 1, é possível verificar que fungos podem transformar ou
mineralizar uma grande variedade de organopoluentes. Muitos estudos sobre
basidiomicetos ligninolíticos vêm sendo realizados para aplicação nas tecnologias de
biorremediação, porém a desvantagem encontrada é o pequeno potencial
competitivo no solo (FRITSCHE; HOFRICHTER, 2005).
Tabela 1- Organopoluentes transformados ou mineralizados pelos fungos
Fungos Organopoluentes
Bjerkandera adusta Benzo(a)pireno, outros PAHs, TNT, corantes
Nematoloma frowardii Benzo(a)pireno, outros PAHs, TNT, DCP, PCP, AsO
Phanerochaete chrysosporium Benzo(a)pireno, outros PAHs, BTX, DNT, TNT, DDT, DCP, PCP, PCBs, DCA, corantes, poliestirenos, KCN, sulfetos aromáticos
Phanerochaete sórdida PAHs, policlorados DBDs e DBFs
Phlebia radiata TNT, corantes
Pleurotus ostreatus Benzo(a)pireno, outros PAHs, dibenzotiofeno, TNT
Stropharia rugosoannulata DCP, PCP, TNT
Trametes versicolor Benzo(a)pireno, outros PAHs, DCA, DCP, PCP, corantes
Fonte: Fritsche e Hofrichter (2005, tradução nossa)
32
4.4.1 Vantagens e desvantagens da biorremediação
Estudos realizados em laboratório possibilitou a apresentação de certas
vantagens e desvantagens da biorremediação, segundo KUMAR et al (2011);
GAYLARDE et al (2005) e VIDALI (2001).
Vantagens da biorremediação:
- É um processo natural, os resíduos do tratamento são menos nocivos ao meio
ambiente e saúde humana, isto torna uma tecnologia com maior aceitação pública.
- Teoricamente, a biorremediação é útil para a destruição completa de diversos
contaminantes.
- Pode ser realizada in situ, e desta forma sem causar uma interrupção das
atividades no local, eliminando a necessidade de transportar quantidades de
resíduos para outro local, e com isso riscos potenciais para a saúde humana e para
o meio ambiente durante o transporte.
- É uma alternativa ecologicamente mais adequada, apresentando uma maior
aceitação da sociedade.
Desvantagens da biorremediação:
- A biorremediação é limitada para compostos biodegradáveis. Apenas alguns
compostos são suscetíveis de degradação rápida e completa.
- Em alguns casos os produtos da biodegradação podem ser mais persistentes ou
tóxicos do que os originais.
- Para que a biorremediação seja eficiente os fatores ambientais do local devem ser
ideais, como a presença da população microbiana capazes metabolicamente,
condições ambientais de crescimento e níveis adequados de nutrientes e
contaminantes.
- O processo de biorremediação pode demorar mais do que o esperado, pois para se
alcançar níveis aceitáveis, é preciso que o meio esteja em condições ideais.
- Há uma dificuldade de extrapolar a partir de estudo em escala piloto para
operações em escala de campo.
33
A partir dessas vantagens e desvantagens da biorremediação observa-se que
apesar do grande potencial do uso de microrganismos para a biodegradação de
PCB no meio ambiente, o processo de biorremediação em escala de campo deste
componente ainda é muito escasso e complexo. Desta maneira é necessária a
realização de pesquisas para uma melhoria e desenvolvimento desta tecnologia para
aplicações futuras.
34
5 RESULTADOS
5.1 Tecnologias de remediação para as PCBs
Diferentes tecnologias têm sido pesquisadas e testadas para remediação de
solos contaminados com PCBs. Dentre estas tecnologias há tratamentos físicos,
térmicos, químicos e biológicos, cuja aplicações dependem de propriedades físicas e
químicas do solo e da concentração do poluente.
As tecnologias aplicáveis para a remediação de solos contaminados por PCB
estão descritas na Tabela 2 abaixo:
Tabela 2 - Tecnologias utilizadas na remediação de solos contaminados com PCB
Tecnologia Descrição Local
Incineração Há escavação do solo e posteriormente transportado para o incinerador (temperaturas de 870°C – 1200°C), gases residuais são tratados pelos equipamentos de controle de poluição do ar. Pode atingir uma eficiência de destruição de até 99,999% de PCBs
Ex situ
Dessorção térmica Consiste na separação física dos contaminantes voláteis e semivoláteis com o uso de temperaturas elevadas (entre 150 a 540°C) o suficiente para volatilizar os contaminantes. Os gases são tratados no sistema de tratamento de gás.
Ex situ
In situ
Desalogenação química Ocorre reações químicas que removem átomos de halogênio (átomos de CL para PCBs) dos contaminantes
Ex situ
35
Extração de solvente Não há destruição dos resíduos, mas uma separação física do contaminante do solo, há uso de um produto químico orgânico como solvente que concentra o contaminante. Posteriormente são inseridos no separador, com alteração da pressão e temperatura. O solvente é reciclado e os contaminantes são removidos do separador.
Ex situ
Lavagem de solo Preparação do solo, lavagem, separação do solo e água, tratamento de vapor quando necessário. A separação do contaminante do solo ocorre com o uso de tensoativos, posteriormente o solo é enxaguado com água limpa.
Ex situ
Solidificação/Estabilização Tem a finalidade de reduzir a mobilidade da PCB, com a adição de um aglutinante, fazendo com que encapsule os contaminantes em material sólido.
Ex situ
In situ
Vitrificação Utiliza calor (pirólise ou oxidação) para derreter o solo contaminado, é formado um produto vítreo quando esfria.
In situ
Biorremediação Biodegradação dos compostos orgânicos por microrganismos, que englobam bactérias, fungos e plantas.
Ex situ e in situ
Fonte: Elaborado pelo autor com dados de EPA (1993) e RAHUMAN et al (2000)
36
Para remediação de solos contaminados com alta concentração de
compostos organoclorados, segundo Navia et al, 2002 a opção é a aplicação de
processos térmicos como a incineração, devido a sua grande eficiência na
degradação do PCB, porém há a combustão incompleta que pode acarretar na
formação de furanos e dioxinas, cuja toxicidade é maior do que a PCB (EPA, 1993).
Para solos moderadamente contaminados com compostos organoclorados,
também segundo Navia et al, 2002 a tecnologia mais utilizada é a dessorção
térmica. Já para solos com baixo nível de toxicidade do composto organoclorado, a
biorremediação seria a melhor opção (NAVIA et al, 2002), sendo a tecnologia
bioventing a mais utilizada in situ (STEHMEIER et al, 1999), principalmente em solos
contaminados com hidrocarbonetos clorados (VOGEL, 1996).
Geralmente há características específicas do solo que determinam como deve
ser aplicada determinada tecnologia, seja in situ ou ex situ. Para solos com teores de
matéria orgânica < 5% as tecnologias in situ são aplicáveis, para teores de matéria
orgânica > 5%, são aplicáveis tecnologias ex situ (OKX; STEIN, 2000a). Os
processos in situ são aplicados em solos com baixa contaminação e permeáveis, já
para solos altamente contaminados, geralmente, são aplicados processos ex situ
(BEZAMA et al, 2004). Processos ex situ requer menos tempo de tratamento
comparados com os processos in situ, porém há um aumento do custo devido a
realização de escavação do solo (SINGH et al, 2009).
De acordo com os autores Sharma (2012) e Vidali (2001) há os seguintes
métodos para a biorremediação in situ:
- Bioventing: aplicação de oxigênio e nutrientes necessários para a
biodegradação, enquanto ocorre a minimização da volatilização e liberação de
contaminantes para a atmosfera.
- Bioaumentação: introdução de cepas microbianas naturais ou geneticamente
modificadas em locais contaminados.
- Fitorremediação: emprego de plantas e microrganismos associados que
realizam a degradação do poluente no local.
Para ex situ há os seguintes métodos:
37
- Biorreator: possui um vaso de contenção e um aparelho utilizado para criar
uma condição de mistura de três fases (sólido, líquido e gás) para aumentar a taxa
de biorremediação de solos.
- Landfarming: técnica simples em que o solo contaminado é escavado e
espalhado em um canteiro e periodicamente lavrados até que os poluentes sejam
degradados.
- Compostagem: processo nos quais resíduos orgânicos são degradados por
microrganismos em temperaturas elevadas (55°C a 65°C). O aumento da
temperatura resulta do calor produzido pelos microrganismos durante a degradação
da matéria orgânica dos resíduos.
- Biopilhas: envolve escavação e construção de pilhas de compostagem
aeradas, há estimulação da atividade microbiana fornecendo nutrientes, água e
oxigênio.
Não há nenhum estudo que aplicou a biorremediação efetivamente em
campo, porém há diversos trabalhos descrevendo a potencialidade de degradação
de PCBs em laboratório. Na Tabela 3 está descrita as pesquisas realizadas por
diversos países com biorremediação de solos contaminados por PCBs.
Tabela 3 – Pesquisas com biorremediação em solos contaminados por PCBs
País Ano Metodologia Microrganismo Produto
pesquisado % de
biodegradação
Caract. da
degradação Ref.
EUA 1988 CG (DCE)
Acinetobacter sp. cepa P6 ,
Arthrobacter sp. cepa B1B
Aroclor 1254
17% (cepa P6) e 8%
(cepa B1B) A
Kohler et al, 1988
EUA 1995 CG (DCE) Phanerochaete
chrysosporium
(fungo)
Aroclor 1242, 1254
e 1260
60,9%(1° Aroclor), 30,5%
(2°Aroclor) e 17,6%
(3°Aroclor)
A Yadav et al, 1995
Alemanha 1996 CG (EM) Alcaligenes sp.
JB1 (biosurfactante)
Aroclor 1242,
mistura de PCB
24% (mistura de PCB 2B)
A Commandeur et al, 1996
EUA 1996 CG (DCE)
Evidência
Aroclor 1242,
1254 e 1260
20% a 28% (3°Aroclor)
AN Bedard e May,1996
Alemanha 1997 CG Peudomonas
cepacia Aroclor 1242
acima de 100%
moléculas com 3CLs
A Fiebig et al, 1997
38
Região do Ártico (Canadá)
1997 CG (EM) Microrganismos
do solo Aroclor 1221
35% a 67% AN Mohn et al, 1997
EUA 1998 CG (DCE)
Pseudomonas putida
e Ralstonia eutropha
Aroclor 1242 e 1248
18% e 75%, respectivamente
A Layton et al, 1998
EUA 1999 CG (DCE)
Comamonas testosteroni e Rhodococcus
erythreus
congêneres de PCB
70% a 85% A Maltseva
et al, 1999
EUA 1999 CG (DCE)
Primers que aceleram
degradação - 26-BB
Aroclor 1260
18% a 26% A Wu et al,
1999
EUA 1999 CG (DCE)
Compostos aromáticos como
primers para degradar PCB
Aroclor 1260
>10% A Deweerd e Bedard,
1999
França 2005 CG (DCE) Reatores PCB 35% a 45% A e AN
Patureau
e Trably,
2005
EUA 2006 CG (DCE) Burkholderia
xenovorans cepa
LB400
Aroclor 1242
32% AN Rodrigues et al, 2006
Reública Tcheca
2006 CG (DCE) Burkholderia
xenovorans LB400
análogos de Aroclor
1260 40% a 59% A
Leigh et al, 2006
EUA 2006 CG (EM)
Thauera-like
Betaproteobacteria,
Geobacterlike
Deltaproteobacteria,
Pseudomona,
Clostridiales,
Bacteroidetes,
Dehalococcoides
Aroclor
1260 76% AN
Bedard et
al, 2006
Croácia 2007 CG (EM) Rhodococcus erythropolis
PCB 50 e Aroclor 1248
56 a 60 % A Petric et al, 2007
Canadá 2007 CG (EM) Hydrogenophaga
sp. IA3-A Aroclor 1232
A 5°C de 34% a 100% A 30°C de
18% a 100%
A Lambo e
Patel, 2007
Nigéria 2008 CG (DCE)
Espécies de Enterobacter, Ralstonia e
Pseudomonas
Ascarel e Aroclor 1221
51% a 71%, respectivamente
A e AN Adebusoye et al,
2007
Itália 2009 CG (DCE)
P.chrysogenum, S.apiospermum, P. digitatum e F.
solani
Aroclor 1260
24% a 72% A Tigini et al, 2009
Alemanha 2010 CG (DCE) Cepas de
Bacillus Mistura de
PCB Acima de
91% A
Abdughafurovich et al, 2010
China 2011 CG (DCE)
Chloroflexi sp. PCB 31,4% a 78,4%
AN Tu et al,
2011
Fonte: Elaborado pelo autor Legenda: A= aeróbica AN=anaeróbica DCE= detector por captura de elétrons DIC = detector de ionização de chama EM= espectrometria de massa
39
CG= cromatografia gasosa
De acordo com a Tabela 3, foi elaborado um gráfico circular (Gráfico 3), sendo
liderados principalmente por países desenvolvidos.
Gráfico 3 – Pesquisas sobre biorremediação em solo contaminado com PCBs realizadas no mundo.
Fonte: Elaborado pelo autor.
Os EUA foram os grandes produtores de PCB no mundo, no qual a empresa
Monsanto Chemical produziu entre 1929 a 1975 com o nome de Aroclor (CETESB,
1991). Estes foram identificados por quatro números, sendo que os dois primeiros
números indicam o número de átomos de carbono do anel bifenila e os outros dois
números indicam a porcentagem em peso do cloro, quanto maior a porcentagem do
cloro maior o número de átomos de cloro na molécula (CETESB, 1991), por
exemplo, Aroclor 1254 contém 12 átomos de carbono e possui 54% de cloro
(ATSDR, 2000).
A necessidade de desenvolverem técnicas mais sustentáveis e menos
onerosas para remediação de áreas contaminadas por PCBs é premente neste país,
uma vez que iniciaram suas atividades industriais precocemente e assim tem maior
probabilidade de áreas contaminadas. Outros países como Alemanha, Inglaterra,
França, Japão e Itália, que também foram os grandes produtores de PCBs no mundo
no passado (CETESB, 1991) enfrentam a mesma situação que os EUA.
40
As PCBs voláteis e solúveis são transportadas mais facilmente, e com o
auxílio de fenômenos naturais como corredeiras, erosão, precipitação e ventos,
fizeram com que estes poluentes fossem encontrados onde jamais foram produzidos
ou utilizados (CETESB, 1991), isto explica os resultados obtidos na região do Ártico.
De forma geral, os microrganismos envolvidos foram diversificados, não
houve uma predominância de um determinado microrganismo e/ou gênero. Estudos
feitos com degradadores de PCBs isolados também possuem uma variedade de
micro-organismos dos gêneros Pseudomonas, Alcaligenes, Achrobacter,
Burkholderia, Comamonas, Ralstonia, Sphingomonas, Acinetobacter, Rhodococcus,
Corynebacterium e Bacillus (FURUKAWA, 2006).
Um dos trabalhos realizados em campo foi de La Belle e Hadley (1994) foi
utilizado solo contaminado com um fluido (mistura de 26,5% de bifenil e 73,5% de
éter difenil) em uma estação de geração de energia solar. Neste trabalho foi
realizado teste com adição de bactérias e com bactérias nativas, em que as taxas
para degradação do bifenil foi maior do que do éter difenil. A taxa de degradação
chegou a cerca de 75 a 80%, tanto em solo com adição e sem adição de bactéria,
sendo que com adição de bactéria houve preferência pela bifenil e o solo sem adição
de bactéria teve degradação de ambos os compostos.
Segundo Gabriel (1991) para se ter uma base para tomada de decisão e
minimizar tempo e dinheiro, deve-se seguir uma sequência de etapas a seguir:
1- Compreensão dos seguintes fatores do local a ser remediado:
a) Natureza, distribuição e concentração dos contaminantes
b) Condições do local como clima, características do solo, microbiologia do
solo;
c) Questões regulatórias federais que irão reger as atividades do local
d) Seguir metas da remediação estabelecidas;
e-) Conhecimento do potencial químico e vias bioquímicas, para avaliar o
risco e/ou identificação de produtos de degradação problemáticos.
2- Além da consulta da base de dados, acessar também dados externos para
consulta de remediações anteriores.
3- Verificar a possiblidade de integração da biorremediação com outras
tecnologias de remediação.
4- Uma vez assumido a biorremediação como uma tecnologia viável, deve-se
planejar e conduzir estudos em escala de bancada e piloto. Desta forma,
41
serão adquiridos informações de base para dar prosseguimento ao
processo de remediação, como fatores limitantes, nutrientes necessários e
bioaumento microbiano do local. Os estudo em escala piloto permitirá uma
simulação do processo de biorremediação.
5- Se os resultados da etapa 4 concluir que a biorrremediação é eficaz e
economicamente viável, será executado em escala de campo. Deve-se
preparar um plano de contingência em caso de falha ou erro do sistema.
A tendência mundial é o fomento de tecnologias inovadoras e sustentáveis,
com geração de menos impactos ambientais, com grande aceitação do público e
com menores custos.
5.2 Custos das tecnologias
A problemática de solos contaminados se tornou uma importante questão
ambiental global. Em todos os continentes há um crescimento do mercado
ambiental, impulsionados pelos impactos ambientais crescentes associados com o
crescimento econômico.
No estudo feito por Singh et al (2009) mostrou que o mercado internacional do
setor do meio ambiente movimenta em torno de US$30 – 35 bilhões de dólares por
ano, incluindo serviços de tratamento de água, resíduos e remediação, sendo que as
tecnologias de biorremediação têm investimentos de US$1,5 bilhões por ano, e a
demanda por esta tecnologia vem crescendo rapidamente. Na Tabela 4 a seguir
mostra o estudo do mercado ambiental mundial, com os valores que movimentam o
mercado ambiental ao ano, as áreas contaminadas estimadas e investimentos na
área ambiental para os próximos anos.
42
Tabela 4 - Mercado do setor ambiental global
Local Mercado ambiental Estimativa de áreas
contaminadas
Investimento para
setor ambiental
EUA US$12 bilhões 500.000 US$100 bilhões
Canadá US$ 20 bilhões 30.000 US$3,5 bilhões
Europa
Ocidental
US$227 bilhões 600.000 US$68 bilhões
Austrália e
Nova Zelândia
US$13 bilhões - -
Japão US$113 bilhões 500.000 US$3 bilhões
Sudeste
asiático
US$27 bilhões - -
América latina US$15 bilhões - -
África sub-
saariana - -
US$80-100 bilhões
Fonte: Elaborado pelo autor com dados de Singh et al (2009).
Diante dos dados apresentados observa-se que os investimentos para
pesquisas na remediação ambiental é crucial e premente no mundo inteiro. Sua
importância se deve não apenas a atender a legislação ambiental mas também
garantir a preservação do meio ambiente e qualidade de vida na sociedade. Para
tanto é necessário traçar um bom planejamento na tomada de decisão da escolha de
uma tecnologia adequada, principalmente visando os custos da implantação da
tecnologia.
Um dos únicos trabalhos a descrever os custos de todas as tecnologias
utilizadas para remedição em solo contaminado com PCBs foi de EPA (1993).
Porém o custo da tecnologia de biorremediação não foi apresentado devido a dados
limitados. Já no trabalho de EPA (2000) baseado em estudos de caso, foi constatada
a realização de apenas um estudo de caso in situ por biorremediação. Foi observado
43
também que em projetos onde PCB não era detectado o custo da remediação era
menos oneroso.
Os dados não tiveram uma verificação independente e não servem como
previsão de custo de futuras aplicações, pois depende de fatores específicos do
local.
Segue abaixo Tabela 5 das tecnologias utilizadas para remediação de solos
contaminados com PCB e seus respectivos custos.
Tabela 5 - Comparativo de custos para tratamento de áreas contaminadas com PCBs
Tecnologia Local Custo
(USD/tonelada) Referência
Incineração Ex situ 280-1000/ton
EPA, 1993
Dessorção térmica Ex situ 90-380/ton
Desalogenação química Ex situ 225-580/ton
Extração de solvente Ex situ 110-540/ton
Lavagem de solo Ex situ 60-230/ton
Solidificação Ex situ 50/310/ton
Vitrificação In situ 100-1000/ton
Biorremediação Ex situ 78,40/ton
EPA, 2000
Dessorção térmica Ex situ 162-548/ton
Fonte: Elaborado pelo autor.
No trabalho de Juwarkar et al (2010) foi demonstrado um resumo de custos
dos tratamentos biológicos, químicos, físicos, solidificação e térmicos, como segue
no Quadro 2 :
44
Quadro 2 – Custos de diferentes tratamentos de remediação
Tratamento Custo estimado (USD/tonelada)
Biológico 7-255
Químico 18-900
Físico 30-255
Solidificação/estabilização 25-256
Térmico 45-1125
Fonte: Adaptado pelo autor com dados de Juwarkar et al (2010).
Nos trabalhos de Sharma (2012), Singh et al (2009), também sugeriram que a
biorremediação possui baixo custo, porém ainda não houve nenhuma comprovação
quantitativa deste fato.
Não é preciso apenas dar importância na necessidade de melhorar na
eficiência do uso de recursos financeiros, mas também minimizar os impactos
ambientais, redução de efeito estufa e gerar energia limpa.
5.3 Sustentabilidade na remediação ambiental
A expansão de indústrias de diversos setores no século XX resultou na
geração de uma gama de produtos químicos no mundo, obtendo uma estimativa
de18 milhões de espécies moleculares de compostos orgânicos artificiais ou naturais
presentes na biosfera, dos quais 40 mil são predominantes em nossas vidas diárias
(HOU et al, 2003).
O principal desafio para tomada de decisão em projetos de remediação de
grandes áreas contaminadas é encontrar soluções sustentáveis (KIKER et al, 2005),
com o principal foco na ações mitigatórias para reduzir o risco para a saúde humana,
ao meio ambiente e fauna (SINGH et al, 2009). Há diversas ferramentas que
auxiliam na tomada de decisão, como o sistema de apoio a decisão (SAD) e análise
de decisão multicritério (MCDA), mostrados nos trabalhos de Agostini et al (2009) e
Kiker et al (2005). Porém as autoridades ambientais buscam cada vez mais métodos
como a avaliação de ciclo de vida para determinar estratégias de gestão para locais
contaminados (LEMMING et al, 2012).
A indústria de remediação tem voltado a atenção para a incorporação de
princípios e práticas da sustentabilidade em suas atividades (WARNER;HADLEY,
45
2012). A definição de remediação sustentável é a implementação de projetos de
remediação na busca do equilíbrio entre as variáveis econômica, social e ambiental
(SURF, 2013).
Segundo Favara et al (2011) há duas técnicas para avaliar a sustentabilidade
das tecnologias de remediação: estudo do ciclo de vida e pegada ecológica, que
auxiliam na identificação de pontos fracos e fortes para que fomente melhorias na
tecnologia. Estas ferramentas são importantes para o processo da tomada de
decisão e podem ajudar na identificação de diferentes combinações de tecnologias
de remediação, materiais, tempo e uso de energia que poderia produzir resultados
mais sustentáveis.
A avaliação é um método padronizado pela ISO e amplamente aceita para
identificar e quantificar impactos em todo o ciclo de vida de produtos e também de
serviços como a implementação de projetos de remediação (FISHER, 2012).
No trabalho de Busset et al (2012) foi comparado a avaliação do ciclo de vida
da incineração e biorremediação em solo contaminado com PCB, como forma de
avaliar os impactos causados por estas tecnologias. Verificou-se que a incineração
gerou mais impactos do que a biorremediação, principalmente em relação a fatores
como redução de recursos abióticos e aquecimento global.
Muitos trabalhos sugerem que incineradores alcançaram eficiência mais baixa
do que tecnologias não-combustíveis. Além de muitos incineradores queimarem
POPs e formarem novos poluentes tóxicos no meio ambiente, contaminando o ar,
solo, vegetação, fauna e seres humanos (GREENPEACE, 1998). Podem ser
gerados também resíduos que muitas vezes somam uma quantia maior do que dos
produtos tratados.
46
6 DISCUSSÃO
6.1 Tomada de decisão na aplicação da tecnologia
A escolha da tecnologia para remediação deve considerar os fatores
ambientais, sociais e econômicos envolvidos para sua implantação. Conforme
mencionado anteriormente há diversas ferramentas que auxiliam na tomada de
decisão. As árvores de decisão estatísticas também são ferramentas úteis para
remediação de solos contaminados, nestes modelos estatísticos permitem uma
projeção de custos de forma mais detalhada (OKX; STEIN, 2000b). Porém a
abordagem na tomada de decisão das autoridades ambientais buscam cada vez
mais contextos de desenvolvimento sustentável como o método da avaliação de
ciclo de vida para determinar estratégias de gestão para locais contaminados
(LEMMING et al, 2012). A melhor metodologia para tomada de decisão foi a
chamada REC, no qual considera os índices de risco humano, ambiental e custos
simultaneamente, otimizando a tecnologia adequada do projeto em questão
(DRUNEN et al, 2005).
A maioria das tecnologias para remediação de solos contaminados por PCBs
apresentam métodos nocivos ao meio ambiente, à população e possuem elevados
custos. A incineração, por exemplo, como é realizada ex situ possui uma
possibilidade maior de contaminar outras áreas, sendo dissipadas pelo ar ou pelo
solo devido a execução de escavação do solo e transporte de um local para outro, o
que torna o processo oneroso. Além do impacto pelo consumo de energia, que
encarece ainda mais o processo, sendo o principal impacto ambiental (LEMMING, et
al, 2013), este consumo é mais intenso nas fases de instalação e operação dos
equipamentos necessários para a montagem deste procedimento (FISHER, 2012).
Destarte a popularidade da biorremediação está aumentando pelo fato desta
tecnologia consumir menos energia e utilizar poucos recursos, sendo menos
onerosa e mais sustentável (BECKER; SEAGREN, 2010), este fato reflete nas várias
pesquisas em biorremediação realizadas em diversos países.
47
6.2 Biorremediação no Brasil
No Brasil há muitos trabalhos relacionados com a molécula de PCB em
pesquisas envolvendo outras áreas, algumas pesquisas por exemplo foram
realizadas com alimentos contaminados por este poluente, ou estão relacionados
com outros métodos para remediação de PCBs. No trabalho de Bogusz Junior
(2004) foi relatada a contaminação de carnes por diferentes congêneres de PCBs na
região do Rio Grande do Sul, já no trabalho de Santos (2005) foram analisados
queijos contaminados por PCBs na cidade de Santa Maria. Para avaliar o nível de
contaminação nas áreas ribeirinhas o autor Penteado (2000) analisou peixes como
bioindicadores do rio Paraíba do Sul contaminados por PCBs. No trabalho de
Kowalski (2008) foi feito um estudo sobre a contaminação do leite materno com
PCBs. Já na pesquisa de Silva (2008) foram feitas comparações de métodos Soxhlet
e por fluído supercrítico com madeira e solo contaminado por PCB, já no trabalho de
Policarpo (2008) foi apresentado o tratamento de solos contaminados por PCBs
utilizando oxidação química através do reagente de Fenton.
Existem poucos trabalhos realizados com biorremediação em solos
contaminados por PCB. Verechia (2008) realizou pesquisas nesta área no Instituto
de Pesquisas Tecnológicas do Estado de São Paulo (IPT), como também pelo
Ministério do Meio Ambiente com parceria da CETESB para estudos do NIP (MMA,
2009).
6.3 Desempenho da biorremediação
A maioria dos estudos de biorremediação foi realizada em laboratório como
mostrado na Tabela 3, do qual colaboram na estimativa de custos e duração do
tratamento, identificando os fatores limitantes e uma forma de mitigar estes fatores
em campo (BALBA et al, 1998).
Para cada país a metodologia para a análise de PCB variou, pois depende do
custo e manutenção dos equipamentos que cada laboratório poderá arcar
(MOTLADIILE, 2011). Para estas análises são comumente utilizadas cromatografia
gasosa com detector de espectrometria de massa ou detector de captura de elétrons
(SILVA, 2008). Estudo de Pavoni (1990) comparou as análises com PCBs com
cromatografia gasosa com espectrometria de massa e detector de captura de
48
elétrons. No primeiro método há uma maior vantagem pela alta seletividade, com
grande eficiência para diferenciar diferentes graus de cloração. Este procedimento
se torna obrigatório em amostras limitadas que necessitam de medições precisas. Já
na cromatografia gasosa com detector de captura de elétrons são mais fáceis de
executar e são menos onerosos, indicados para um grande número de amostras.
Em Botswana também foi feito um estudo para desenvolvimento e validação
da metodologia com cromatografia gasosa para aplicar nas pesquisas feitas com
PCBs durante o projeto da NIP no país (MOTLADIILE, 2011). No Brasil dos poucos
trabalhos com análises de moléculas de PCBs, já utilizam a cromatografia gasosa
com grande eficiência (SILVA, 2008; RODRIGUEZ, 2006).
Algumas pesquisas constantes na Tabela 3 apresentaram baixa porcentagem
de biodegradação de PCBs, visto que a eficiência da biodegradação de um poluente
depende das características e propriedades do solo, tais como a estrutura do
componente, presença de espécies exóticas substituintes e da sua posição na
molécula, a solubilidade do composto e concentração do poluente, solubilidade em
água dos compostos, temperatura, pH, presença de substâncias tóxicas ou
inibidoras e substratos competidores, disponibilidade de elétrons aceptores e
interações entre microrganismos (BORJA et al, 2005), além da disponibilidade de
fonte de nitrogênio e fósforo (FRITSCHE; HOFRICHTER, 2005). O efeito da
temperatura na descloração redutiva tem um efeito significativo no crescimento de
microrganismos e na atividade catalítica das enzimas (WIEGEL; WU, 2000), como
pode ser visto no trabalho de Lambo e Patel (2007). A eficiência da biodegradação
também pode ser afetada negativamente pela toxicidade e metabólitos derivados
dos poluentes (PARNELL et al, 2006; BLASCO et al, 1997; ERB et al, 1997). O grau
de cloração dos congêneres é o principal fator que influencia o potencial de
degradação dos compostos de PCB (BORJA et al, 2005).
A baixa degradação de PCBs em muitos casos se deve pela formação de
metabólitos de PCB altamente tóxicos, que impedem a degradação completa
(PIEPER, 2005) ou onde há altas concentrações de PCB, no qual pode provocar
liquefação e degradação da membrana celular e consequente morte celular
(OHTSUBO et al, 2004). Os fatores ambientais variáveis do local, como tipo,
profundidade e microrganismos do solo, pH, temperatura, disponibilidade de
oxigênio, potencial redox, conteúdo da mistura e biodisponibilidade de substrato
(BALBA et al, 1998), substratos primários, nutrientes, biodisponibilidade do
49
contaminante (BECKER;SEAGREN, 2010) são os grandes empecilhos para a
degradação dos poluentes.
Para acelerar a biodegradação de PCBs em solos contaminados por longo
período, é necessário criar condições adequadas para ativar a microbiota
degradadora de PCBs, seja pela inoculação de microrganismos nativos obtidos no
enriquecimento de cultura ou cepas geneticamente modificadas (VASILYEVA;
STRIJAKOVA, 2007). Este fato reflete na maioria das pesquisas, os quais utilizam
organismos geneticamente modificados (OGMs). O uso de consórcio de bactérias
também aumenta na taxa de degradação, uma vez que ocorre ataque metabólico do
composto orgânico por um conjunto de bactérias (BORJA et al, 2005). A solubilidade
e a biodisponibilidade de PCBs em solos e sedimentos podem aumentar com o
auxílio de biosurfactantes (VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007), podendo aumentar as
taxas de degradação.
A maioria dos estudos foram realizados com bactérias aeróbicas, isto se deve
a um interesse maior por estas bactérias, uma vez que sob condições aeróbicas
ocorre a mineralização completa das PCBs (VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007), ao
contrário, quando estão sob condições anaeróbicas, há apenas uma degradação
parcial, porém auxiliam na formação de compostos menos tóxicos para o meio
ambiente (WIEGEL; WU, 2000) e reduzem o potencial carcinogênico, toxicidade e
exposição (ABRAMOWICZ, 1995). Apesar da biorremediação aeróbica ter
resultados mais eficientes, há grandes dificuldades para manter a biodisponibilidade
do PCB e de se manter concentrações de oxigênio suficientes para os organismos
aeróbicos (MIKSZEWSKI, 2004). Em condições aeróbicas, congêneres pouco
clorados são mais eficazmente biodegradados e parcialmente volatilizados,
enquanto os mais clorados são mais adsorvidos e são menos móveis (VASILYEVA;
STRIJAKOVA, 2007). A maioria dos congêneres de PCBs são degradados por co-
metabolismo e a descloração redutiva de PCBs em ambiente natural é geralmente
baixo (VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007).
Sob condições anaeróbicas, para acelerar a descloração redutiva não é
suficiente apenas a bioaumentação, é necessária a inserção de grânulos (densos
consórcios microbianos) anaeróbicos juntamente com fontes de carbono para que
haja um resultado eficiente, como descrito nos trabalhos de Natarajan et al (1998,
1997, 1996).
50
No projeto de Mikszewski (2004) se testou a biodegradação aeróbica e
anaeróbica, sem resultados positivos, devido a fatores como tempo de experimento,
limitação biodisponibilidade do PCB, ausência de bioestimulação dos
microrganismos do local.
Apesar dos resultados com OGMs serem positivos, o seu uso na
biorremediação ainda não são considerados a solução completa, visto que é
necessário e premente mais investimentos nessas pesquisas para o conhecimento
mais apurado sobre os impactos ambientais, a sobrevivência, reprodução, interação
com outros organismos no ambiente (GAYLARDE et al, 2005), pois não se tem
nenhum conhecimento a cerca dos seus efeitos sobre o meio ambiente. Outro
empecilho é a restrinção legislativa da aplicação de OGMs em muitos países
desenvolvidos, como nos EUA, que possuem apenas uma cepa e um gene
bioluminescente aprovados para uso na biorremediação (ANG et al, 2005).
Um dos únicos estudos em ambiente natural foi feito por Yadav et al (1995),
com a descoberta do fungo Phanerochaete chrysosporium na degradação de
Aroclor 1242, 1254 e 1260. Estudos escassos de microrganismos em ambiente
natural se devem à baixa acessibilidade de PCB para a microbiota, resultante de sua
baixa solubilidade e alta hidrofobicidade além da lentidão de transferência de
moléculas de PCB em ambiente natural (VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007).
No estudo de Kohler et al (1988) foi relatado que bactérias em crescimento no
meio contaminado por PCBs realizam uma degradação mais eficiente e mais alta,
isto devido aos genes responsáveis pela síntese de enzimas degradadoras de PCB,
em que geralmente se expressam durante o crescimento da célula na presença de
PCB (VASILYEVA; STRIJAKOVA, 2007). Isto se deve à bifenila, que serve como um
indutor das enzimas degradadoras de muitos microrganismos (BORJA et al, 2005),
como pode ser observado no trabalho de Focht e Brunner (1985).
6.4 Atributos e falhas da biorremediação
Com os avanços dos estudos do NIP do Brasil e pesquisas que estão sendo
realizadas no IPT (LINHARES et al, 2013), é esperado o aprofundamento nas
pesquisas de biorremediação, um vez que há um grande potencial desta tecnologia
e o Brasil apresenta uma vasta diversidade microbiana. Também serão necessárias
adequações na legislação brasileira para o uso da biotecnologia em solos
51
contaminados por PCBs. Com isto poderemos desenvolver tecnologias patenteadas
baseadas em microrganismos degradadores de PCBs inéditos e a possível
transferência destas tecnologias para outros países.
Muitos estudos comprovaram a grande potencialidade de microrganismos
degradadores de PCBs, amenizando a toxicidade e tornando-os menos prejudiciais
ao meio ambiente, porém devemos considerar que grande parte destas pesquisas
foram realizadas em laboratório sob condições ideais. Já sob condições naturais os
resultados são baixos, devido a diversos fatores ambientais, físicos, químicos e
biológicos. É necessário realizar pesquisas para descobrir como é feita a
sincronização das interações dos mecanismos envolvidos durante a biorremediação.
A remediação biológica, por exemplo, só é possível de ser aplicada se a
concentração do contaminante ficar abaixo do nível de toxicidade (para micro-
organismo) de 200 mg/kg de peso seco (NAVIA et al, 2002).
No trabalho de La Belle e Hadley (1994), na realidade houve uma construção
de uma pequena área como teste. Não houve a pesquisa detalhada em aspectos
como monitoramento e impactos ambientais. Os autores apenas comprovaram uma
degradação dos poluentes.
Apesar dos trabalhos de biorremediação apresentarem custos estimados
baixos, ainda não foi realizado um estudo que comprove os custos efetivos em um
cenário real. Na análise de estudos de caso foi mostrado que estratégias mais
baratas nem sempre possuem custos mais baixos e maior eficácia (OKX; STEIN,
2000b). As tecnologias inovadoras potencialmente possuem maiores custos do que
as tradicionais, porém estes compensam os benefícios a longo prazo (ELLIS;
HADLEY, 2009).
A sustentabilidade é uma grande aliada da biorremediação, uma vez que há
uma grande aceitação da sociedade e por apresentar baixos impactos ao meio
ambiente e à população. Com a finalidade de fomentar conceitos sustentáveis para
processos de remediação foi criada uma organização chamada SURF(Sustainable
Remediation Forum) nos EUA (ELLIS;HADLEY, 2009). Em outros países
desenvolvidos há organizações sem fins lucrativos que possuem a mesma finalidade
do SURF, incentivando e promovendo práticas sustentáveis para as tecnologias de
remediação. Apesar de nenhum país possuir uma legislação específica sobre a
implementação de tecnologias sustentáveis, há planos de ação que estimulam esta
prática. Estudos do SURF mostraram que há uma tendência de que as tecnologias
52
tradicionais serão substituídas por tecnologias sustentáveis ao longo de dez anos e
os conceitos sustentáveis serão desenvolvidos em projetos de remediação.
Para tanto, é necessário realizar uma avaliação ambiental mais completa e
ampla, considerando os seguintes impactos ambientais: energia gasta durante o
tratamento (transporte e uso de máquinas); utilização dos recursos naturais (água,
combustíveis fósseis); uso do solo (in situ ou ex situ); emissão de poluição e
exposição humana (poluentes tóxicos emitidos durante o tratamento, barulho
decorrente pelas ações do processo de remediação) (SUER et al, 2009), desta
forma será possível identificar quais tecnologias devem ser evitadas ou pontos a
serem melhorados.
As cinco principais causas da falha de um projeto de remediação são: 1
tecnologia complexa, o que torna difícil estimar os custos em projetos de longo-
prazo; 2 custo ambíguo, os custos dos projetos de remediação muitas vezes são
planejados apenas a curto prazo e nem sempre possuem dados suficientes para
realizar um orçamento adequado. É preciso um estudo mais rigoroso para estimar os
custos; 3 projeto mal gerenciado, quando não há um detalhamento do objetivo do
projeto; 4 deficiência de gerenciamento do projeto, quando há falta de mão-de-obra
especializada; processo político e credibilidade, a legislação e a confiabilidade de
determinado órgão ou empresa que irá gerenciar o projeto pode afetar a processo de
remediação; 5 histórico organizacional, quando um quadro de funcionários se
mantém ao longo do projeto a eficiência se consolida (GREENBERG et al, 2007). A
tecnologia da biorremediação já apresenta pelo menos duas dessas causas,
tecnologia complexa e custos ambíguos. Seria necessário estudos mais apurados
em relação a aplicação em um cenário real e os custos para a implantação desta
tecnologia ainda não são conhecidos.
Há pesquisas para que a biorremediação seja uma tecnologia consolidada no
mercado de remediação, feito por Beck et al (1997). Neste trabalho criou-se um
sistema integrado com quatro unidades operacionais: (1) lavagem do solo com
surfactante; (2) biodegradação aeróbica de PCBs; (3) separação líquido-sólido e (4)
descloração anaeróbica de PCBs. O resultado desta pesquisa mostrou que a
combinação das quatro unidades operacionais é mais eficaz do que uma unidade
sozinha.
53
7 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
A seleção da tecnologia para remediação da área contaminada sempre foi
baseada apenas na resolução de impactos ambientais por cumprimento da
legislação, porém as atuais preocupações vão além desses objetivos. Neste trabalho
apontou-se que a escolha por determinada tecnologia deve considerar a
sustentabilidade, e neste requisito a implementação de estratégias de
biorremediação superou outras tecnologias, aumentando um interesse pela sua
aplicação. Porém, esta não pode ser vista como uma tecnologia única de
remediação de um determinado local, uma vez que a integração de tecnologias é
mais eficiente, especialmente para remediações de POPs. Recomenda-se, portanto
que a sua implantação seja em combinação com outras tecnologias. As pesquisas
futuras tendem a se concentrar na aplicação de combinações das tecnologias
existentes para potencializar o efeito de remediação, considerando os fatores
econômicos e ambientais em um contexto de desenvolvimento sustentável.
Uma ferramenta útil e de grande valia para tomada de decisão dentro deste
cenário é a avaliação do ciclo de vida, que avalia e estima os impactos ambientais
das tecnologias. Desta forma será possível o incentivo do uso de estratégias que
intensificam os benefícios ambientais da remediação.
Apesar da remediação de solos contaminados por PCBs serem feitos por
métodos onerosos, principalmente por incineração e dessorção térmica, o uso ainda
é recomendado devido à sua eficácia. O foco principal de uma remediação é a
eliminação do poluente, e métodos mais tradicionais acabam sendo a opção, uma
vez que o tempo é levado em consideração. Neste aspecto a biorremediação possui
desvantagens a frente as outras tecnologias, por ser uma tecnologia complexa e
lenta. Estas características dificultam a concretização desta tecnologia, uma vez que
podem apresentar falhas e consequentemente o possível fracasso do projeto de
remediação.
Neste trabalho verificou-se uma lacuna entre o potencial de biodegradação da
tecnologia de biorremediação de PCBs em solos contaminados e a otimização de
sua implementação. Sugerem-se pesquisas focadas em desenvolver principalmente
a sincronização da função de degradação dos microrganismos com os fatores
ambientais do solo em escala de campo e comprovação da vantagem econômica da
biorremediação. Em tal estudo quantitativo, a ser desenvolvido, deverão ser
54
incluídos valores de mão-de-obra qualificada, equipamentos que serão utilizados,
quantidades de nutrientes necessários e infraestrutura para a implantação desta
tecnologia.
55
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