Modelação matemática como ferramenta para avaliar o efeito de diferentes aceitadores de eletrões e co-substratos na biorremediação de solos contaminados por hidrocarbonetos

Escola de Engenharia Sara Filipa Fernandes Campos Modelação matemática como ferramenta para avaliar o efeito de diferentes aceitadores de eletrões na biorremediação de solos contaminados por hidrocarbonetos outubro de 2019 Universidade do Minho Universidade do Minho Escola de Engenharia Sara Filipa Fernandes Campos Modelação matemática como ferramenta para avaliar o efeito de diferentes aceitadores de eletrões e cosubstratos na biorremediação de solos contaminados por hidrocarbonetos Dissertação de Mestrado Mestrado em Gestão Ambiental Trabalho efetuado sob a orientação do(a) Doutor Gilberto Jorge da Silva Martins Doutora Ana Júlia Viana Cavaleiro outubro de 2019 ii DIREITOS DE AUTOR E CONDIÇÕES DE UTILIZAÇÃO DO TRABALHO POR TERCEIROS Este é um trabalho académico que pode ser utilizado por terceiros desde que respeitadas as regras e boas práticas internacionalmente aceites, no que concerne aos direitos de autor e direitos conexos. Assim, o presente trabalho pode ser utilizado nos termos previstos na licença abaixo indicada. Caso o utilizador necessite de permissão para poder fazer um uso do trabalho em condições não previstas no licenciamento indicado, deverá contactar o autor, através do RepositóriUM da Universidade do Minho. https://creativecommons.org/licenses/by/4.0/ iii Agradecimentos A presente dissertação representa o terminar de mais um ciclo na minha vida, assim como o cumprir de um dos objetivos a que me tinha proposto. É chegada a altura de refletir sobre toda a viagem académica que tive oportunidade de experienciar, e de agradecer a todas as pessoas que contribuíram para a concretização deste trabalho. Ao Doutor Gilberto Martins, pela oportunidade de orientação, pela forma incansável e paciente com que lidou comigo ao longo destes meses de trabalho, pela partilha de todo o conhecimento científico, assim como pelo seu acompanhamento crítico e oportuno. À Doutora Ana Júlia Cavaleiro, pela sua coorientação rigorosa e assertiva, por toda a disponibilidade e paciência na revisão deste trabalho. Ao grupo BRIDGE, pela oportunidade, e possibilidade de realização do trabalho experimental no Laboratório de Biotecnologia Ambiental. À Salomé pela ajuda no lançamento dos ensaios batch, assim como pelo acompanhamento no trabalho de laboratório. Aos meus pais, pelo esforço imensurável ao longo dos últimos anos. Em especial à minha mãe, pelo apoio emocional, pela motivação e ajuda permanente, por me fazer acreditar que, apesar das adversidades presentes na vida, com esforço e determinação, conseguimos concretizar os nossos objetivos. Aos meus irmãos Alexandre e Mariana, pelo suporte emocional e toda a compreensão. Aos meus amigos de infância, pela amizade, e por todos os momentos e aventuras que me proporcionaram nesta fase. Aos amigos que a universidade me proporcionou conhecer, pela forma como desvalorizaram as minhas inseguranças e me incentivaram a concluir esta etapa, pela paciência que tiveram comigo, assim como por todos os momentos boémios que me permitiram vivenciar. A toda a minha família, aos meus educadores, professores e colegas de trabalho, deixo também o meu agradecimento, por toda a generosidade e partilha pessoal, promovendo o meu desenvolvimento intelectual e emocional. iv A todos um sincero, obrigada! Este trabalho foi financiado por fundos nacionais através da FCT – Fundação para a Ciência e a Tecnologia, I.P., no âmbito dos projetos MORE (PTDC/AAG-TEC/3500/2014; POCI-01-0145-FEDER016575), do financiamento estratégico UID/BIO/04469 e COMPETE 2020 (POCI-01-0145-FEDER006684) e BioTecNorte (NORTE-01-0145-FEDER-000004) financiado pelo Fundo Europeu de Desenvolvimento Regional no âmbito de Norte2020 - Programa Operacional Regional do Norte. v Declaração de Integridade Declaro ter atuado com integridade na elaboração do presente trabalho académico e confirmo que não recorri à prática de plágio nem a qualquer forma de utilização indevida ou falsificação de informações ou resultados em nenhuma das etapas conducente à sua elaboração. Mais declaro que conheço e que respeitei o Código de Conduta Ética da Universidade do Minho. vi Resumo - Modelação matemática como ferramenta para avaliar o efeito de diferentes aceitadores de eletrões e co-substratos na biorremediação de solos contaminados por hidrocarbonetos A biorremediação in situ de solos contaminados por hidrocarbonetos surge como uma técnica que promove a degradação dos poluentes através da bioestimulação da atividade dos sistemas biológicos existentes no local do derrame. A complexidade dos processos físicos, químicos e biológicos diretamente envolvidos na remoção e degradação dos hidrocarbonetos no solo torna extremamente difícil o controlo destes sistemas, pelo que o desenvolvimento de modelos matemáticos poderá auxiliar na previsão e tomada de decisão associada a estratégias de biorremediação. Neste trabalho pretendeu-se prever o efeito de diferentes aceitadores de eletrões na biorremediação de um solo contaminado com hidrocarbonetos. No desenvolvimento do modelo matemático consideraramse os processos mais relevantes para a biodegradação de hidrocarbonetos ao longo do tempo e profundidade. Realizaram-se ensaios em batch, de modo a obter dados experimentais de taxas de biodegradação de hidrocarbonetos na presença de NO3-, Fe3+ e O2 como aceitadores de eletrões, assim como de um co-substrato (acetato). As respetivas taxas de biodegradação foram incorporadas no modelo matemático, com o objetivo de prever a variação da concentração deste contaminante na coluna de solo. Simulou-se um cenário base, onde a concentração de hidrocarbonetos no solo correspondeu a 0.6 g/kg, a concentração inicial de NO3e de SO42igual a 10 mg/L, a concentração inicial de 02 dissolvido igual a 8 mg/L e de Fe3+ 66 g/kg. Partindo deste cenário e como estratégias de biorremediação, efetuaram-se 11 simulações, testando a variação da concentração de hidrocarbonetos na fase líquida e sólida, ao longo do tempo, através do aumento sequencial das concentrações de NO3-, SO42e Fe3+. Os resultados obtidos permitiram verificar que a remoção dos hidrocarbonetos ao longo do tempo ocorre maioritariamente devido aos processos físico-químicos (mecanismos de transporte e de adsorçãodessorção). A simulação de diferentes estratégias de biorremediação mostraram que quanto maior a concentração inicial do aceitador de eletrões mais eficiente é a remoção. O comportamento exibido pela presença de SO42no local contaminado foi idêntico ao verificado na presença de NO3-, sendo este último ligeiramente mais eficiente na biodegradação de hidrocarbonetos. O processo de biodegradação que envolveu Fe3+ como aceitador de eletrões apresentou maior percentagem de remoção a 2 m de profundidade, para o cenário onde a sua concentração inicial era mais elevada (66 000 g/kg). Por último, sugere-se a incorporação dos processos referentes à biodegradação de BTEX no modelo matemático por forma a abranger todas as formas possíveis de hidrocarbonetos presentes em solos contaminados. Palavras chave: Aceitadores de eletrões; Biorremediação; Hidrocarbonetos; Modelação matemática. vii Abstract – Mathematical modelling as a tool to evaluate different electron acceptors on bioremediation of hydrocarbon contaminated soil In situ bioremediation of hydrocarbon-contaminated soils emerges as a technique that promotes the degradation of pollutants through biostimulation of the biological activity at the oil spill site. The complexity of physical, chemical and biological processes directly involved in the removal and degradation of hydrocarbons in soil makes it extremely difficult to control these systems. Therefore, mathematical models may assist in the prediction and decision making associated with bioremediation strategies. This work aimed to predict the effect of different electron acceptors in the bioremediation of a hydrocarbon-contaminated soil. For the development of the mathematical model, the most relevant processes for the biodegradation of hydrocarbons over time and in the soil column were considered. Batch assays were also carried out to obtain experimental data on hydrocarbon biodegradation rates in the presence of NO3-, Fe3+ and O2 as electron acceptors, as well as with a co-substrate (acetate). The respective biodegradation rates were incorporated into the mathematical model to predict the variation of the concentration of this contaminant. A baseline scenario was simulated where the hydrocarbon concentration in the soil corresponds to 0.6 g/kg, the initial concentration of NO3and SO42equal to 10 mg/L, the initial concentration of dissolved 02 equal to 8 mg/L and Fe3+ equal to 66 g/kg. Based on this scenario and as bioremediation strategies, 11 simulations were performed for 3 remediation scenarios, testing the variation of hydrocarbons concentration in the liquid and solid phase over time by sequentially increasing NO3-, SO42and Fe3+ concentrations. The results showed that the hydrocarbon removal, over time, occurs mainly due to physicochemical processes such as transport and adsorption/desorption mechanisms. The different bioremediation strategies simulated showed that, the higher the initial electron acceptor concentration, the more efficient the removal. The behavior exhibited by the presence of SO42in the contaminated site was identical to that observed in the presence of NO3-, with the latter being slightly more efficient in biodegradation of total petroleum hydrocarbons. The biodegradation process involving Fe3+ as an electron acceptor showed a higher removal percentage at 2 meters depth for the scenario where its initial concentration was highest (66 000 g/kg). Finally, it is suggested the incorporation in a new version of the mathematical model the processes related with the BTEX biodegradation in order to cover all hydrocarbon forms commonly found in a contaminated site. Keywords: Bioremediation; Electron acceptors; Hydrocarbons; Mathematical modeling xiv TPH – Hidrocarbonetos totais de petróleo X_aero – Concentração de microrganismos aeróbios X_anae – Concentração de microrganismos anaeróbio 1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS A contaminação dos solos por hidrocarbonetos é uma problemática com várias fontes associadas, nomeadamente derrames provenientes de áreas operacionais de hidrocarbonetos, em superfície ou em profundidade, ou derrames relativos a acidentes de exploração, transporte e armazenamento. A biorremediação surge como uma técnica que promove a biodegradação localizada dos poluentes, através da atividade dos microrganismos. De forma a compreender melhor a problemática e os processos biológicos que lhe estão associados, pretendeu-se, com este estudo, desenvolver um modelo matemático que validasse estes processos. Os modelos matemáticos auxiliam na tomada de decisões e no desenvolvimento de estratégias de biorremediação, de forma a mitigar os impactes decorrentes da contaminação por hidrocarbonetos. A utilização de determinados aceitadores de eletrões constitui uma das soluções que catalisam a reação de biodegradação, que, no geral, é muito lenta devido às características físico-químicas associadas aos hidrocarbonetos tais como baixa solubilidade, elevada toxicidade e elevada volatilidade. O presente trabalho teve como objetivos: 1) desenvolvimento de um modelo matemático que integre a biodegradação aeróbia e anaeróbia dos hidrocarbonetos; 2) realização de ensaios laboratoriais para avaliar o efeito da adição de diferentes aceitadores de eletrões e de co-substratos na biodegradação de hidrocarbonetos; 3) avaliação de diferentes estratégias de biorremediação de hidrocarbonetos em solos contaminados por meio da modelação matemática. De forma a prever os efeitos de biorremediação de um local contaminado com hidrocarbonetos, desenvolveu-se um modelo matemático, de acordo com os processos biológicos mais relevantes para o caso de estudo, considerando uma coluna de solo saturada. A dissertação organiza-se num total de seis capítulos. O Capítulo I - Revisão Bibliográfica, contém uma abordagem teórica referente aos conceitos essenciais para o desenvolvimento deste trabalho, contendo quatro subcapítulos. Nestes, inicialmente é apresentada a caracterização e importância dos Solos, assim como dos Hidrocarbonetos e da sua empregabilidade no quotidiano. Em seguida expõem-se os princípios de Biorremediação como uma estratégia de mitigação dos problemas ambientais resultantes das 2 contaminações, e apresenta-se a Modelação Matemática como ferramenta para a obtenção de previsões, ainda que aproximadas, do que pode acontecer no meio ambiente quando aplicadas diferentes medidas de mitigação em estudo. O Capítulo II - Ensaios de biodegradação de hidrocarbonetos na presença de diferentes aceitadores de eletrões, pretendeu estudar no laboratório o efeito da bioestimulação das comunidades microbianas através da adição de diferentes aceitadores de eletrões (O2, NO3e do Fe3+) e na presença de um cosubstrato (acetato). Daqui obtiveram-se dados experimentais de constantes de biodegradação para cada aceitador de eletrões, e comparando esses mesmos valores com os obtidos na literatura foi possível melhorar o processo de calibração do Modelo Matemático. No Capítulo III - Desenvolvimento de um modelo matemático para a biorremediação de solos contaminados, estão presentes todos os processos estudados e inseridos no Modelo Matemático, assim como todas as variáveis e constantes associadas aos mesmos. Neste mesmo Capítulo encontram-se os resultados obtidos no programa AQUASIM, relativos ao caso de estudo formulado (cenário base), e a respetiva análise de resultados. O Capítulo IV contém as várias estratégias de biorremediação e uma breve discussão dos resultados obtidos no presente trabalho. O Capítulo V apresenta as conclusões finais assim como as perspetivas futuras propostas. 3 CAPÍTULO I – REVISÃO DA LITERATURA I.1 SOLOS O solo define-se como um sistema complexo onde vários processos ocorrem de forma dinâmica, permitindo uma interação entre fatores biológicos e físico-químicos de forma contínua (Morgan, 1995). A sua constituição apresenta três fases diferentes: uma sólida com diferentes percentagens de matéria mineral e/ou orgânica, uma fase gasosa entre as partículas sólidas comumente designados de poros, que permitem a circulação de ar e de água, e a fase líquida, representada pela água e substâncias dissolvidas encontradas nos solos (Costa, 2015). Este substrato complexo evoluiu ao longo do tempo e conforme as alterações climáticas adquiriu as características necessárias para o suporte e desenvolvimento das espécies (Mariano et al., 2016) contribuindo também para a filtração e armazenamento das reservas de água (Mateus, 2008). A formação do solo ocorre devido a vários processos de transformação do material rochoso original, ocorrendo meteorização ou erosão, por alteração físico-química e/ou biológica. O tipo de solo depende principalmente da litologia da área de fonte, do tipo e grau de meteorização e dos processos que o originaram (Costa,1999). A diferenciação que existe na mobilidade da água, no desenvolvimento dos organismos vivos, assim como nos processos de transporte e translocação dos constituintes solúveis e suspensos, permitem estabelecer uma hierarquia estrutural, designada por horizontes ao longo da coluna de solo (Dexter, 1987). A textura do solo depende da dimensão das partículas, assim como da sua mineralogia, sendo divididos em 2 grupos (Costa, 1999): • Elementos grosseiros entre [2 a 200 mm]: saibro, cascalho, pedras, calhaus e blocos. • Terra fina entre [0.002 a 2 mm]: argila, limo e areia. Cada elemento possui diferentes propriedades, conferindo assim características diferentes ao solo (Shi et al., 2009), podendo estes serem mais arejados, se apresentarem mais areia na sua constituição, ou mais férteis se prevalecerem partículas argilosas, pois estas retêm mais nutrientes, promovem a coesão do solo e a sua estrutura mineralógica permite uma maior retenção de água, representando maior taxa 4 de sucesso na produção de alimento e no desenvolvimento das populações e comunidades contribuindo para a sobrevivência das espécies (Lepsch, 2010). A agregação do solo é influenciada pelos processos de intumescimento e de encolhimento que em conjunto com a comunidade biota promovem a agregação das partículas. Estes agregados podem ser promovidos também pelos exsudatos orgânicos, assim como pelo ambiente climatérico, dependendo da quantidade de água fornecida ao local assim como das temperaturas. Os agregados por apresentarem poros mais irregulares e mais finos atrasam os processos de troca iónica e contribuem para um fluxo de água multidimensional (Dexter,1987). Assim, o rearranjo das partículas do solo e a presença de agregados individuais bem definidos, afetam a ecologia do ecossistema, podendo se correlacionar aspetos ambientais aos processos que ocorrem no solo desde que as propriedades físico-químicas, assim como a estrutura do solo estejam bem definidas (Horn et al., 1994). A contaminação do solo é definida pelo JRC 1 Reference Reports (2014) como a presença de um poluente em concentrações que levam à perda de pelo menos uma das funções do solo. A capacidade de retenção de água e nutrientes pelas partículas do solo, possui uma implicação direta na cadeia alimentar, sendo que à medida que os solos se encontram contaminados aumentam as probabilidades da fauna e flora integrarem os mesmos contaminantes na teia trófica (Ojewumi, et al., 2017), levando à bioacumulação dos mesmos nos organismos vivos, colocando em risco a sua saúde (Ujowundu et al., 2018). A contaminação é proveniente de um conjunto de fontes diversas tais como: indústrias, atividades domésticas e atividades agrícolas, contribuindo para a integração de vários poluentes, por exemplo os pesticidas e metais pesados nos diferentes solos (Chen et al., 2015). A legislação portuguesa não apresenta especificidades para os níveis de contaminação do solo, porém a APA (Agência Portuguesa do Ambiente) disponibiliza três guias técnicos (Valores de Referência; Planos de Amostragem e Monitorização do Solo; Análise de Risco e Critérios de Aceitabilidade) relativos à 1 JRC (Joint Research Centre) Reference Reports (2014) - Progress in the management of Contaminated Sites in Europe. Report EUR 26376 EN., https://esdac.jrc.ec.europa.eu/ESDB_Archive/eusoils_docs/other/EUR26376EN.pdf 5 Contaminação dos Solos, constituídos segundo as Normas de Ontário 2 e as Normas da Holanda 3 (Costa, 2015). Com o crescimento populacional e industrial, também a necessidade de explorar mais recursos energéticos aumentou, resultando numa exploração de petróleo equivalente, em 2018, de aproximadamente 98 mil barris por dia 4 . Associados às diversas áreas operacionais e de exploração deste recurso energético, assim como o transporte e armazenamento, existem acidentes que resultam na contaminação de vários ecossistemas. Os derrames podem ocorrer em superfície ou em profundidade, tornando-se numa constante preocupação ambiental a nível mundial (Lacasa et al., 2016). Este tipo de contaminação representa elevados riscos para a saúde pública e necessita de uma rápida intervenção aquando do acidente ou derrame de forma a restringir o agente contaminante ao mínimo de tempo e à menor área afetada possível, no terreno. Os motivos descritos ressalvam a importância da manutenção dos solos, e do estudo desta problemática de forma a melhorar a preservação destes locais. Várias tecnologias e métodos têm sido desenvolvidos em prol da remoção dos hidrocarbonetos, de forma a minimizar as consequências para o ambiente (Nzila, 2018). I.3 HIDROCARBONETOS O petróleo é um recurso energético não renovável, utilizado de forma global, e essencial no nosso dia-adia, para o transporte, o funcionamento das indústrias, o aquecimento dos edifícios e para a produção de produtos como plásticos, fertilizantes, detergentes, tintas ou medicamentos. 5 2 presentes no documento “Soil, Ground Water and Sediment Standards for Use Under Part XV.1 of the Environmental Protection Act, April 15th, 2011”. 3 presentes no documento “Target Values and Intervention Values for Soil Remediation, February 4th, 2000”. 4 IEA – International Energy Agency (2019) https://www.iea.org/statistics/oil/. 5 UKOG Energy for Britain (2019) https://www.ukogplc.com/page.php?pID=74 . 6 Esta mistura heterogénea de hidrocarbonetos apresenta várias frações quando submetida a altas temperaturas (≈ 450ºC) (Abdelbagi et al., 2017), e por isso, diferentes propriedades químicas e físicas, tais como: viscosidade, densidade, solubilidade e consequentemente capacidade de adsorção, tornando estas frações mais ou menos tóxicas e biodisponíveis e influenciando a biodegradação e o nível de contaminação ambiental. Nos últimos 50 anos têm se verificado várias ocorrências de derrames de petróleo. De acordo com o ITOPF (International Tanker Owners Pollution Federation) estimam-se 1 840 derrames em ambiente marinho, com quantidades iguais ou superiores a 50 barris de petróleo. Nas três últimas décadas o número de incidentes reduziu para metade assim como as quantidades de petróleo perdido devido ao derrame, sendo que entre 2010 e 2018 ocorreram 59 derrames dos 1 840 referidos (ITOPF, 2019). Os derrames de petróleo no solo resultam maioritariamente de acidentes durante o transporte rodoviário, vazamentos de tanques e oleodutos de superfície ou subterrâneos e a atividade de petroquímicos e outras indústrias. Os dados relativos a derrames de hidrocarbonetos no solo são praticamente inexistentes. Na Europa, os óleos minerais representam 22-24 % da contaminação do solo e das águas subterrâneas e representam 45 % quando considerados em conjunto com BTEX e hidrocarbonetos poliaromáticos (van Liedekerke et al., 2014). Além deste tipo de acidentes, e dos derrames de menores dimensões não registados, as refinarias também são responsáveis por contaminar o meio ambiente pois geram resíduos secundários com hidrocarbonetos (Ojewumi et al., 2017). As lamas residuais, a água de produção resultante da extração de petróleo, assim como matéria residual dos tanques de armazenamento são alguns dos exemplos que carecem de tratamentos prévios antes da sua eliminação. Estes tratamentos são, muitas das vezes, pouco eficazes e com elevados custos (Das et al., 2007). Os hidrocarbonetos são compostos orgânicos constituídos por átomos de carbono e hidrogénio. A sua classificação é atribuída de acordo com a proporção de átomos de hidrogénio para átomos de carbono (Olah et al., 2003). Os hidrocarbonetos distinguem-se como alifáticos e aromáticos dependendo do tipo de ligações C—C que apresentam. Os hidrocarbonetos alifáticos de cadeia aberta estabelecem ligações covalentes simples (alcanos, Figura I.1a), ligações covalentes duplas (alcenos) e ligações covalentes 7 triplas (alcinos). Os cicloalcanos ou cicloalcenos (Figura I.1b) fazem parte dos hidrocarbonetos alifáticos cíclicos (Olah et al.,2003). (b) (c) Figura I.1 Estrutura molecular de um alcano, (hexadecano) (a) 6 , de um cicloalcano (ciclopropano) (b) 7 e de um aromático (benzeno) (c) 8 . Os hidrocarbonetos aromáticos (Figura I.1c) distinguem-se, de acordo com o nome, pela presença de pelo menos um anel aromático. A sua estrutura molecular possui ligações simples e duplas intercaladas, conferindo o efeito de ressonância às ligações do tipo π nos aromáticos (Olah et al.,2003). Os hidrocarbonetos alifáticos de cadeia linear possuem formulas químicas gerais, sendo: - CnH2n+2 para os alcanos; 6 Retirado do National Center for Biotechnology Information https://pubchem.ncbi.nlm.nih.gov/compound/11006#section=3D-Conformer 7 Retirado do National Center for Biotechnology Information https://pubchem.ncbi.nlm.nih.gov/compound/6351#section=3D-Conformer 8 Retirado do National Center for Biotechnology Information https://pubchem.ncbi.nlm.nih.gov/compound/241#section=3D-Conformer. (a) 8 - CnH2n para os alcenos; - CnHn-2 para os alcinos. Da mesma forma que as fórmulas químicas dos hidrocarbonetos são variáveis, também as suas propriedades o são, apresentando diferentes massas molares, densidades, pontos de ebulição e afinidades do composto adsorver ao solo ou aos microrganismos. Os hidrocarbonetos apresentam propriedades varáveis, como o estado físico. Se a sua constituição química apresentar até quatro átomos de carbono, estes encontram-se no estado gasoso à temperatura de 20 ºC 9 . Entre cinco a dezassete átomos de carbono, e à mesma temperatura, os hidrocarbonetos apresentam-se no estado líquido, cadeias a partir de dezoito átomos e num ambiente a 20 ºC encontram-se no estado sólido. Com o aumento da cadeia, aumentam o número de interações entre as moléculas e por isso também os pontos de ebulição e fusão aumentam (Bruice, 2004). A maioria dos hidrocarbonetos são hidrofóbicos, sendo que os compostos aromáticos são mais solúveis e mais voláteis do que os compostos alifáticos, tornando os hidrocarbonetos alifáticos menos suscetíveis à percolação, e por isso também menos biodisponíveis devido à forte adsorção às partículas do solo (Yanbo, 2015). Esta é uma das razões para os hidrocarbonetos serem considerados poluentes orgânicos e persistentes no meio ambiente (Nzila, 2018). As suas características imunotóxicas e carcinogénicas definem os hidrocarbonetos como prejudiciais para todos os organismos vivos, conduzindo à morte dos mesmos, ou à origem de mutações (Ojewumi et al., 2017). Para o presente estudo considerou-se, inicialmente, o hexadecano, um hidrocarboneto alifático bastante representativo dentro do grupo dos alcanos (Marchant et al., 2006) e relativamente abundante na constituição do petróleo (Yanbo, 2015). 9 IFA – Institute for Occupational Safety and Health of the German Social Accident Insurance http://gestisen.itrust.de/nxt/gateway.dll/gestis_en/010030.xml?f=templates$fn=default.htm$3.0. 9 I.4 BIORREMEDIAÇÃO As características físicas do solo influenciam a biodisponibilidade dos contaminantes, retendo-os por vezes nos poros das suas estruturas mineralógicas, o que juntamente com a baixa solubilidade dos hidrocarbonetos torna este processo lento e de difícil acesso (Omokhagbor et al., 2015). Com os avanços tecnológicos foram desenvolvidas técnicas de remediação ex situ e in situ , as primeiras são invasivas e implicam um contacto nas áreas contaminadas, através de escavações do solo, enquanto que as técnicas de remediação in situ , são uma melhoria dos processos que decorrem naturalmente, através da introdução de matéria orgânica ou inorgânica, melhorando assim os processos biológicos, e promovendo a biodegradação dos contaminantes (Agamuthu et al., 2013). A biorremediação atua como um mecanismo de biodegradação de contaminantes através de microrganismos metabolicamente capazes de utilizarem os diferentes compostos tóxicos orgânicos como recurso energético sob a forma de carbono (Meyer et al., 2014). Têm sido adotadas diferentes estratégias de acordo com a razão custo-benefício mais adequada à resolução dos danos causados pelas contaminações (Agamuthu et al., 2013). A Atenuação Natural é realizada pelos microrganismos indígenos do solo e com as condições naturais existentes no local contaminado, sem intervenção humana. A Bioestimulação permite catalisar as reações de degradação do contaminante pelos microrganismos existentes no local contaminado através do fornecimento de nutrientes, vitaminas e outras substâncias ao solo (Agamuthu et al., 2013). A Bioaumentação envolve a introdução de microrganismos exógenos, por vezes geneticamente alterados, com capacidade de degradar os contaminantes. Todos os processos de biorremediação resultam na libertação de produtos inócuos ou menos nocivos ao ambiente, e consecutivamente, ao ser humano. Segundo a literatura, a equação química geral que define a biodegradação de hidrocarbonetos pode ser escrita de acordo com a equação 1 (Suarez et al, 1999). 16 mg/L de fosfato, LCK 153, gama 40-150 mg/L, de sulfato e LCK 339, gama 1-60 mg/L de nitrato. As concentrações de ferro II e ferro total determinaram-se pelo método da ferrozina (Heron et al., 1994). A medição do pH e do potencial redox (ORP) foi efetuada através da preparação de uma solução contendo aproximadamente 14 g de sedimentos húmidos e 25 mL de água destilada. O pH e o ORP foram medidos com um medidor de bancada inoLab® pH 7110 (WTW, Weilheim, Alemanha) e um medidor portátil C533 (Consort, Turnhout, Bélgica), respetivamente. A quantidade de água e matéria orgânica nos sedimentos foi determinada pela diferença de pesos, de acordo com o método gravimétrico (APHA, 1998) – secagem dos sedimentos a 105 ºC durante 24 h e posterior ignição a 550 ºC durante 2 h. Na Tabela II.1 apresentam-se os valores obtidos para o pH, ORP, condutividade elétrica, percentagem de água e percentagem de matéria orgânica. Os valores da concentração de sulfatos e fosfato encontraram-se abaixo das concentrações mínimas de leitura dos kit’s utilizados. Tabela II.1 Parâmetros físico-químicos referentes à amostra de solo Parâmetro Significado pH 6.75 Potencial redox (mV) - 38 Condutividade elétrica (µS/cm2) 91.4 Nitrato (mg/L) 0.162 Quantidade de água (%) 55.7 Quantidade de matéria orgânica (%) 5.5 II.2.2 Ensaios Batch De modo a se testar o efeito da presença de diferentes aceitadores de eletrões (O2, NO3e Fe3+), assim como a adição de um co-substrato (acetato) no processo de biodegradação de hidrocarbonetos (água de produção) ensaios em batch foram preparados. Para isso a linha de estudo compreendeu a preparação de três ensaios para cada um dos diferentes aceitadores de eletrões, tendo sido definido um ensaio de 17 controlo sem adição de substrato (controlo), um ensaio ao qual foi adicionado o substrato em estudo (aceitador_e-) e um ensaio onde para além da adição do substrato também se adicionou o co-substrato (co-substrato). Os três ensaios foram lançados em duplicado para um volume total de 200 mL com 50 mL de volume líquido. A cada garrafa foi adicionado 20 g de sedimento seco, 35 mL de meio de cultura (Stams et al., 1993), 10 mL de inóculo (suspensão de microrganismos degradadores de hidrocarbonetos enriquecidos no grupo BRIDGE) e 2.5 mL de uma solução de sais e vitaminas (Stams et al., 1993). Como fonte de hidrocarbonetos foi utilizada água de produção, tendo-se adicionado 0.05 g TPH (hidrocarbonetos totais de petróleo) de modo a obter uma concentração final de 2.5 g TPH/kg sedimento (peso seco). No ensaio na presença de co-substrato, para além da água de produção adicionou-se 250 µL de uma solução de acetato (1M). Para o ensaio com nitrato adicionaram-se 1 mL de uma solução 1 M de NO3- (20 mM concentração final) e para o ensaio na presença de Fe+3 foram adicionados 3.6 mL de ferro amorfo de modo a obter uma concentração de 50 mM em cada garrafa. As garrafas foram fechadas com rolhas Viton e pressurizadas com N2/CO2 à pressão de 1.7 bar. Os ensaios foram incubados num agitador horizontal a 110 rpm à temperatura de 37 °C durante 90 dias. Os ensaios na presença de O2 foram realizados adaptando o método da determinação da CBO5 (carência bioquímica de oxigénio ao fim de 5 dias). Desse modo, 20 g de sedimento juntamente com os 35 mL de meio de cultura foram adicionados às garrafas do método Oxitop®. Sempre que se verificou que o valor registado não aumentava em cerca de ± 5% do anterior, procedeu-se à abertura da garrafa, promovendose assim um reforço do oxigénio disponível, e renovou-se o pellet de NaOH. Os ensaios foram incubados à temperatura de 30 °C. Ao longo dos 90 dias de incubação, foram realizadas regularmente análises à CBO, NO3e Fe2+. Para o cálculo do valor final da CBO (que traduz a concentração de oxigénio consumido nas reações), multiplicou-se o valor obtido no Oxitop, pelo fator correspondente (tendo por base o volume utilizado nos ensaios utilizou um fator de conversão igual a 28.90). A taxa de biodegradação dos hidrocarbonetos na presença dos diferentes aceitadores eletrões foi determinada através dos declives das retas (Figura II.1) e da estequiométrica das reações apresentadas na Tabela III.1. 18 II.3 RESULTADOS E DISCUSSÃO A biodegradação dos hidrocarbonetos totais de petróleo (TPH) na presença de oxigénio, NO3ou Fe3+ foi determinada indiretamente pelo consumo de oxigénio, pela diminuição da concentração de NO3ou pelo aumento da concentração de Fe2+, respetivamente. A Figura II.1 apresenta os resultados correspondentes aos ensaios descritos anteriormente, durante 90 dias de incubação. Pela análise da Figura II.1(a) pode-se observar que na presença de O2, a CBO aumentou rapidamente numa fase inicial, em todos os ensaios, possivelmente devido ao consumo de substratos residuais facilmente biodegradáveis provenientes dos sedimentos e do inóculo. Observando o comportamento dos ensaios com co-substrato e com o aceitador de eletrões, verifica-se que estes são semelhantes entre si ao longo de todo o ensaio, pelo que a presença do co-substrato não parece ter estimulado a biodegradação aeróbia dos hidrocarbonetos. No entanto, após os 40 dias de incubação, a taxa de consumo de oxigénio parece ser ligeiramente superior nos ensaios controlo, sugerindo que a presença do hidrocarboneto pode ter causado algum efeito inibidor que resultou num atraso da degradação do substrato residual. Relativamente aos ensaios tendo o NO3como aceitador de eletrões (Figura II.1b), verificou-se que num primeiro momento a concentração de NO3diminuiu acentuadamente, voltando a aumentar de seguida. Este facto poderá ser devido à adsorção do NO3às partículas do solo e posterior dessorção. No entanto, após 40 dias de incubação e até ao final do ensaio, a concentração de NO3diminuiu de forma consistente para todos os ensaios, indicando a ocorrência de atividade dos microrganismos desnitrificantes. Esta atividade (medida pelo declive das retas na (Figura II.1b) parece ser semelhante em todas as condições, o que sugere a ocorrência de biodegradação preferencial do substrato residual (mais facilmente biodegradável do que os hidrocarbonetos). Os ensaios com Fe3+ como aceitador de eletrões (Figura II.1c) mostram um aumento da concentração de Fe2+ na fase inicial seguindo-se uma diminuição entre o dia 20 e o dia 40. Após o dia 40 verifica-se um novo aumento gradual da concentração de Fe2+. Os ensaios com co-substrato seguem uma tendência idêntica aos ensaios controlo e com o aceitador de eletrões, não se verificando diferenças importantes entre condições diferentes no ponto final do ensaio. 19 Figura II.1 Taxas de conversão da CBO (a), do NO3- (b) e do Fe2+ (c) ao longo do tempo. O símbolo ↓* representa em (a) a abertura do frasco (renovação do O2) e em (b) a adição de NO3-. 500 1 000 1 500 2 000 2 500 3 000 020 40 60 80 100 CBO / mgO2/L Tempo (d) (a) controlo co-substrato aceitador_e- ↓*↓*↓* 0 50 100 150 200 250 300 350 400 020 40 60 80 100 NO3-/mg N /L Tempo (d) (b) controlo co-substrato aceitador_e- ↓* 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 020 40 60 80 100 Fe2+/ mg/L Tempo (d) (c) controlo co-substrato aceitador_e- 20 Para uma melhor compreensão acerca da evolução dos ensaios de biodegradação apresenta-se no ANEXO I a variação dos valores médios da CBO, da concentração de NO3e de Fe2+ ao longo do tempo. Uma vez que os resultados obtidos indiciaram a presença de substrato residual no inóculo utilizado, e de forma a baixar a incerteza dos resultados, não se considerou a fase inicial no cálculo da taxa máxima de biodegradação de hidrocarbonetos na presença de cada aceitador de eletrões. Desse modo, a taxa de biodegradação aeróbia foi determinada entre os dias 32 e 90, tendo-se escolhido o período compreendido entre os dias 40 e 90 para os ensaios na presença de NO3e Fe3+. Através das equações da reta obteve-se o valor do coeficiente de determinação (r2), o declive e o valor das taxas de biodegradação correspondentes apresentados na Tabela II.2. Tabela II.2 Coeficiente de determinação, declive e µmax obtidos para cada ensaio O2 NO3Fe2+ Ensaio r2 declive (mg L-1d-1) µmax (d-1) r2 declive (mg L-1d-1) µmax (d-1) r2 declive (mg L-1d-1) µmax (d-1) Controlo 0.99 23.13 0.94 0.84 -2.43 0.12 0.92 57.42 0.59 Aceitador_e0.95 14.64 0.60 0.65 -1.65 0.08 0.85 59.12 0.60 Cosubstrato 0.96 14.51 0.59 0.71 -1.37 0.07 0.95 72.28 0.74 Observando os valores obtidos através da equação da reta de tendência referente a cada um dos ensaios, verifica-se que os valores µmax, correspondentes à taxa de biodegradação dos hidrocarbonetos, na presença de O2 e NO3são ligeiramente superiores (0.60 d-1 e 0.08 d-1, respetivamente) do que os resultantes dos ensaios com co-substrato (0.59 d-1 e 0.07 d-1, respetivamente). As taxas de biodegradação de hidrocarbonetos correspondentes aos ensaios com O2 e NO3- (ensaio aceitador_e-) 21 apresentaram valores aproximados aos obtidos na literatura 0.17 d-1 e 0.09 d-1, taxas de biodegradação de hidrocarbonetos na presença de O2 e NO3- (Suarez & Rifai, 1999). No caso do ensaio na presença de Fe3+, a taxa de biodegradação do hidrocarboneto foi maior quando se adicionou o co-substrato do que sem o mesmo, sendo que o valor obtido do ensaio só com Fe3+ (0.60 d1) foi mais elevado do que o verificado na literatura (0.01 d-1) (Suarez & Rifai, 1999). Este facto pode estar relacionado com a presença de substrato residual no inoculo, o que poderá ser comprovado com as curvas relativas ao ensaio de controlo. Uma vez que os resultados obtidos nos ensaios com co-substrato não foram conclusivos, maioritariamente devido à presença de uma grande quantidade de substrato residual no inoculo foi decidido apenas se utilizarem os valores das taxas de biodegradação do ensaio acetador_eno desenvolvimento do modelo matemático descrito no Capitulo III. 22 CAPÍTULO III – DESENVOLVIMENTO DE UM MODELO MATEMÁTICO PARA A BIORREMEDIAÇÃO DE SOLOS CONTAMINADOS III.1 INTRODUÇÃO A compreensão dos processos biológicos envolvidos nos ecossistemas complexos pode ser fortemente consolidada através da utilização de modelos matemáticos. Nos solos, a mobilidade dos diferentes compostos está associada ao escoamento da água nos poros do solo, proveniente de fontes antropogénicas (e.g. a água residuais, rega, derrames acidentais) ou da precipitação. O transporte das substâncias depende, entre outros fatores, do teor de água no solo, da concentração da substância, da temperatura e de características do solo que influenciam a tortuosidade do percurso e a adsorção (Varennes, 2003; Fesch et al., 1997). Nesse quadro, a avaliação da contaminação de solos e massas de água subterrâneas pode ser efetuada, antecipadamente, por meio de modelos matemáticos (Ribeiro et al., 2006). O recurso a modelos preditivos/antecipativos para simulação de medidas de biorremediação apresenta inúmeras vantagens relativamente à simples monitorização. Os modelos permitem que sejam equacionados estados futuros do sistema em função de futuras alterações dos fatores ambientais (Martins et al., 2008). Neste Capítulo o objetivo principal prende-se com o desenvolvimento de um modelo matemático que contemple a biodegradação aeróbia e anaeróbia dos hidrocarbonetos presentes num solo contaminado. III.2 DESENVOLVIMENTO DO MODELO O modelo matemático foi implementado no software AQUASIM, e desenvolveu-se através da identificação e caracterização dos processos biogeoquímicos existentes no solo, e nas propriedades do mesmo. O AQUASIM representa através de compartimentos conectados por links a configuração espacial do modelo a desenvolver e permite a atribuição de quaisquer substâncias a modular (Reichert, 1994). Para 23 o estudo de solos saturados, o AQUASIM também considera, através da Equação 4, os mecanismos de convecção, difusão e transferência de massa entre zonas móveis e imóveis. A Equação 4 é composta por três termos, sendo o primeiro referente à convecção do fluido, o segundo à dispersão do mesmo pelas partículas do solo e o terceiro é relativo à reação química que ocorre com a espécie química, i. (Ribeiro et al., 2003) 𝜕𝐶𝑚𝑜𝑏,𝑖 𝜕𝑡 =− 1 𝐴𝜃 𝜕 𝜕𝑥(𝑄𝐶𝑚𝑜𝑏,𝑖)+1 𝐴𝜃 𝜕 𝜕𝑥(𝐴𝜃𝐸𝜕𝐶𝑚𝑜𝑏,𝑖 𝜕𝑥 )+𝑟𝐶𝑚𝑜𝑏,𝑖 equação 4 Cmob,i – representa a concentração do nutriente, i, na fase móvel; t – tempo; A – a área de secção transversal do solo; ϴ – porosidade; E – coeficiente de dispersão longitudinal; r – termo da reação. O modelo desenvolvido considerou processos de biodegradação aeróbia e anaeróbia, aumentando a representatividade dos processos de biodegradação da matéria orgânica em solos. As tarefas propostas seguidas foram: i) Desenvolvimento do modelo matemático ii) Calibração e validação do modelo através de dados recolhidos da literatura; iii) Simulação de diferentes estratégias de biorremediação A modelação foi definida para um derrame já ocorrido e que resultou numa concentração de hidrocarbonetos de 0.6 gTPH/kg solo numa área de 1 m2. Considerou-se ainda, a pluviosidade média 24 anual para a cidade de Braga, como um caudal adicional de água proveniente da chuva que representou cerca de 3.75 L/d 11 . Inicialmente, o modelo matemático foi desenvolvido considerando-se os processos de biodegradação, presentes da Figura III.1. No entanto, de forma a simplificar o modelo matemático e a obter uma melhor resposta do mesmo consideram-se as bactérias desnitrificantes e as redutoras de ferro e sulfato como uma biomassa anaeróbia única. Os fatores de correção da temperatura para esses microrganismos, apresentados na Tabela III.3 têm assim o mesmo valor 0.06, considerado para a biomassa anaeróbia (Martins et al., 2008). Figura III.1 Representação dos processos de biodegradação, retratados no modelo matemático desenvolvido no programa AQUASIM. 11 Calculado a partir do valor anual de 1252 mm, retirado do site https://pt.climatedata.org/europa/portugal/braga/braga-131/ 25 Devido à ausência de algumas constantes para o hexadecano (composto inicialmente proposto para o modelo matemático), e de forma a incorporar os valores obtidos em laboratório, a simulação do modelo foi efetuada tendo em conta um sistema integrado de derivados de petróleo, adaptando os resultados para o sistema integrado: água de produção + hexadecano + óleo. A Tabelas apresentadas neste Capítulo (Tabela III.1 até à Tabela III.3) contém todas as variáveis, processos e condições relevantes, definidas para a primeira simulação do modelo matemático desenvolvido. Devido ao rápido processo de transformação do Fe2+ , pelo seu carácter instável no meio ambiente (Heron et al., 1994), e de forma a garantir uma nova oxidação do ferro na presença de O2, considerou-se um processo, definido como rFeOx. No Anexo II encontram-se as variáveis dependentes, não apresentadas no presente Capítulo. Tabela III.1 Descrição da estequiometria envolvida nos processos de biodegradação do C16H34 Processos Reação química Par aceitador/dador de eletrões Decomposição aeróbia C16H34 + 24.5 O2 →16 HCO3- + H2O + 16H+ O2 / H2O Desnitrificação C16H34 + 19.6 NO3- + 3.6 H+ →16 HCO3- + 9.8 N2 + 10,8 H2O NO3-/ N2 Redução do Fe (III) C16H34 + 98 Fe3+ + 48 H2O → 98 Fe2+ + 16 HCO3- + 114 H+ Fe3+ / Fe2+ Redução do sulfato C16H34 + 12.25 SO42- + 8.5 H+ → 16 HCO3- + 12.25 H2S + H2O SO42-/ H2S Metanogénese C16H34 + 11.25 H2O → 3.75 HCO3- + 12.25 CH4 + 3.75H+ C16H34/ CH4 32 Tabela III.5 Estequiometria dos processos descritos na Tabela III.1 Componente Processos C_C16H34 C_NO3 C_SO4 C_CH4 C_Fe2+ C_O2 X_aero X_desn X_red_sulf X_red_Fe3+ X_met S_C16H34 S_NO3 S_SO4 S_Fe3+ 1 Biodegradação aeróbia −1 113 −24.5 113 1 2 Morte das bactérias aeróbias --1 3 Desnitrificação −1 113 −19.6 113 1 4 Morte dos microrganismos desnitrificantes -1 5 Redução do ferro (III) −1 113 −98 113 1 6 Morte dos microrganismos redutores de ferro (III) -1 7 Redução de sulfato −1 113 −12.25 113 1 33 Componente Processos C_C16H34 C_NO3 C_SO4 C_CH4 C_Fe2+ C_O2 X_aero X_desn X_red_sulf X_red_Fe3+ X_met S_C16H34 S_NO3 S_SO4 S_Fe3+ 8 Morte dos microrganismos redutores de sulfato -1 9 Metanogénese −1 113 −12.25 113 1 10 Morte dos microrganismos metanogénicos -1 11 Adsorção do C16H34 −𝑟ℎ𝑜_𝑆(1−𝜃 𝜃) 1 12 Adsorção do NO3 −𝑟ℎ𝑜_𝑆(1−𝜃 𝜃) 1 13 Adsorção do SO42- −𝑟ℎ𝑜_𝑆(1−𝜃 𝜃) 1 14 Dessorção do C16H34 𝑟ℎ𝑜_𝑆(1−𝜃 𝜃) -1 15 Taxa de conversão do Fe2+ em FeOx 1 34 III.3 SIMULAÇÃO DE UM CENÁRIO BASE Após a definição dos processos e das variáveis do modelo matemático, definiu-se um cenário base, em que a concentração do hidrocarboneto no solo correspondia a 0.6 g/kg, a concentração inicial de oxigénio dissolvido na água presente nos poros do solo igual a 8 mg/L, a concentração inicial de NO312 e SO42a 10 mg/L e a concentração inicial de Fe3+ a 66 13 g/kg. Neste cenário, a variação da concentração de hidrocarboneto nas fases líquida (CTPH) e sólida (STPH) a diferentes profundidades durante um período de cinco anos foi representada na Figura III.2. A variação ao longo do tempo, à superfície e em profundidade (1 e 2 metros) encontra-se na Figura III.3. Analisando a Figura III.2 perceciona-se que a concentração de hidrocarboneto, na fase líquida (Figura III.2 (a)), aumenta com a profundidade conforme o esperado devido ao processo de adsorção/desorção. Verifica-se tembém que com o decorrer do tempo, a concentração tende a diminuir à superfície, aumentando em profundidade até atingir o máximo de 52 mg/L. Esse valor tende a diminuir à medida que a profundidade aumenta devido aos mecanismos de transporte, como difusão e percolação do contaminante. Em relação à Figura III.2 (b), verifica-se que a variação da concentração de hidrocarboneto na fase sólida apresenta um comportamento muito idêntico à variação da concentração de hidrocarboneto na fase líquida. Nos primeiros dois anos verifica-se alguma concentração à superfície, significando que algum hidrocarboneto permanece adsorvido às partículas do solo. Ao longo da profundidade a concentração vai aumentando atingindo o máximo de 0.58 g/kg. O valor máximo é atingido a uma profundidade maior à medida que o tempo de simulação (e consequentemente o tempo após ter ocorrido o derrame) aumenta. A Figura III.3 expõem a concentração de hidrocarboneto ao longo do tempo, para cada uma de três profundidades simuladas (superfície, 1 e 2 metros de profundidade). À superfície verifica-se uma redução para metade, da concentração de hidrocarboneto na fase líquida após os primeiros 6 meses e na fase 12 Valor de concentração utilizado em Dou et al., 2011. 13 Valor de concentração definido tendo em conta o intervalo de concentrações verificado em Mieki et al., 2016. 35 sólida, 1 ano após o derrame. Esta redução justifica-se uma vez mais com os mecanismos de transporte já referidos. No entanto, a concentração de hidrocarbonetos à superfície só se aproxima de 0.1 mg/L após 3 anos, sendo que o mesmo se verifica na fase sólida. Figura III.2 Variação da concentração do hidrocarboneto na fase líquida (a) e na fase sólida (b) ao longo da profundidade da coluna de solo, durante cinco anos. 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 010 20 30 40 50 60 Profundidade (m) Concentração de CTPH (mg/L) (a) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 Profundidade (m) Concentração de STPH (g/kg) (b) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 36 Figura III.3 Variação da concentração de hidrocarboneto na fase líquida (a) e na fase sólida (b) em diferentes profundidades (à superfície e, a 1 e 2 metros de profundidade) em função do tempo simulado de 5 anos. À profundidade de 1 metro, a concentração de hidrocarboneto, nos primeiros quatro anos mantém-se constante (≈ 52 mg/L e ≈ 0.58 g/kg) descendo gradualmente a partir daí. Este decréscimo gradual, ocorre simultaneamente com o aumento da concentração à profundidade de 2 metros, no período de simulação entre o quarto e o quinto ano. Para esta mesma curva, observa-se que inicialmente a 0 10 20 30 40 50 60 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de CTPH (mg/L) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 37 concentração aumenta para ≈ 52 mg/L mantendo-se nos primeiros meses, após isso desce até ≈ 40 mg/L, esta diminuição da concentração pode justificar-se através da degradação pelos microrganismos anaeróbios, e dos processos físico-químicos de adsorção assim como pela ação dos mecanismos de transporte. As Figuras III.4 a III.8 consideram a variação da concentração dos diferentes aceitadores de eletrões considerados (O2, NO3-, Fe3+, SO42-, CH4) assim como a variação da biomassa aeróbia e anaeróbia. Em relação à concentração de O2 (Figura III.4), observa-se que esta, tal como esperado, se mantém igual a 8 mg/L à superfície, aos longos dos anos considerados na simulação. Verifica-se também que a concentração diminui em profundidade, em resultado da utilização do O2 pelo processo de biodegradação aeróbia de hidrocarbonetos. À medida que os anos aumentam, verifica-se ainda que a concentração de oxigénio também aumenta ligeiramente nos primeiros 20 cm da coluna de solo. Analisando a Figura III.5 observa-se que, no dia 1, a concentração de nitrato aumenta até 3.3 mg/L nos primeiros 13 cm da coluna de solo, mantendo essa concentração até 2 metros de profundidade, as restantes curvas, correspondentes a 5 anos simulados apresentam uma concentração de NO3igual a 0 mg/L. Identifica-se um cenário idêntico para o SO42-, Figura III.7, sendo que no dia 1, a concentração máxima no solo é aproximadamente 0.25 mg/L. Figura III.4 Variação da concentração de oxigénio dissolvido em função da profundidade. 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 02468 Profundidade (m) Concentração de O2(mg/L) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 38 Figura III.5 Variação da concentração nitrato em função da profundidade. Figura III.6 Variação da concentração de Fe3+ (a) e Fe2+ (b) em função do tempo. 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 01234 Profundidade (m) Concentração de NO3-(mg/L) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 0 20 40 60 80 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de Fe3+ (g/Kg) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 40 80 120 160 200 240 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de Fe2+ (mg/L) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 39 Figura III.7 Variação da concentração de SO42em função da profundidade. Figura III.8 Variação da concentração da biomassa aeróbia (a) e anaeróbia (b) em função da profundidade. 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 Profundidade (m) Concentração de SO42- (mg/L) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 0500 1 000 1 500 2 000 2 500 Profundidade (m) Concentração microrganismos aerobios (mg/L) (a) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 02 000 4 000 6 000 8 000 10 000 12 000 Profundidade (m) Concentração de microrganismos anaerobios (mg/L) (b) 1 dia 1 ano 2 anos 3 anos 4 anos 5 anos 40 A Figura III.6 demonstra o comportamento do Fe3+ e do Fe2+, respetivamente. Em relação ao Fe2+, à superfície a concentração é inferior a 20 mg/L no primeiro ano, sendo 0 mg/L nos anos seguintes. A 1 metro de profundidade a concentração tende a aumentar nos primeiros 3 meses até ≈ 220 mg/L diminuindo gradualmente até ≈ 0 mg/L, após o primeiro ano, apresenta um ligeiro aumento até 5 mg/L voltando a 0 mg/L até ao final dos 5 anos. A 2 metros de profundidade verifica-se um comportamento similar, atingindo um pico, nos primeiros meses, de 60 mg/L, a concentração volta a baixar até 0 mg/L até atingir um segundo pico aos 140 mg/L seguido de uma diminuição da concentração até 0 mg/L. Comparando a Figura III.6 (a) com (b), verifica-se que os picos de concentração de Fe2+ relacionam-se com os intervalos de aumento ou diminuição da concentração de Fe3+, sendo evidente o aumento da concentração de Fe2+ com a diminuição de Fe3+. A Figura III.8 demonstra a concentração da biomassa aeróbia e anaeróbia em profundidade ao longo dos cinco anos simulados. Na Figura III.8 (a) verificamos que a biomassa aeróbia, no dia 1, se mantém constante ao longo da coluna de solo ≈ 0.08 mg/L, as restantes curvas apresentam aumentos significativos na concentração de biomassa aeróbia, representando uma concentração máxima no primeiro ano de 1200 mg/L, à superfície, até no quinto ano esse valor ser ≈ 2450 mg/L. A biomassa anaeróbia Figura III.8 (b) comporta-se de forma diferente, aumentando a sua concentração com o aumento de profundidade. No primeiro dia, a concentração manteve-se constante (≈ 0.04 mg/L) ao longo de toda a coluna de solo. O primeiro ano apresenta maior concentração de biomassa anaeróbia (≈ 12 800 mg/L), em profundidade. Esse valor é reduzido para metade no segundo ano, e assim sucessivamente, até atingir no quinto ano ≈ 700 mg/L de biomassa anaeróbia. Relativamente ao CH4 a concentração obtida em função da profundidade corresponde a 0 mg/L para todos os anos simulados. 41 CAPÍTULO IV – ESTRATÉGIAS DE BIORREMEDIAÇÃO IV.1 INTRODUÇÃO Várias estratégias de biorremediação foram desenvolvidas no presente Capítulo, permitindo verificar o efeito da concentração de alguns aceitadores de eletrões, na biodegradação do hidrocarboneto presente no local contaminado. Pretendeu-se verificar a variação da concentração dos hidrocarbonetos ao longo do tempo, tendo em conta os resultados obtidos para os diferentes cenários simulados no modelo matemático com o objetivo de compreender a influência da concentração de aceitadores de eletrões no processo de biodegradação e remoção do contaminante do solo. Permitindo verificar qual dos aceitadores de eletrões adicionados, permite uma maior remoção de hidrocarboneto ao longo do tempo. IV.2 DIFERENTES CENÁRIOS Os diferentes cenários simulados encontram-se representados na Tabela IV.1, e descrevem o significado das concentrações inseridas no modelo matemático. Efetuaram-se 11 simulações, de forma a comparar os resultados obtidos, para a concentração do hidrocarboneto nas duas fases (líquida e sólida), assim como do aceitador de eletrões em estudo, através da variação de um dos parâmetros. Nas Figuras IV.1 a IV.8 são apresentados os resultados das simulações das diferentes estratégias consideradas. 48 A Figura IV.4 é relativa à concentração de STPH, no Cenário 4, à superfície, a concentração de hidrocarboneto na fase sólida diminui para metade durante o primeiro ano (≈ 0.24 g/kg), sendo no segundo ano igual a 0.05 g/kg, continuando a diminuir até ao final do tempo. A taxa de remoção para este cenário é próxima de 100%. A 1 metro de profundidade a taxa de remoção é equivalente a 12%. Diminui ligeiramente no primeiro ano (0.1 g/kg), aumentando de seguida até ao quarto ano. Entre o quarto e quinto ano, a concentração volta a diminuir até 0.50 g/kg. A 2 metros de profundidade a concentração diminui 0.09 g/kg inicialmente, voltando a aumentar gradualmente até ao final (≈ 0.57 g/kg), correspondendo a uma percentagem de remoção de aproximadamente 1.7%. À superfície, no Cenário 5 a concentração de hidrocarboneto na fase sólida diminui no primeiro ano até ≈ 0 g/kg, mantendo-se até ao final, o que corresponde a uma percentagem de remoção próxima de 100%. A 1 metro de profundidade a concentração mantém-se acima dos 0.5 g/kg durante os primeiros 4 anos. Entre o 4º e o 5º ano a concentração de hidrocarboneto na fase sólida tende a diminuir até 0.13 g/kg, resultando numa percentagem de diminuição da concentração de 77%. A concentração de hidrocarboneto na fase sólida, a 2 metros de profundidade tende a aumentar ao longo do tempo. Inicialmente verifica-se uma diminuição de 0.09 g/kg, de seguida a concentração volta a aumentar lentamente até atingir o valor final de 0.57 g/kg. A percentagem de remoção neste caso é igual à verificada no Cenário 4 (≈ 1.7%) O Cenário 6, tal como aconteceu para a concentração de hidrocarboneto na fase líquida, é o que verifica uma maior capacidade de remoção, em todas as profundidades simuladas, ao longo de um intervalo de tempo mais curto. Analisando a diminuição da concentração à superfície, percebe-se que são necessários apenas 6 meses para esta ser ≈ 0 g/kg mantendo-se assim até ao final. A 1 metro de profundidade, a concentração, durante o primeiro ano e meio mantém valores próximos de 0.56 g/kg, baixando até ≈ 0.02 g/kg no segundo ano, continuando a diminuir até ao final. Representando uma percentagem de remoção muito próxima de 100%. Esta mesma percentagem é verificada para a variação da concentração a 2 metros de profundidade. Inicialmente esta diminui ligeiramente no primeiro ano (≈ 0.9 g/kg), voltando a aumentar até ao final do 3º ano (= 0.54 g/kg). Após esse momento, a concentração de hidrocarboneto na fase sólida volta a diminuir acentuadamente até ≈ 0 g/kg, correspondendo a uma percentagem ≈ 100%. 49 Figura IV.4 Variação da concentração de TPH, na fase sólida, ao longo do tempo, na presença de SO42-. (a) Cenário 4; (b) Cenário 5; (c) Cenário 6. Na Figura IV.5 estão presentes as variações da concentração de CTPH para os Cenários 7,8 e 9, ao longo do tempo. No Cenário 7 a concentração de hidrocarboneto na fase líquida, à superfície vai diminuindo ao longo do tempo, verificando-se uma redução de 40.94 mg/L no primeiro ano. Entre o primeiro e o 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (c) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 50 terceiro ano a concentração reduz quase 10 mg/L apresentando um valor final de ≈ 0.20 mg/L correspondendo a uma percentagem de remoção próxima de 99.6%. Figura IV.5 Variação da concentração de TPH, na fase líquida, ao longo do tempo, na presença de Fe3+. (a) Cenário 7; (b) Cenário 8; (c) Cenário 9. 0 10 20 30 40 50 60 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentraçãode CTPH (mg/L) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 10 20 30 40 50 60 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de CTPH (mg/L) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 10 20 30 40 50 60 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 Concentração de CTPH (mg/L) tempo (anos) (c) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 51 A 1 metro de profundidade, durante os primeiros quatro anos, a concentração de hidrocarboneto é superior a 50 mg/L, observando-se uma diminuição no último ano até 40.5 mg/L, sendo a percentagem de remoção ≈ 22%. A 2 metros de profundidade, numa fase inicial a concentração é próxima de 51.75 mg/L, descendo até 16.3 mg/L no final do primeiro ano. A concentração aumenta gradualmente até ao final, sendo a concentração = 49.3 mg/L. A percentagem de remoção de hidrocarboneto representa ≈ 4.7%. Para o Cenário 8 observa-se uma variação da concentração de hidrocarboneto muito idêntica ao anterior ao longo do intervalo de tempo considerado (5 anos), a percentagem de remoção foi igualmente de ≈ 99.6%. Para a curva correspondente a 1 metro de profundidade, a concentração nos primeiros meses desce até ≈ 49 mg/L, mantendo esse valor durante 4 anos. Após esse tempo até ao final, verifica-se um decréscimo da concentração até ≈ 39.7 mg/L, sendo a percentagem de remoção de hidrocarboneto ≈ 23%. A 2 metros de profundidade, a concentração mantém-se constante nos primeiros meses ≈ 51.75 mg/L. Entre os 6 meses e o 3º ano a concentração de hidrocarboneto é ≈ 0 mg/L, voltando a aumentar, a partir desse ponto, até ao final (≈ 47.54 mg/L). Desse modo, a percentagem de remoção corresponde a ≈ 8%. O Cenário 9 apresenta uma percentagem de remoção de hidrocarboneto à superfície ≈ 99.8%. A concentração diminuiu no primeiro ano ≈ 49 mg/L, continuando a diminuir nos anos seguintes, até atingir um valor de 0.09 mg/L no final. A 1 metro de profundidade a concentração diminui nos primeiros meses ≈ 4 mg/L, voltando a aumentar gradualmente durante os 4 anos seguintes até atingir ≈ 50 mg/L. Entre o 4º e o 5º ano começa a diminuir até atingir um valor de 33.08 mg/L, representando uma percentagem de remoção de hidrocarboneto = 36%. A variação da concentração de hidrocarboneto a 2 metros de profundidade obteve uma percentagem de ≈ 100%. Nos primeiros seis meses a concentração manteve-se constante (≈ 51 mg/L) diminuindo até ≈ 0 mg/L até ao final do primeiro ano, conservando esse valor até ao final dos 5 anos. A Figura IV.6 representa a variação da concentração de STPH ao longo do tempo, para os Cenários 7,8 e 9. Observando o Cenário 7, verifica-se que a concentração de hidrocarboneto na fase sólida, durante o primeiro ano, diminui para metade à superfície (≈ 0.25 g/kg). A concentração tende a diminuir até ≈ 0.03 g/kg ao fim de 5 anos, correspondendo a uma percentagem de remoção de hidrocarboneto à superfície ≈ 94.5%. A 1 metro de profundidade a concentração sofre uma ligeira diminuição no início (≈ 0.02 g/kg) mantendo-se durante 4 anos a um valor de 0.57 g/kg. Após o quarto ano, sofre uma ligeira 52 diminuição, obtendo um valor de concentração final de hidrocarboneto na fase sólida ≈ 0.51 g/kg, correspondente a uma percentagem de remoção de ≈ 11.6%. À profundidade de 2 metros, a concentração varia de forma mais acentuada, diminuído de 0.58 g/kg (dia 1) para 0.32 g/kg, 10 meses após o derrame. A concentração depois de atingir esse valor, volta a aumentar de forma gradual ao longo dos 5 anos, correspondendo a 0.56 g/kg, removendo apenas 2.4% da concentração inicial. 53 Figura IV.6 Variação da concentração de TPH, na fase sólida, ao longo do tempo, na presença de Fe3+. (a) Cenário 7; (b) Cenário 8; (c) Cenário 9. À superfície, para o Cenário 8, a curva de concentração de hidrocarboneto na fase sólida segue a mesma tendência verificada no Cenário 7, atingindo um valor de concentração final ligeiramente inferior ao verificado no Cenário 7, aumentando a percentagem de remoção de hidrocarboneto em 0.1%. 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/kg) tempo (anos) (c) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 54 A 1 metro de profundidade a percentagem de remoção entre o dia 1 e o 5º ano corresponde a 12.4%. Durante 4 anos a concentração mantém-se superior a 0.55 g/kg, mas entre o 4º e o 5º ano há uma diminuição, até o valor final de 0.50 g/kg. A 2 metros de profundidade, verifica-se uma diminuição da concentração até ≈ 0 g/kg entre o 1º e o 2º ano, embora a concentração volte a aumentar até 0.55 g/kg no final (≈5 anos) o que equivale a uma percentagem de remoção de hidrocarboneto de 4.2%. No Cenário 9 a concentração, à superfície, diminui gradualmente ao longo dos 5 anos. No final do primeiro ano a concentração corresponde a 0.12 g/kg continuando, nos seguintes anos a diminuir, atingindo um valor final de 0.02 g/kg, significando uma percentagem de remoção de hidrocarboneto na fase sólida de 96.8% A 1 metro de profundidade a diminuição da concentração ocorre de forma mais lenta, diminuindo ao longo dos 5 anos, de 0.58 g/kg (dia 1) até 0.46 g/kg (5 anos) correspondendo uma percentagem de 20% de remoção de hidrocarboneto na fase sólida. A 2 metros de profundidade durante 6 meses a concentração de STPH é ≈ 0.57 g/kg, nos 4 meses seguintes verifica-se uma elevada diminuição da concentração até 0 g/kg (5 anos), obtendo assim uma percentagem de remoção de 100%. Na Figura IV.7 observa-se para o Cenário 10 que a concentração de CTPH à superfície diminui bastante durante o primeiro ano de remediação passando de ≈ 3166 mg/L (dia 1) para 16 mg/L no final do primeiro ano. Sendo que ao fim de 5 anos, os valores de concentração para este cenário (0.48 mg/L) se encontram similares aos valores do cenário base (0.45 mg/L). Demonstra assim que a eficácia de remoção foi bastante maior neste cenário de maior contaminação (≈ 98%) A 1 metro de profundidade a eficácia de remoção manteve-se, sendo que o valor de concentração ao fim de 5 anos, para esta medida de remediação (≈ 40.6 mg/L), é similar ao valor de concentração encontrado à mesma profundidade, no mesmo espaço temporal (≈ 40.5 mg/L). A 2 metros de profundidade a eficiência de remoção é superior em comparação com a simulação base, correspondendo a 93% para este cenário comparativamente aos 3%, resultantes do cenário base, sendo que a concentração final, nesta simulação é ainda elevada (≈ 209 mg/L). 55 Figura IV.7 Variação da concentração de hidrocarboneto na fase líquida ao longo do tempo. (a) Cenário 10 (b) Cenário 11. O Cenário 11 expressa concentrações de CTPH mais elevadas, mas comportamentos de remediação idênticos. Neste caso, as concentrações mais elevadas são expressas durante um intervalo de tempo mais curto que o anterior, mas as eficiências de remoção correspondem a um valor próximo de 100%. À superfície o valor de concentração no dia 1 é ≈ 79 160 mg/L, os 5 anos seguintes apresentam valores de concentração idênticos ao cenário base, assim como ao cenário 10, sendo esse valor ≈ 0.48 mg/L. A 1 metro de profundidade acontece algo idêntico ao retratado para a superfície, passando a concentração do dia 1, equivalente a 79 210 mg/L, para 46 mg/L ao fim de 5 anos, valor semelhante aos cenários anteriormente simulados. A 2 metros de profundidade a concentração inicial (dia 1) é a mesma observada a 1 m (79 210 mg/L), passando a 212 mg/L após 5 anos. Na Figura IV.8 verifica-se para o Cenário 10 que a concentração de STPH, representa um valor de 4.5 g/kg para o dia 1. Esse valor diminui para 0.31 g/kg no final do primeiro ano, atingindo o valor de 0.05 g/kg, 0 500 1 000 1 500 2 000 2 500 3 000 3 500 4 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de CTPH (mg/L) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 10 000 20 000 30 000 40 000 50 000 60 000 70 000 80 000 90 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de CTPH (mg/L) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 56 correspondendo a uma remoção de ≈ 99%. A 1 metro de profundidade, no final do primeiro ano, a concentração é igual a 3.70 g/kg, diminuindo nos anos seguintes, até atingir o valor de 0.54 g/kg valor idêntico ao encontrado no cenário base (0.51 g/kg). A 2 metros de profundidade, a concentração diminui ligeiramente no primeiro ano (≈ 0.03 g/kg) atingindo o valor de 1.16 g/kg no final dos 5 anos modulados, representando uma remoção de 74.3% da concentração inicial de TPH. Figura IV.8 Variação da concentração de hidrocarboneto na fase sólida ao longo do tempo. (a) Cenário 10 (b) Cenário 11. Para o Cenário 11 à superfície, a concentração de STPH, no dia 1 é de 22.5 g/kg diminuindo para 0.32 g/kg ao fim de um ano. Essa concentração tende a diminuir nos seguintes anos atingindo a mesma concentração (= 0.05 g/kg) verificada nos cenários simulados anteriormente (cenário base e cenário 10) 0 2 4 6 8 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/Kg) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 10 20 30 40 50 60 70 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de STPH (g/Kg) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 57 A 1 metro de profundidade a concentração diminui aproximadamente 18.3 g/kg durante 1 ano. Sendo que, o valor da concentração após 5 anos é igual ao obtido no cenário 10 (= 0.54 g/kg). Estes valores correspondem a uma percentagem de remoção de 98%. A 2 metros de profundidade há uma diminuição de concentração significativa, evidente entre o primeiro e o segundo ano, correspondente a aproximadamente 14 g/kg. Após 5 anos o valor da concentração de TPH na fase sólida é 1.52 g/kg, semelhante ao obtido para o cenário 10 (1.16 g/kg), traduzindo-se numa remoção de 93% do contaminante. IV.3 DISCUSSÃO DE RESULTADOS A definição do cenário base e posterior simulação de diversos cenários alternativos permitiu verificar que maiores concentrações dos aceitadores de eletrões originam maior diminuição da concentração de TPH (fase sólida e líquida) num intervalo de tempo mais curto. Através da redução dos aceitadores de eletrões consegue-se determinar a biodisponibilidade dos TPH nas fases líquida e sólida. Através da análise dos resultados obtidos para a variação da concentração dos diferentes aceitadores de eletrões ao longo do tempo, em simultâneo com a variação da concentração de TPH nas duas fases verifica-se uma diminuição da concentração de TPH coincidente com a diminuição da concentração dos aceitadores de eletrões. Para facilitar a discussão dos resultados, os valores referentes às concentrações de CTPH e STPH, a diferentes profundidades, na presença dos diferentes aceitadores de eletrões, referidos no presente Capítulo podem ser consultados nas Tabelas IV.2 a Tabela IV.7. 64 CAPÍTULO V – CONCLUSÕES E PERSPETIVAS FUTURAS V.1 CONCLUSÕES FINAIS A biodegradação dos hidrocarbonetos para além de um processo lento, é bastante complexo, devido à multiplicidade de compostos e heterogeneidade do petróleo bruto, e às diversas propriedades físicas que lhes são intrínsecas, tais como, por exemplo, a volatilidade e baixa solubilidade. A dificuldade que os microrganismos poderão apresentar na sua readaptação ao ambiente recentemente contaminado, constitui também uma das causas que torna este processo moroso. No presente trabalho foi possível concluir que: • a remoção do hidrocarboneto ao longo do tempo, à superfície, ocorre maioritariamente, devido a processos físico-químicos, tais como os mecanismos de transporte e de adsorção/dessorção, verificando-se uma extensão da pluma de contaminação em profundidade, pela ação do caudal de entrada de água. • quanto maior a concentração dos aceitadores de eletrões, mais rápida é a biodegradação do hidrocarboneto. À medida que a concentração de TPH nas fases líquida e sólida se aproxima de 0 mg/L ou 0 g/kg, verifica-se um aumento significativo da concentração dos aceitadores de eletrões, comprovando assim a biodegradação, à exceção do Fe3+ que apresenta uma diminuição da concentração ao longo do tempo, devido aos mecanismos de transporte que promovem a sua remoção da coluna de solo. • a adição de NO3-, de modo a estimular os processos de desnitrificação, é a estratégia mais eficaz, uma vez que o hidrocarboneto é consumido num intervalo de tempo mais curto (= 2.3 anos), seguida pela adição de SO42- (= 3.7 anos) e pela presença de Fe3+ (o processo mais lento verificado, = 4.5 anos). • a variação da concentração de TPH (fase líquida e sólida) apresenta um comportamento na presença de SO42bastante idêntico ao verificado na presença de NO3-. 65 • a adição de Fe3+ é a estratégia que apresenta maior percentagem de remoção de TPH à profundidade de 2 metros, ao fim de 5 anos, sendo a mesma igual a 100%. • a concentração de TPH nas fases líquida e sólida a 2 metros de profundidade aproxima-se de 0.0001 mg/L e 0.0002 g/kg no cenário 3, no cenário 6 corresponde a 0.0004 mg/L e 0.001 g/kg, no cenário 9 (na presença de Fe3+) a concentração é igual a 0 mg/L e 0 g/kg. Demonstrando a existência de uma concentração residual do contaminante indisponível à biodegradação nos cenários 3 e 6. V.2 PERSPETIVAS FUTURAS Como trabalho futuro, recomenda-se o desenvolvimento de um estudo que contorne algumas limitações presentes neste modelo. Uma das limitações mais impactantes, prende-se à incerteza associada a algumas variáveis fundamentais para o modelo, tais como constantes de adsorção. A complexidade do petróleo, dificulta a definição do melhor composto a utilizar no modelo, assim como a existência de literatura muito direcionada para compostos mais aromáticos como os BTEX, representando uma limitação na obtenção de constantes referidas na bibliografia para outro tipo de compostos como o hexadecano, inicialmente pensado para este modelo. No futuro poderão ser desenvolvidos modelos matemáticos que integrem diferenciadamente hidrocarbonetos alifáticos (de cadeia longa) e hidrocarbonetos aromáticos, permitindo uma comparação de degradação entre eles, em função do tempo de biodegradação. As características físico-químicas do local em estudo integram outra das limitações. Recomenda-se o desenvolvimento de um modelo capaz de integrar diversos processos e variáveis para diferentes tipos de solos (arenosos, argilosos e com maior percentagem de matéria orgânica), onde a ativação das variáveis e processos seria efetuada de acordo com o tipo de solo contaminado. A adição de matéria orgânica no solo, seria outro fator a considerar, tendo em conta que através de ciclos metabólicos de biodegradação anaeróbia, promoveria a formação de co-substratos, como acetato, assim como através da última etapa da biodegradação anaeróbia da matéria orgânica (metanogénese) promoveria o aumento da concentração de metano (produto resultante da decomposição anaeróbia da 66 matéria orgânica) no solo, proporcionando o crescimento da biomassa que, por consequência, aumentaria a biodegradação dos hidrocarbonetos de petróleo. Alguma literatura relacionada com hidrocarbonetos de petróleo, sugere a utilização de biosurfactantes como catalisador da biodegradação. A inclusão de processos biológicos capazes de produzir biosurfactantes seria interessante para a simulação, de forma a prever a taxa de biodegradação dos hidrocarbonetos na presença deste tipo de biomassa, assim como o tempo de degradação, permitindo uma análise comparativa dos resultados obtidos, com este tipo de bactérias e sem as mesmas. 67 BIBLIOGRAFIA Abdelbagi, H., Ahmed, M. (2017). Fractional distillation of fuel from mixed plastic waste. (December 2016). Agamuthu, P., Tan, Y. S., Fauziah, S. H. (2013). Bioremediation of Hydrocarbon Contaminated Soil Using Selected Organic Wastes. Procedia Environmental Sciences, 18, 694–702. https://doi.org/10.1016/j.proenv.2013.04.094 Alleoni, L., Camargo, O. A., Casagrande, J. C. (1998). Isotermas de langmuir e de freundlich na descrição da adsorção de boro em solos altamente intemperizados. (January). https://doi.org/10.1590/S0103-90161998000300005 Alves, M. 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Figura A.1 (a) Taxa de conversão da CBO ao longo do tempo; (b) Taxa de conversão do NO3 ao longo do tempo; (c) Taxa de conversão do Fe2+ ao longo do tempo. 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 020 40 60 80 100 CBO / mgO2/L tempo / d (a) controlo 1 controlo 2 co-substrato 1 co-substrato 2 aceitador_e1 aceitador_e2 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 020 40 60 80 100 NO3-/ mg N /L tempo / d (b) controlo 1 controlo 2 co-substrato 1 co-substrato 2 aceitador_e1 aceitador_e2 0,0 10,0 20,0 30,0 40,0 50,0 60,0 70,0 80,0 020 40 60 80 100 Fe2+ / mM tempo / d (c) controlo 1 controlo 2 co-substrato 1 co-substrato 2 aceitador_e1 aceitador_e2 80 ANEXO III Figura A.2 Variação da concentração de NO3ao longo do tempo. (a) Cenário 1; (b) Cenário 2; (c) Cenário 3. 0 20 40 60 80 100 120 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de NO3-(mg/L) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 200 400 600 800 1 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de NO3-(mg/L) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 2 000 4 000 6 000 8 000 10 000 12 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de NO3-(mg/L) tempo (anos) (c) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 81 A Figura A.2 representa a variação da concentração de NO3ao longo do tempo para os Cenários 1,2 e 3. Verifica-se para o Cenário 1 à superfície que a concentração de nitrato diminui passando de 3.3 mg/L do dia 1 para 0.1 mg/L após 2 anos. A concentração de nitrato, após 2 anos volta a aumentar, atingindo um valor ≈ 100mg/L. A 1 metro de profundidade a concentração de nitrato é igual a 0 mg/L ao longo dos 5 anos. A mesma diminuição verifica-se nos 2 metros de profundidade. No Cenário 2 a concentração de nitrato no dia 1 é de 3.5 mg/L aumentando no primeiro ano para ≈ 600 mg/L. A concentração tende a aumentar ao longo dos anos, representando um valor final (após 5 anos) de 1 000 mg/L. A 1 metro de profundidade a concentração do dia 1 é de 3.31 mg/L, reduzindo para 0 mg/L durante os primeiros 4 anos. Entre o quarto e o quinto ano a concentração aumenta para 147 mg/L. A concentração a 2 metros de profundidade reduz de 3.31 mg/L do dia 1, para 0 mg/L até ao final. Relativamente ao Cenário 3 à superfície a concentração de nitrato no primeiro dia é de 5.64 mg/L aumentando até 9 999 mg/L durante o primeiro ano. Mantendo-se a concentração de nitrato entre o segundo e o quinto ano, em 10 000 mg/L. A 1 metro de profundidade a concentração reduz-se para 0 mg/L no primeiro ano, aumentando para 9 979 mg/L no segundo ano. Há um ligeiro aumento até ao terceiro ano, mantendo-se o valor de concentração em 9 999 mg/L até ao final. A 2 metros de profundidade a concentração de nitrato inicia em 3.31 mg/L reduzindo para 0 mg/L nos 2 primeiros anos, voltando a aumentar para 9 974 mg/L no terceiro ano até 9 998 mg/L no final. 82 Figura A.3 Variação da concentração de SO42ao longo do tempo. (a) Cenário 4; (b) Cenário 5; (c) Cenário 6. 0 20 40 60 80 100 120 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentraçãode SO42- (mg/L) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 200 400 600 800 1 000 1 200 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de SO42- (mg/L) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 2 000 4 000 6 000 8 000 10 000 12 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de SO42- (mg/L) tempo (anos) (c) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 83 A Figura A.3 representa a variação da concentração de SO42ao longo do tempo para os Cenários 4,5 e 6. No Cenário 4 a concentração de SO4, à superfície, sofre uma diminuição de 0.25 mg/L até 0.01 mg/L durante o primeiro ano. Entre o final do primeiro ano e o terceiro há um aumento para uma concentração igual a 99.61 mg/L de SO4 mantendo-se aproximadamente este valor (= 99.98 mg/L) até ao final. A 1 metro de profundidade a concentração reduz de 0.25 mg/L a 0 mg/L durante os 5 anos. Verifica-se igual situação a 2 metros de profundidade. À superfície, para o Cenário 5 a concentração aumenta entre o dia 1 (= 0.25 mg/L) e o primeiro ano (= 740.4 mg/L). Nos anos seguintes, a concentração continua a aumentar até atingir o valor de 1 000 mg/L. A 1 metro de profundidade, a concentração após o dia 1 passa de 0.25 mg/L a 0 mg/L durante os 4 primeiros anos. Nos primeiros meses do 4º ano, verifica-se um pico de concentração ≈ 400 mg/L. No quinto ano a concentração atinge o valor de ≈ 77 mg/L. A 2 metros de profundidade a concentração reduz de 0.25 mg/L no dia 1 para 0 mg/L até ao final. Para o Cenário 6, à superfície, verifica-se um aumento de concentração de 0.26 mg/L até 9 997 mg/L durante os primeiros meses, havendo uma diminuição da concentração, equivalente a 1 500mg/L, voltando a aumentar a partir do início do primeiro ano, até ao final, onde a concentração é de 10 000 mg/L. A 1 metro de profundidade observa-se que a concentração inicial é de 0 mg/L, apresentando um ligeiro aumento (≈ 334 mg/L) próximo do primeiro ano e meio. A concentração volta a aumentar ainda antes dos dois anos, até atingir uma concentração de ≈ 9 900 mg/L. A concentração de SO4 aumenta ligeiramente entre o segundo e o quinto ano, atingindo um valor final de 10 000 mg/L. 84 Figura A.4 Variação da concentração de Fe3+ ao longo do tempo. (a) Cenário 7; (b) Cenário 8; (c) Cenário 9. 0 100 200 300 400 500 600 700 800 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de Fe3+ (g/kg) tempo (anos) (a) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 1 000 2 000 3 000 4 000 5 000 6 000 7 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de Fe3+ (g/kg) tempo (anos) (b) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 0 10 000 20 000 30 000 40 000 50 000 60 000 70 000 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 Concentração de Fe3+ (g/kg) tempo (anos) (c) superfície 1 m profundidade 2 m profundidade 85 A Figura A.4 representa a variação da concentração de Fe3+ ao longo do tempo para os Cenários 7, 8 e 9. Analisando a concentração de Fe2+ à superfície, no Cenário 7, verifica-se que a concentração diminui drasticamente após o dia 1, passando de 660 g/kg para 0 g/kg nos primeiros 4 dias. Durante o primeiro ano verificam-se dois picos com concentrações próximas de 109 g/kg voltando a concentração a ser igual a 0 g/kg até ao final. A 1 metro de profundidade, a concentração mantém-se nos 660 g/kg nos primeiros dias. Esta curva apresenta dois picos de concentrações entre os 660 g/kg e os 700 g/kg durante o primeiro ano após o derrame. A concentração no final do primeiro ano volta a ser 0 g/kg, embora apresente um ligeiro aumento nos meses seguintes (≈ 44 g/kg), voltando a ser 0 g/kg até ao final. A concentração de Fe3+ no Cenário 8, à superfície diminui nos primeiros dias de 6 600 g/kg até 0 g/kg, este valor volta a aumentar até ≈ 815 g/kg, voltando a diminuir até 0 g/kg, mantendo-se assim até ao final dos 5 anos. A 1 metro de profundidade a concentração mantém-se inicialmente nos 6 600 g/kg, descendo até 0.11 g/kg, depois de atingir esse valor, volta a aumentar até ≈ 2 900 g/kg. Após os primeiros 6 meses, a concentração volta a diminuir, sendo que só depois do primeiro ano é que se torna inferior a 1 g/kg. A 2 metros de profundidade a concentração mantém-se nos 6 600 g/kg durante os primeiros 4 meses, até atingir uma concentração mínima de 2.6 g/kg. Após esse ponto a concentração tende a aumentar até ≈ 1460 g/kg. O maior pico encontra-se antes do primeiro ano, onde a concentração de Fe2+ atinge um valor de 3 135 g/kg. Entre o primeiro e o terceiro ano verifica-se uma oscilação da concentração num intervalo inferior a ≈ 1 500 g/kg. Entre o terceiro e o quinto ano a concentração é de 0 g/kg. Em relação ao Cenário 9, à superfície verifica-se o início de uma concentração de Fe2+ correspondente a 66 000 g/kg, baixando para 0 g/kg após 3 dias. A concentração volta a aumentar até os 15 660 g/kg, após essa concentração volta a diminuir para 0 g/kg até ao final. A 1 metro de profundidade a concentração tende a baixar nos primeiros dias até ≈ 0.11 g/kg. sensivelmente 2 meses depois, a concentração volta a aumentar até 15 810 g/kg, este valor mantémse durante alguns meses, começando a diminuir acentuadamente após o 1º ano, atingindo 0 g/kg até ao final. 86 A 2 metros de profundidade, observa-se uma diminuição da concentração até 2.9 g/kg (≈ 5 meses), aumentando a partir desse ponto até um máximo de 18 580 g/kg. Essa concentração diminui gradualmente ao longo do tempo. Analisando os valores de concentração correspondentes ao 2º, 3º, 4º e 5º ano, obtemos as respetivas concentrações 1 312 g/kg; 2 349 g/kg; 0.68 g/kg; 2.48 g/kg; comprovando as oscilações das concentrações verificadas na Figura A.4.