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Universidade de São Paulo
Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”
Biodegradação da blenda poli (
ε-caprolactona) e amido de milho adipatado,
em diferentes granulometrias, incubada em dois solos
Maria Elda Ferreira César
Dissertação apresentada para obtenção do título de
Mestre em Agronomia. Área de concentração: Solos e
Nutrição de Plantas
Piracicaba
2007
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Maria Elda Ferreira César
Engenheiro Agrônomo
Biodegradação da blenda Poli (ε-caprolactona) e amido de milho adipatado, em diferentes
granulometrias, incubada em dois solos
Orientador:
Profa. Dra. ELKE JURANDY BRAN NOGUEIRA
CARDOSO
Dissertação apresentada para obtenção do título de
Mestre em Agronomia. Área de concentração: Solos e
Nutrição de Plantas
Piracicaba
2007
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Dados Internacionais de Catalogação na Publicação (CIP)
DIVISÃO DE BIBLIOTECA E DOCUMENTAÇÃO - ESALQ/USP
César, Maria Elda Ferreira
Biodegradação da blenda Poli (ε-caprolactona) e amido de milho adipatado, em
diferentes granulometrais, incubada em dois solos / Maria Elda Ferreira César. - -
Piracicaba, 2007.
53 p. : il.
Dissertação (Mestrado) - - Escola Superior de Agricultura Luiz de Queiroz, 2007.
Bibliografia.
1. Microbiologia do solo 2. Plásticos 3. Poluição do solo 4. Resíduos biodegradeveis
5. Toxicidade do solo I. Título
CDD 631.46
“Permitida a cópia total ou parcial deste documento, desde que citada a fonte – O autor”
3
Ao Divino Menino Jesus por estar presente na minha vida, no meu trabalho e em meu coração.
OFEREÇO
Aos meus pais Manoel e Sílvia, por abrirem mão de muitas coisas em suas vidas em nome de
minha formação pessoal e profissional.
Ao meu marido Fabricio pela compreensão, ajuda, paciência, amizade e amor.
DEDICO
4
AGRADECIMENTOS
À Escola Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”, da Universidade de São Paulo, por meio do
Programa de Pós-Graduação em Solos e Nutrição de Plantas, pela oportunidade de realização do
curso.
À Professora Dra. Elke Jurandy Bran Nogueira Cardoso, pela orientação, paciência, conselhos e
confiança.
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES) pela bolsa de estudo
concedida durante a realização deste curso.
À Professora Dra. Lucia Helena Innocentini Mei pelo fornecimento dos plásticos, pela atenção,
ajuda, incentivo e confiança depositada.
À comissão de Pós-Graduação do curso de Solos e Nutrição de Plantas da ESALQ/ USP pela
oportunidade e recursos financeiros concedidos para realização deste trabalho.
Ao professor Dr. Carlos Tadeu dos Santos Dias pela colaboração na análise estatística dos dados
do presente trabalho.
Ao Professor Dr. Jairo Antonio Mazza pela colaboração durante o desenvolvimento do projeto.
5
Ao Professor Dr. Godofredo César Vitti pelo incentivo ao Mestrado.
Aos Técnicos do Laboratório de Microbiologia do Solo do Departamento de Ciência do Solo –
ESALQ/ USP Denise de Lourdes Colombo Mescolotti e Luis Fernando Baldesin, pela amizade,
apoio e ajuda em todas as fases experimentais.
À Técnica do Laboratório de Sementes do Departamento de Produção Vegetal - ESALQ/ USP
Helena Pescarim Chamma, pela disposição e ajuda na Etapa III do presente trabalho.
À Pilar Drummond Sampaio Corrêa Mariani pela amizade, consideração e ajuda em todas as
fases deste trabalho.
Às amigas Flávia Roncato Frasson e Stella Consorte pela disposição, ajuda e conselhos no
desfecho deste trabalho.
À Rafaela de Fátima Neroni, pela amizade, companheirismo, ajuda contínua e por não ter perdido
a oportunidade de me mostrar o real valor da vida. Sem seu apoio tudo seria muito mais difícil.
A todos os colegas do Curso de Pós-Graduação em Solos e Nutrição de Plantas – ESALQ/ USP,
em especial Adilson de Oliveira Júnior e Gean Carlos Silva Matias, pela amizade, paciência,
companheirismo e auxílio no desenvolvimento deste trabalho.
6
Aos amigos do Laboratório de Microbiologia do Solo, Alexandre, Alessandra, Daniel, Dilmar,
Rafael, Fabiana, Maurício, Priscila e Victor pela ajuda, conversas, discussões e momentos de
diversão.
7
SUMÁRIO
RESUMO ........................................................................................................................... 9
ABSTRACT ...................................................................................................................... 10
1 INTRODUÇÃO .............................................................................................................. 11
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ....................................................................................... 13
2.1 Resíduos sólidos........................................................................................................... 13
2.2 O plástico...................................................................................................................... 14
2.3 Polímeros biodegradáveis ............................................................................................ 15
2.3.1 Blenda biodegradável: poli (ε–caprolactona) e amido de milho adipatado .............. 16
2.3.2 Polietileno................................................................................................................. 16
2.4 Solos............................................................................................................................ 17
2.5 Organismos do solo..................................................................................................... 19
2.5.1 Propriedades microbianas indicadoras de alterações no solo................................... 20
2.5.1.1 Respiração basal..................................................................................................... 21
2.5.1.2 Biomassa microbiana............................................................................................. 21
2.6 Planta teste................................................................................................................... 22
3 MATERIAL E MÉTODOS............................................................................................ 24
3.1 Etapa I: Biodegradação do plástico............................................................................. 24
3.1.1 Solo.......................................................................................................................... 24
3.1.2 Os plásticos.............................................................................................................. 25
3.1.3 Biodegradação e respiração..................................................................................... 25
3.2 Etapa II: Análises microbiológicas............................................................................. 27
3.2.1 C – biomassa............................................................................................................ 27
3.2.2 N – biomassa........................................................................................................... 28
3.3 Etapa III: Testes de toxicidade do plástico no solo na qualidade de sementes de arroz (Oryza
sativa L.) cultivar 202 IAC............................................................................................... 29
3.3.1 Teste prévio de germinação..................................................................................... 30
3.3.2 Teste de germinação................................................................................................ 29
3.3.3 Índice de velocidade de germinação (IVG)............................................................. 30
3.3.4 Massa seca da parte aérea e massa seca da raiz....................................................... 31
3.4 Análise estatística........................................................................................................ 31
8
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO.................................................................................. 32
4.1 Avaliação da degradação do plástico.......................................................................... 32
4.2 Análises microbiológicas............................................................................................ 40
4.3 Avaliação da toxicidade do plástico no solo em sementes e plântulas de arroz ....... 41
5 CONCLUSÕES ........................................................................................................... 45
REFERENCIAS................................................................................................................ 46
9
RESUMO
Biodegradação da blenda poli (ε-caprolactona) e amido de milho adipatado, em diferentes
granulometrias, incubada em dois solos
A constatação do crescente acúmulo de lixo, proveniente de plásticos sintéticos que
agridem o ecossistema, principalmente o solo, devido ao longo tempo de permanência no
ambiente, levou à idéia de desenvolvimento de plásticos biodegradáveis para substituição parcial
dos plásticos de origem petroquímica. No presente trabalho, conduzido em laboratório, analisou-
se a biodegradação da blenda poli (ε-caprolactona) e amido de milho adipatado (PCL/A) e do
polietileno. Após a etapa de biodegradação foi avaliado o impacto da adição daqueles materiais
na microbiota do solo e testada a toxicidade do plástico no solo sobre a emergência e
desenvolvimento de plântulas de arroz (Oryza sativa L.), cultivar 202 IAC. Foram usados dois
solos: Nitossolo Vermelho eutroférrico com textura argilosa e Argissolo Vermelho Amarelo
distrófico com textura arenosa. Os plásticos utilizados no experimento foram incorporados em
três diferentes granulometrias: 0,007, 0,196 e 19,5 cm
2
. Para cada granulometria foram
incorporadas ás amostras de solo seis doses de plástico equivalentes a 0, 50, 100, 150, 200 e 250
mg C 100g
-1
de solo. O delineamento experimental, para cada solo, foi inteiramente casualizado,
com três repetições, em fatorial: na fase de biodegradação: 6 x 2 x 3 (6 doses, 2 plásticos e 3
granulometrias), para as análises microbiológicas e para a fase de toxicidade do plástico no solo 5
x 2 x 1(5 doses, 2 plásticos e 1 granulometria). Cada dose de plástico foi incorporada em 200g de
terra dentro de frasco respirométrico hermeticamente fechado a 28°C. A mineralização do
plástico foi determinada pela captura de CO
2
liberado durante um período de 120 dias.
Confirmou-se mais uma vez que o polietileno é um material quase não biodegradável sendo que a
dose e a granulometria não afetam sua mineralização. O PCL/A é um material biodegradável. No
solo argiloso a maior porcentagem de mineralização foi de 72,47 % e para o arenoso de 60,46%,
na granulometria 0,007 cm
2
e dose 50 mg C 100g
-1
de solo, em 120 dias foi observado que a
textura do solo é fator que afeta a mineralização de compostos orgânicos, sendo esta maior em
solo de textura argilosa. Nas maiores doses de PCL/A, independentemente do tipo de solo, a
porcentagem de biodegradação diminuiu, provavelmente pelo aumento do conteúdo orgânico
adicionado, que pode ter suplantado a capacidade de degradação dos microrganismos contidos
nos solos. Não houve alterações no carbono e nitrogênio da biomassa microbiana do solo pela
adição de polietileno e PCL/A. Em teste de toxicidade do plástico no solo avaliada através da
emergência e desenvolvimento de plântulas de arroz (Oryza sativa L.) cultivar 202 IAC, o
polietileno e o PCL/A mostraram-se inertes, não alterando a porcentagem de germinação, o
índice de velocidade de germinação das sementes, a massa seca da parte aérea e a massa seca da
raiz das plântulas.
Palavras-chave: Plástico; Poli (ε-caprolactona) e amido; Biodegradação; Mineralização do
carbono; Toxicidade do plástico no solo
10
ABSTRACT
Biodegradation of a poly (ε-caprolactone) and adipate modified corn starch blend, with
different granulometries, incubated in two soil types
Evidences of the increasing amount of waste coming from synthetic plastics that damage
the ecosystem, mainly the soil, due to their long permanence in the environment, suggested the
idea of developing biodegradable plastics in order to partially replace plastic of petrochemical
origin. The current trial, accomplished at laboratorial conditions, was firstly developed to analyse
the biodegradation of poly (ε-caprolactone) and adipate modified corn starch blend (PCL/A) and
of polyethylene. After wards e the impact of the addition of these materials on the soil microbiota
was evaluated and the toxicity of plastic in the soil during the emergence and development of rice
seedlings (Oryza sativa L.) 202 IAC cultivar was tested as well. Two types of soil were used: Red
Dusky Podzol with clayey texture and Paleudult (Ultisol) soil with sandy texture. The plastics
used in this experiment were added in three different granulometries: 0.007; 0.196 and 19.5 cm
2
.
For each granulometry, six doses were added to the soil samples, 0; 50; 100; 150; 200 and 250
mg C 100g
-1
of soil. For each soil, the experiment had a completely randomized factorial design,
with three replications: for biodegradation, 6 x 2 x 3 (6 doses, 2 plastics and 3 granulometries); in
the microbiological test and in the toxicity test in the soil 5 x 2 x 1(5 doses, 2 plastics and 1
granulometry). Each plastic dose was added to 200g of soil and placed in a hermetically closed
respirometric jar at 28°C. The plastic mineralization was determined by CO
2
evolution during a
120 day period. Once again it was confirmed that polyethylene is an almost non biodegradable
material considering that the dosage and the granulometry do not affect the mineralization. The
PCL/A is a biodegradable material. For the clayey soil the mineralization percentage was 72.47
% and for the sandy one, it was 60.46%, in 120 days, for granulometry 0.007 cm
2
and dosage 50
mg C 100g
-1
of soil. Soil texture affects the kynetics mineralization of the plastic probes, being
higher for clayey soil. In the highest dosages of PCL/A, regardless the type of soil, the
biodegradation percentage decreased, probably because of the increase in the organic content
added, that may have surmounted the degradation capacity of soil microorganisms. There were
no changes in the carbon and nitrogen of soil microbiological biomass by adding polyethylene
and PCL/A. During the tests of plastic toxicity in the soil, evaluated by the emergence and
development of rice seedlings (Oryza sativa L.) 202 IAC cultivar, the polyethylene and the
PCL/A showed no effect, without changes on the germination percentage, speed of seed
emergence index, shoot and root dry matter mass of seedlings.
Keywords: Plastic; Poly (ε-caprolactone) and adipate corn starch blende; Biodegradation; Carbon
mineralization; Plastic toxicity in soil
11
1 INTRODUÇÃO
As características dos plásticos como seu custo praticamente irrisório, baixo peso, boa
resistência mecânica, impermeabilidade, transparência e capacidade de coloração mais impressão
lhes conferiram trunfos incomparáveis para seu uso massivo na forma de embalagens, uma
aplicação extremamente importante numa sociedade voltada para o consumo. Portanto, nada mais
natural que esses materiais tenham avançado irresistivelmente sobre esse mercado: do total de
3,97 milhões de toneladas (Mt) de plásticos consumidos no Brasil em 2002, nada menos do que
1,58 Mt foram usadas na forma de embalagens e 0,46 Mt como produtos descartáveis. Ou seja, só
nesse ano mais de dois milhões de toneladas de artigos plásticos tiveram vida útil efêmera no
Brasil. Dito em outras palavras: pelo menos 51,3% do plástico consumido no Brasil naquele ano
foi para o lixo após algumas semanas de uso, se tanto. Obviamente deve-se juntar a essa
quantidade o material plástico que chegou ao fim de sua vida útil em outras aplicações mais
duradouras como, por exemplo, componentes para automóveis, eletrodomésticos, móveis, etc
(GORNI, 2006).
As áreas destinadas a receber toneladas de resíduos sem, contudo, terem uma infra-
estrutura capaz de evitar os problemas oriundos desta deposição, terão o uso futuro
comprometido. Dentre os problemas oriundos da disposição inadequada de grandes quantidades
de resíduos sólidos urbanos e industriais, pode ser destacada a poluição do ar, das águas
superficiais e subterrâneas, poluição do solo, desequilíbrio ecológico, etc. (SISSINO;
OLIVEIRA, 2000). Embora a poluição do solo geralmente não seja tão visível ou imediatamente
perceptível, seus efeitos podem ser muito nocivos, uma vez que o solo é compartimento
ambiental que não se move e não se renova rapidamente, ao contrário do ar e da água (BRASIL,
1983). Alguns autores consideravam o solo como um meio filtrante que acabava por ‘tratar’ os
resíduos sólidos e os efluentes líquidos. Atualmente, já se sabe que o solo é um reservatório de
produtos químicos, interferindo diretamente com os outros compartimentos ambientais
(CARVALHO, 1980).
A constatação do crescente acúmulo de lixo, proveniente de plásticos sintéticos que
agridem o ecossistema, principalmente o solo, devido ao longo tempo de permanência no
ambiente, levou à idéia de desenvolvimento de plásticos biodegradáveis. Da família dos
polímeros sintéticos biodegradáveis, o poli (ε-caprolactona) tem despertado especial interesse na
12
substituição de polímeros não biodegradáveis devido às suas características físicas,
compatibilidade com outros materiais e disponibilidade comercial (MARIANI, 2005).
Os polímeros biodegradáveis, sintéticos ou naturais podem ser decompostos por meio de
processos naturais, nos quais os produtos de degradação são reaproveitados no ambiente através
dos ciclos elementares como: ciclo do carbono, nitrogênio e enxofre (MARIANI, 2005).
A blenda poli (ε-caprolactona) e amido de milho adipatado, quando descartada em locais
denominados ambientes microbiologicamente ativos (solos, aterros sanitários, lodos ativados,
etc.), terão maior facilidade de se decompor, podendo, hipoteticamente, melhorar as condições
físicas, químicas e biológicas do solo, quando aquele for o ambiente de descarte.
Normalmente, os microrganismos são os agentes da biodegradação e decompõem
substâncias orgânicas totalmente até CO
2
e H
2
O, ou parcialmente, em moléculas intermediárias
menores. Em alguns casos, estas podem ser mais persistentes e/ou mais tóxicas que o poluente
original. Por isso, no caso de o local de depósito para decomposição deste novo material ser o
solo, devem ser feitos testes de toxicidade com o uso de espécies vegetais que poderão ter seu
crescimento e desenvolvimento prejudicados.
A crescente demanda por materiais biodegradáveis tem tornado indispensável o
conhecimento completo do processo de biodegradação. Por si só, este termo não garante que este
material será degradado em qualquer ambiente e em qualquer quantidade, uma vez que os
ambientes biologicamente ativos abrangem diferentes organismos e, por sua vez, diferentes
sistemas enzimáticos (MARIANI, 2005).
Dentro do contexto apresentado, este trabalho teve como objetivo avaliar a biodegradação
da blenda poli (-caprolactona) e amido de milho adipatado, comparando-se com o polietileno
(polímero reconhecidamente pouco biodegradável), nas mesmas condições:
Em dois solos que diferem em textura e em parâmetros nutricionais;
Três granulometrias distintas das provas plásticas;
Para cada granulometria, foram incorporadas às amostras de solos seis doses de plástico
equivalentes a 0, 50, 100, 150, 200, 250 mg de C 100g
-1
de solo;
Após a biodegradação, a toxicidade do material no solo foi avaliada através da
emergência de sementes e desenvolvimento de plântulas de arroz (Oryza sativa L.)
cultivar 202 IAC.
13
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Resíduos sólidos
A norma brasileira NBR-10.004 define resíduos sólidos como: resíduos no estado sólido e
semi-sólido que resultam da atividade da comunidade, de origem industrial, doméstica,
hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição (ABNT, 1987 a:1). Na mesma norma, a
periculosidade de um resíduo é definida como: a característica apresentada por um resíduo que,
em função de propriedades físicas e químicas ou infecto-contagiosas, pode apresentar risco à
saúde pública, provocando ou acentuando, de forma significativa, um aumento de mortalidade ou
incidência de doenças e/ou riscos ao ambiente, quando o resíduo é manuseado ou destinado de
forma inadequada (ABNT, 1987 a:2).
A forma de viver atual do homem significa a manutenção do padrão de produção
crescente de resíduos, tanto qualitativa como quantitativamente (BRUCE, 1995). No Brasil, a
quantidade diária de lixo coletado segundo as Regiões Norte, Nordeste, Sudeste, Sul e Centro-
Oeste, é de 228.413 toneladas (IBGE, 16/01/2007). Deste montante, 35 a 45% vão para aterros
sanitários e lixões a céu aberto e são compostos por materiais de degradação lenta que podem ser
reaproveitados. São resíduos que ocupam grandes espaços, enquanto que as áreas destinadas a
aterros estão cada vez mais escassas. Os resíduos sólidos apresentam riscos á saúde e ao
ambiente; saber das dimensões destes riscos e seus impactos depende de um maior conhecimento
sobre os resíduos, dos seus componentes, das estimativas de produção, da trajetória da geração ao
destino final e das formas de manuseio e tratamento ao longo da trajetória (SISSINO;
OLIVEIRA; 2000).
A tendência atual, como já existe em alguns países mais desenvolvidos, é desenvolver
ações para minimizar a geração de resíduos sólidos; como exemplo o desenvolvimento de
produtos de consumo que, após o uso, no final da cadeia, gerem menos resíduos e/ou resíduos
menos agressivos ao ambiente. O novo conceito de “ciclo de vida” dos produtos – em que o
produtor tem responsabilidades desde a captação da matéria-prima até a disposição final dos
resíduos gerados – poderá ser um importante instrumento de proteção ao ambiente.
Portanto, é fundamental, tanto dos pontos de vista político e econômico como do ponto de
vista ambiental que na formulação do modelo de gerenciamento de resíduos sólidos, em países
como o Brasil, se considerem as condições de sua realidade para que se projetem sistemas e
14
produtos adequados capazes de gerar efetiva evolução no tratamento dos resíduos e seus impactos
ambientais (SISSINO; OLIVEIRA; 2000).
2.2 O Plástico
Plástico é todo composto sintético ou natural que tem como ingrediente principal uma
substância orgânica de elevado peso molecular, seu nome vem do grego plastikos que quer dizer
"maleável". Em geral, os plásticos são materiais sintéticos obtidos por meio de fenômenos de
polimerização ou multiplicação artificial dos átomos de carbono nas grandes correntes
moleculares dos compostos orgânicos, derivados do petróleo ou de outras substâncias naturais.
Os polímeros, moléculas básicas dos plásticos, estão presentes em estado natural em algumas
substâncias vegetais e animais como a borracha, o amido, a madeira e o couro
(CAFEBANDEIRA, 21/11/2006).
Substâncias elásticas extraídas de resinas naturais, como a da seringueira, já eram
conhecidas em certas regiões da América, Oceania e Ásia em épocas primitivas. Das crônicas de
viajantes europeus medievais, como Marco Polo, constam relatos sobre a existência dessas
substâncias, que foram introduzidas na Europa durante o Renascimento (CAFEBANDEIRA,
21/11/2006).
Até o século XIX o aproveitamento desses materiais foi muito pequeno, mas o
desenvolvimento da química permitiu seu aperfeiçoamento e o melhor aproveitamento de suas
propriedades. Em 1862 o inglês Alexander Parkes criou a parquesina, o primeiro plástico
propriamente dito. Sete anos mais tarde John Wesley Hyatt descobriu um elemento de capital
importância para o desenvolvimento da indústria dos plásticos: a celulóide. Tratava-se de um
material fabricado a partir da celulose natural tratada com ácido nítrico e cânfora, substância
cujos efeitos de plastificação foram muito usados em épocas posteriores (CAFEBANDEIRA,
21/11/2006).
A fabricação dos plásticos sintéticos teve início com a produção da baquelita, no início do
século XX, e registrou um desenvolvimento acelerado a partir da década de 1920. O progresso da
indústria acompanhou a evolução da química orgânica que, principalmente na Alemanha,
permitiu o descobrimento de muitas substâncias novas. Hermann Standinger comprovou em 1922
que a borracha se compunha de unidades moleculares repetidas, de grande tamanho, que
passaram a ser chamadas de macromoléculas. Essa comprovação abriu caminho para a
15
descoberta, antes da metade do século, dos poliestirenos, do vinil, das borrachas sintéticas e das
poliuretanas e silicones, todos de amplo uso e obtidos a partir de matérias-primas vegetais e
minerais (CAFEBANDEIRA, 21/11/2006).
Aproximadamente 140 milhões de toneladas de plásticos derivados do petróleo são
produzidos anualmente em todo o mundo (SHIMAO, 2001). Estes polímeros são extremamente
estáveis e não entrarão de imediato no ciclo de degradação da biosfera e podem permanecer
intactos por longo tempo (SANEKOVA, 2000; SHIMAO, 2001). Outro aspecto negativo destes
polímeros é que eles formam uma camada impermeabilizante que dificulta a circulação de gases
e líquidos nos lixões, necessários para acelerar a decomposição do lixo.
A grande quantidade de lixo plástico descartado todos os anos, que conduz a um sério
problema ambiental, estimulou o desenvolvimento de tecnologias para reciclagem e levanta a
possibilidade de substituição de materiais plásticos convencionais por biodegradáveis. Esta troca
passa a ser uma solução para diminuir o volume de resíduos plásticos porque eles podem ser
degradados em ambientes úmidos pela ação de microrganismos (DENG et al. 2006; BUCCI,
2003). Recentemente, a pesquisa e o desenvolvimento de materiais biodegradáveis com uso de
fontes renováveis como a celulose, amido e proteína, têm chamado a atenção (DENG et al. 2006).
Porém, o preço dos polímeros biodegradáveis em comparação aos plásticos convencionais tem
sido um dos obstáculos a ser vencido. O polietileno apresenta um preço de produção médio de
0,9 a 1,0 US$ kg
-1
enquanto os polímeros biodegradáveis 5,0 a 8,0 US$ kg
-1
(ROSA et al., 2002).
Segundo Mariani (2005), o alto custo dos polímeros sintéticos biodegradáveis pode ser reduzido
significativamente com a adição de polímeros naturais.
2.3 Polímeros biodegradáveis
Segundo a ASTM D 6954-04, polímero biodegradável é um polímero que passa por
alterações significativas em sua estrutura química como resultado da ação de microorganismos de
ocorrência natural, como bactérias, fungos e algas.
Existem hoje várias definições para estes polímeros, as quais são elaboradas pelos grupos
de pesquisa ligados ao desenvolvimento de normas para acompanhamento padronizado da
biodegradação e cabe ao usuário definir qual delas irá usar para desenvolver seus testes
(MARIANI, 2005).
16
2.3.1 Blenda biodegradável: poli (ε–caprolactona) e amido de milho adipatado
Poli (ε–caprolactona), ou PCL, é um polímero sintético, de caráter hidrofóbico, muito
conhecido pela sua biodegradabilidade e habilidade em formar blendas com outros polímeros
(MARIANI, 2005; DENG et al., 2006). Sua biodegradabilidade é devida ao grupo funcional éster
presente na estrutura de sua molécula, a qual pode ser hidrolizado pela ação de enzimas
microbianas (OHTAKI et al., 1998).
Amido é um polímero natural sintetizado em estruturas vegetais denominadas plastídeos a
partir da polimerização da glicose, resultante da fotossíntese. Sua utilização na síntese de
plásticos é limitada por apresentar baixa propriedade mecânica e pouca estabilidade térmica
(MARIANI, 2005).
Blenda é a mistura de materiais de diferentes origens que juntos compõem uma substância
com propriedades que nenhum outro material puro possui. A poli (ε–caprolactona) e amido de
milho adipatado é uma blenda de um polímero natural misturado a um polímero sintético
biodegradável. A produção da blenda é interessante, pois, o novo produto apresenta boas
propriedades físicas e aumento da taxa de biodegradação (KLOSS et. al, 2005; MARIANI, 2005;
VOGELSAGER et al., 2004 ).
Doravante, a blenda poli (ε–caprolactona) e amido de milho adipatado será simplesmente
denominada “blenda PCL/A” neste trabalho.
2.3.2 Polietileno
Polietileno é um polímero parcialmente cristalino, flexível, cujas propriedades são
acentuadamente influenciadas pela quantidade relativa da fase amorfa e cristalina. Os polietilenos
são lentamente biodegradáveis e inertes à maioria dos produtos químicos comuns devido à sua
natureza parafínica, seu alto peso molecular e sua estrutura parcialmente cristalina. Em
temperaturas abaixo de 60 ºC são parcialmente solúveis em todos os solventes (COUTINHO,
2003), mas não em água.
O polietileno possui o etileno (C
2
H
4
) polimeralizado e suas propriedades dependem da
técnica usada na polimerização. Em condições normais, os polímeros etilênicos são inertes e não
17
são tóxicos, podendo inclusive ser usados em contato com produtos alimentícios, farmacêuticos,
embalagens industriais e agrícolas (COUTINHO, 2003).
Há casos em que os plásticos são os únicos materiais adequados para um determinado
fim. Isso porque eles reúnem um número de propriedades dificilmente encontradas em outros
materiais: são ótimos isolantes térmico-acústicos, maus condutores de eletricidade, resistentes ao
calor, quimicamente inertes, leves, resistentes e flexíveis, além de representarem excelente
relação custo/benefício (PLASTIVIDA 23/11/2006). O mercado brasileiro de polietileno cresce
em um ritmo duas vezes maior que o Produto Interno Bruto (PIB). Entre 1999 e 2000, as vendas
aumentaram em mais de 150 mil toneladas (cerca de 10% da produção nacional) (COUTINHO,
2003).
2.4 Solo
Buckman; Brady (1983) definem solo como sendo “um conjunto de corpos naturais,
sintetizado em forma de perfil, composto de uma mistura variável de minerais espedaçados e
desintegrados e de matéria orgânica em decomposição, que cobre a terra com uma camada fina e
que fornece, desde que contenha as quantidades necessárias de ar e de água, amparo mecânico e
subsistência para os vegetais”.
O tamanho das partículas de um solo mineral não está sujeito a mudanças rápidas. Por
este motivo, a proporção de diversos grupos por tamanho, num determinado solo (textura),
assume importância adicional. Não pode ser alterada, sendo considerada como qualidade inerente
ao solo (BUCKMAN; BRADY, 1983).
Os grupos texturais são classificados em:
AREIAS: o grupo areia inclui todos os solos em que o peso da areia separada totaliza ou excede
70% do material. As propriedades de tais solos são, portanto, caracteristicamente arenosas, em
contraste com maior viscosidade e natureza mais argilosa de grupos de solos mais pesados. São
identificadas duas classes específicas: areia e areia barrenta (BUCKMAN; BRADY, 1983).
Desagregação, aeração e drenagens boas, assim como fácil subsolagem são características
de solos arenosos. Por outro lado, tais solos são em geral muito desagregados e abertos, não
possuindo capacidade adequada de adsorção e de manutenção de umidade e de nutrientes.
Portanto são insuficientemente férteis e carentes de granulação (BUCKMAN; BRADY, 1983).
18
ARGILAS: um solo para ser designado como argila deverá conter pelo menos 35% da fração
granulométrica de argila e, na maioria dos casos, nunca menos que 40%. Em tais solos, as
características da fração granulométrica da argila são eminentemente dominantes e a designação
da classe é: argila arenosa, argila síltica ou a mais comum, simplesmente argila (BUCKMAN;
BRADY, 1983)
As minúsculas partículas coloidais de argila silicatada possuem, em geral, carga negativa.
Portanto, milhares de íons positivamente carregados, ou cátions, são atraídos para cada cristal do
colóide. A camada iônica exterior é formada por um enxame de cátions frouxamente retidos que
circundam e, em alguns casos, penetram a partícula. Assim, uma partícula de argila é
acompanhada por um número espantoso de cátions adsorvidos (BUCKMAN; BRADY, 1983).
Segundo Cardoso (1992), o solo pode ser encarado como um hábitat microbiano por
excelência, local de vida de inúmeras e variadas populações de todos os tipos de microrganismos
e mesmo como o reservatório final da grande diversidade genética de quase todos eles.
Entretanto, o solo não pode ser visto como um único hábitat de grande extensão geográfica. Pelo
contrário, ele se constitui de inúmeros microssítios, caracterizados não apenas pelas condições
edafoclimáticas, mas ainda por fatores peculiares, como a presença de matéria orgânica, de
menor ou maior facilidade de troca gasosas, etc. E tais características podem variar muito entre
locais que distam entre si não mais que alguns milímetros. Conclui-se, portanto, que, mesmo
quando se considera um terreno de dimensões restritas, constituído pelo mesmo tipo de solo, lida-
se com grande número de microhábitats microbianos diferentes entre si.
A matéria orgânica do solo resulta da deposição de resíduos vegetais e animais naquele
meio, capazes de sofrer decomposição e liberar nutrientes, o que é fundamental para a ciclagem
dos elementos essenciais dentro do ecossistema. A matéria orgânica do solo desempenha funções
fundamentais para o adequado funcionamento do solo, estando envolvidos em processos físicos,
químicos e biológicos (ROSCOE, 2006).
O solo não é um ser ou entidade viva, mas no contexto da bioquímica comporta-se como
tal, atuando como um grande reator onde ocorrem inúmeras reações químicas complexas, sendo
as principais conduzidas ou mediadas pelas diversas formas de vida nele existentes (MOREIRA;
SIQUEIRA, 2002). A disposição sobre o solo de materiais orgânicos e/ou inorgânicos, bem como
a passagem sobre esse solo de massa fluida, que provoque alterações na sua constituição básica,
modificando suas propriedades originais benéficas ao uso das espécies que dele dependem ou
19
com ele se contatem, inclusive, influenciando a qualidade das águas sobre esse solo, caracteriza a
poluição do solo (PORTUGAL, 2006).
2.5 Organismos do Solo
Húmus é produto de degradação e de síntese. Os agentes responsáveis são organismos
vivos do solo, tanto micro como macrorganismos. Estes organismos produzem uma miríade de
mudanças bioquímicas, à medida que se processa a decomposição; igualmente reviram
fisicamente o solo, auxiliando a estabilizar sua estrutura. A preocupação com estes organismos
concentra-se na sua atividade, ao invés da sua classificação científica. Porém, reduções na sua
diversidade ou abundância podem afetar a ciclagem de nutrientes (GILLER et al., 1998).
A biomassa microbiana do solo é definida como a parte da matéria orgânica constituída
pelos organismos vivos com volume celular menor que 5 x 10
3
μm
3
(MOREIRA; SIQUEIRA,
2006). Estes organismos são definidos como a parte viva da matéria orgânica do solo. Todos os
sistemas vivos requerem um suprimento de nutrientes e energia em quantidade e forma
adequadas. Organismos que utilizam substâncias orgânicas como fonte de carbono e doadoras de
elétrons e fonte de energia química, são classificados como quimiorganotróficos (animais,
protozoários, fungos, maioria das bactérias) (NEVES, 1992).
Diversos tipos de substratos orgânicos estão presentes no solo. A variedade destes pode
ser tão grande quanto a das espécies microbianas. A taxa de degradação pelos microrganismos
dependerá do tipo de substrato, da relação espacial (acessível ou não) entre estes e as células e/ou
enzimas e das condições físico-químicas do microhábitat. Nem toda substância orgânica é
passível de degradação por microrganismos. A idéia de que o solo é um poderoso incinerador que
degrada toneladas de substâncias deve ser revista para evitar a poluição ambiental crescente, pois
mesmo as mais adaptadas comunidades microbianas são incapazes de degradar algumas
moléculas recalcitrantes tanto de produtos naturais como de substâncias feitas pelo homem
(MOREIRA; SIQUEIRA, 2002).
A decomposição, quebra do material orgânico particulado, é um processo biocatalítico
complexo que envolve a ação de enzimas que produzem monômeros específicos em função da
composição do substrato ou resíduo. Substratos prontamente decomponíveis se transformam
rapidamente em CO
2
e biomassa, em seguida são transformados os componentes químicos mais
resitentes e a própria fração da nova massa morta de microrganismos. Como resultado da
20
proliferação microbiana, o carbono e os nutrientes do material são transformados em novas
moléculas, como proteínas, polissacarídeos, ácidos nucleicos, quitina e outros (MOREIRA;
SIQUEIRA, 2002).
A mineralização da matéria orgânica procede da decomposição, os monômeros
(substâncias de baixo peso molecular) são absorvidos e metabolizados pelas células microbianas
que as transformam em formas inorgânicas. Este processo é de grande interesse para a fertilidade
do solo e a nutrição vegetal, pois as formas orgânicas são convertidas em CO
2
, NH
3
, NO
3
-
,
H
2
PO
4
-
, HPO
4
2-
e SO
4
2-
, os quais podem ser imobilizados na biomassa. Desse modo, os materiais
orgânicos depositados, assim como as frações orgânicas nativas do solo, que são húmus,
representam importante reservatório de C, N, P, S e outros nutrientes que ocorrem em diferentes
formas orgânicas.
2.5.1 Propriedades microbianas indicadoras de alterações no solo
Doran; Parkin (1994) definem qualidade do solo como sendo a capacidade deste de
funcionar dentro dos limites do ecossistema para sustentar a produtividade biológica, manter a
qualidade ambiental e promover a saúde das plantas e animais. Quando o homem, por sua
intervenção, modifica o funcionamento de um ecossistema, a dinâmica da matéria orgânica do
solo é profundamente alterada (LONGO, 1999). O manejo inadequado de um solo pode ocasionar
um estado de degradação que, caso seja reversível, requer muito mais tempo e recurso para sua
recuperação. As populações de organismos do solo revelam natureza dinâmica e são facilmente
afetadas por distúrbios físicos, causados pelo cultivo, ou químicos, resultantes da aplicação de
fertilizantes, pesticidas, resíduos, etc. (D'ANDRÉA et al, 2002). Assim faz-se necessário o
monitoramento dos solos manejados com vista à preservação de sua qualidade para que os
mesmos possam proporcionar uma produção continuada (FIALHO, 2005).
Critérios básicos para a utilização das propriedades microbianas no monitoramento da
qualidade do solo foram propostos por Brookes, (1995):
1- Essas propriedades devem ser exatas e precisamente avaliadas para se obter êxito em uma
ampla escala de tipos e condições de solo;
2- Devido ao alto número de amostras analisadas normalmente, as propriedades microbianas
devem ser de avaliação fácil e econômica.
21
3- As propriedades microbianas devem ser sensíveis a estresses, mas também
suficientemente estáveis para não fornecer alarmes falsos;
4- Devem ter validação científica, com base na realidade e conhecimento atual;
5- Duas ou mais propriedades, independentes, devem ser utilizadas. Nesse caso, suas inter-
relações no ambiente devem ser reconhecidas;
Assim, indicadores microbiológicos sensíveis a variações ambientais, como Respiração
Basal, Carbono da Biomassa Microbiana e Nitrogênio da Biomassa Microbiana foram
selecionados para avaliar o efeito da incorporação da blenda PCL/A em dois solos distintos.
2.5.1.1 Respiração Basal
A atividade microbiana é utilizada como uma maneira de melhor compreender os
processos de mineralização e visualizar mais profundamente a intensidade dos fluxos de energia
do solo. A respiração de organismos do solo pode ser definida como o consumo de oxigênio ou
liberação de gás carbônico decorrentes da atividade de bactérias, fungos, algas, actinomicetos e
protozoários, compreendendo todas as trocas gasosas do metabolismo dos mesmos
(ANDERSON, 1982). Tal processo é resultado da degradação de substâncias orgânicas, como a
que ocorre durante a mineralização do lodo de esgoto, do lodo de curtume, bem como diversos
outros processos metabólicos que têm na produção de CO
2
o estádio final da mineralização dos
compostos de carbono (PONTES, 2002).
A respiração é um dos mais antigos parâmetros para quantificar as atividades da
microbiota do solo. Ela representa a oxidação da matéria orgânica por organismos aeróbios do
solo até CO
2
, que, portanto, utilizam O
2
como receptor final de elétrons. Assim, ela pode ser
avaliada tanto pelo consumo de O
2
como pela produção de CO
2
. Os testes respirométricos
também têm sido adotados na determinação da mineralização, pois são baseados na medida da
respiração dos microrganismos durante o processo de biodegradação (MARIANI, 2005).
2.5.1.2 Biomassa Microbiana
A biomassa microbiana constitui a maior fração ativa da matéria orgânica do solo e, por
isso é sensível em inferir mudanças causadas pelo manejo do solo. Além de sua função
catalisadora das transformações bioquímicas do solo, a biomassa microbiana representa um
22
compartimento lábil de muitos nutrientes, que são reciclados rapidamente, com tempo de
residência em torno de três meses (BARETTA et al., 2005).
O nitrogênio retido na biomassa microbiana é liberado, na medida em que os
microrganismos morrem e são mineralizados pela população restante, razão porque, em solos
submetidos a estresses ambientais, a maior parte do N mineralizado pode ser de origem
microbiana. Portanto, a biomassa microbiana atua como um tampão do nitrogênio do solo, uma
vez que controla a disponibilidade desse nutriente por meio dos processos de mineralização e
imobilização (VARGAS; SCHOLLES, 1998).
2.6 Planta Teste
Para o teste de toxicidade do solo, foi escolhido o arroz (Oryza sativa L.) como planta
teste.
O arroz é um dos alimentos mais antigos produzidos pelo homem, sendo impossível
determinar com exatidão a época em que começou a ser cultivado. Registros desde 3000 a.C. já
mencionavam a cerimônia de semeadura do arroz na China. Cultivado em todos os continentes é
a terceira cultura agrícola em importância mundial, perdendo apenas em produção para o milho e
o trigo. Porém esses dois últimos grãos são largamente utilizados para outros fins além da
nutrição humana (SILVA, 2004).
O arroz é o principal componente da dieta básica da população mundial. Segundo a FAO
o arroz é responsável por 20% da fonte de energia alimentar da população mundial enquanto o
trigo fornece 19% e o milho 5%. Somente nos países asiáticos mais de dois bilhões de habitantes
têm o arroz e seus derivados como fonte de 60 a 70% das calorias ingeridas diariamente. Este
cereal é, portanto, um alimento de extrema importância para a segurança alimentar da população
mundial e, em função disso, aspectos relacionados à sua produção e consumo devem ser
continuamente monitorados e avaliados em profundidade para que seu suprimento seja garantido
(BARATA, 2005).
A contaminação de áreas com poluentes pode ocasionar estresse na maioria das plantas
agricultáveis. Esta contaminação pode ocorrer de maneira natural, com depósitos superficiais de
minerais ou produzidos pelo homem com extração ou mineralização, aplicações de fertilizantes
na agricultura, como conseqüência da disposição de lixo orgânico e contaminantes oriundos do
petróleo (MORAES et al., 2002).
23
A produtividade das culturas depende de vários fatores que interagem no meio ambiente.
Os fatores biológicos sofrem grandes influências dos compostos químicos lançados no ambiente
na forma de resíduos da atividade industrial (MORAES et al., 2002). As plantas como
organismos sedentários e sensíveis a determinadas substâncias podem ser utilizadas como
bioindicadores, no estudo do impacto da poluição ambiental. Segundo Moraes et al. (2002), até o
momento poucos estudos foram realizados no sentido de conhecer o papel da toxicidade de
poluentes na capacidade de germinação das sementes.
Devido à importância como principal componente da dieta básica da população mundial
e, também, por atender à norma ASTM E 1963 – 02 (“Standart guide for conducting terrestrial
plant toxicity tests”) o arroz (Oryza sativa L.) cultivar 202 IAC foi escolhido como planta teste e,
após a biodegradação da blenda PCL/A, a toxicidade do solo foi avaliada através da porcentagem
de plântulas germinadas, pelo índice de velocidade de germinação e matéria seca da raiz e da
parte aérea das plântulas, de acordo com Brasil (1992) e ASTM E 1963 – 02.
24
3 MATERIAL E MÉTODOS
O presente trabalho foi desenvolvido em condições de laboratório, nas dependências da
Universidade de São Paulo, na Escola Superior de Agricultura "Luiz de Queiroz", no município
de Piracicaba-SP.
As análises física, química e microbiológica do solo, etapas I e II deste trabalho, foram
realizadas nos laboratórios de Física do Solo, de Fertilidade do Solo e Microbiologia do Solo do
Departamento de Ciência do Solo. As análises de germinação da planta teste para avaliação
toxicológica do solo, etapa III deste trabalho, foram realizadas no laboratório de Sementes do
Departamento de Produção Vegetal.
3.1. Etapa I: Biodegradação do plástico
3.1.1. Solo
No mês de abril do ano de 2006, foram coletadas (na camada de 0-10 cm de
profundidade) amostras de dois solos, ambos sob grama batatais (Paspalum notatum sp.), em
duas áreas distintas do município de Piracicaba-SP, a primeira nas dependências da Escola
Superior de Agricultura "Luiz de Queiroz" e a segunda, localizada em Anhembi. As amostras
foram classificadas de acordo com EMBRAPA, (1999) em: Nitossolo Vermelho eutroférrico com
textura argilosa e Argissolo Vermelho Amarelo distrófico com textura arenosa.
Após a coleta das amostras de solos, estas foram secas ao ar, peneiradas em malha 2 mm,
homogeneizadas e submetidas a análises para determinação de pH, matéria orgânica (M. O.), P,
S, K, Ca, Mg, Al, H+Al, B, Cu, Fe, Mn e Zn, de acordo com a metodologia preconizada por Raij
et. al. (2001) (Tabela 01). A determinação granulométrica das frações areia, silte e argila seguiu a
metodologia do densímetro (EMBRAPA, 1997). (Tabela 02)
Tabela 1 - Características químicas dos solos utilizados no experimento
Solo pH M.O. P S K Ca Mg Al H+Al SB CTC V m
CaCl
2
g dm
-3
--mg dm
-3
-- ------------------------mmol
c
dm
-3
----------------------- ------%------
Argiloso 5,2 11 5 8 0,8 28 11 0 34 39,8 73,8 54 0
Arenoso 4,0 2 1 1 0,5 3 2 9 22 5,5 27,5 20 62
25
Tabela 2 - Composição granulométrica dos solos utilizados no experimento
Solo Argila Silte Areia
--------------------------------%------------------------------------
Argiloso 43 14 43
Arenoso 6 6 88
3.1.2 Os plásticos
Os plásticos utilizados neste trabalho foram fornecidos pelo laboratório de Processamento
de Polímeros do Departamento de Tecnologia de Polímeros/ FEQ/ UNICAMP. Neste mesmo
departamento, foram feitos o prensamento em corpos de prova (granulometria 19,5 cm
2
) com
moldes vazados padronizados ASTM D 412 e, para que fosse conhecida a porcentagem de
carbono foi feita a análise elementar dos materiais a partir de amostras de 2,0 mg de PCL/A e do
polietileno (Tabela 3). A composição de PCL/A utilizada é apresentada na tabela 4.
Tabela 3 - Resultado da análise elementar do polietileno e da blenda PCL/A
Plástico Composição (%)
C N H
PCL/A 56,66 0,06 8,84
Polietileno 86,18 0,04 13,76
Tabela 4 - Composição da blenda PCL/A em peso
Composição Quantidade (%)
Poli (ε-caprolactona) 50
Amido de milho adipatado 35
Plastificante Edenol* 15
*Derivado de óleo de soja
No Laboratório de Microbiologia do Departamento de Ciência do Solo/ ESALQ/ USP os
corpos de prova foram cortados em círculos com diâmetro de 0,5 cm, utilizando um furador de
papel (granulometria 0,196 cm
2
). Para obtenção das amostras moídas (granulometria 0,007 cm
2
),
estes foram picados manualmente com o uso de uma tesoura e os fragmentos passados em
peneira de malha 1,0 mm.
3.1.3 Biodegradação e respiração
A determinação de CO
2
pode ser feita por titulação ou condutividade elétrica (quando é
capturada por NaOH ou KOH). Pode-se medir a respiração basal da amostra (com matéria
26
orgânica pré-existente) ou com indução por substrato, adicionando-se uma fonte orgânica
específica, e.g. glicose (MOREIRA; SIQUEIRA, 2002). Para este trabalho, a biodegradação foi
baseada no teste de respirometria (ANDERSON, 1982) e segundo a norma ASTM D 5988-96
("Standard test method for determining aerobic biodegradation in soil of plastic materials or
residual plastic materials after composting").
As doses de plástico em mg de C 100g
-1
de solo, utilizadas no experimento, baseiam-se na
norma ASTM D 5988-96 e é recomendado o uso de doses que se encontram dentro do intervalo
de 0 a 200 mg de C 100g
-1
de solo. Para este trabalho, as doses escolhidas foram: 0, 50, 100, 150,
200 e 250 mg de C 100g
-1
de solo.
O equivalente a 200g de terra de cada solo foi pesado e a umidade da amostra de solo foi
corrigida para 60% da capacidade de retenção máxima de água. O plástico foi pesado, referente
aos valores (Tabela 5) que eqüivalem a cada dose já citada. A maior granulometria (19,5 cm
2
),
em alguns casos foi cortada até atingir a massa referente á dose em questão. O plástico foi
enterrado nas porções de terra em frascos de vidro de volume 2,0 L, vedados hermeticamente e
incubados em ambiente à temperatura de 28ºC. Para cada tipo de material, para cada dose e para
cada granulometria foram feitas três repetições.
Sobre a superfície de cada solo, em cada frasco de vidro, foi colocado um frasco contendo
10 mL de solução de NaOH 0,5 mol L
-1
, para absorver o CO
2
liberado do solo. Após o período de
incubação, para determinar a quantidade de CO
2
liberado, adicionou-se 1,0 mL de BaCl
2
0,5 mol
L
-1
para precipitar o carbonato, três gotas de indicador fenolftaleína 1,0% ao frasco com NaOH e
titulou-se o excedente de NaOH com solução de HCl 0,5 mol L
-1
. Os resultados foram expressos
em mg de C-CO
2
100 g
-1
solo seco.A leitura da quantidade de CO
2
liberada foi realizada de três
em três dias, durante 120 dias.
Tabela 5 - Peso do plástico incorporado no solo referente às doses 50, 100, 150, 200 e 250 (mg C
100g
-1
solo)
Dose de plástico (mg C 100g
-1
solo)Plástico
(mg 100g
-1
solo)
50 100 150 200 250
PCL/A 88,245** 176,500 264,735 353,000 441,245
Polietileno 58,018 116,036 174,054 232,072 290,090
2,0 mg de plástico é o peso da amostra daquele material utilizado na análise elementar
**mg C no plástico = (%C no plástico x 2,0 mg do plástico)/ 100; mg do plástico = (C adicionado via plástico x 2,0
mg do plástico)/ mg de C no plástico
27
O cálculo da quantidade, em peso, de CO
2
real produzido foi feito através da equação 1
(Mariani, 2005):
M CO
2
(mg) = (Vcn – Vam) x 22 x 0,5 (1)
Sendo:
M CO
2
= massa de dióxido de carbono produzido (mg);
Vcn = Volume de HCl 0,5 mol L
-1
utilizado na titulação do frasco controle negativo;
Vam = Volume de HCl 0,5 mol L
-1
utilizado na titulação do frasco contendo a amostra;
22 = equivalente grama CO
2
;
0,5 = normalidade do HCl;
3.2 Etapa II: Análises microbiológicas
Após 120 dias de incubação do plástico no solo, as provas de PCL/A com a menor
granulometria (0,007 cm
2
) produziram os maiores valores de liberação de CO
2
. Sendo assim,
somente o solo que havia recebido material com esta granulometria foi submetido às análises
microbiológicas e a de toxicidade em plantas (Etapa III deste trabalho).
Para obtenção de resultados com o mínimo possível de erro experimental, todas as
unidades experimentais foram colocadas, ao mesmo tempo, dentro de dois dessecadores onde foi
feita a fumigação das parcelas experimentais. Para que isso fosse possível, somente os
tratamentos 0, 50, 100, 200 e 250 mg de C 100g
-1
solo foram submetidos as análises de C e N da
biomassa microbiana.
3.2.1 C-biomassa
O método empregado para avaliar o carbono da biomassa microbiana foi o da fumigação
e extração (VANCE et al., 1987). Neste método a microbiota do solo é fumigada pelo uso do
clorofórmio e o carbono da biomassa é extraído pelo uso de uma solução de K
2
SO
4
0,5 mol L
-1
.
Para cada solo que havia recebido material na granulometria 0,007 cm
2
, foram retiradas
duas alíquotas correspondentes a 10g de terra para determinação do C-biomassa pelo método da
fumigação-extração (VANCE et al., 1987). A primeira alíquota foi fumigada em dessecador
contendo um becker com pérolas de vidro e clorofórmio. O clorofórmio foi evaporado sob vácuo.
Após 24 horas procedeu-se a retirada do resíduo de clorofórmio do dessecador. A segunda
alíquota serviu de controle (não-fumigada). Ambas as alíquotas receberam, então, 40 mL de
28
K
2
SO
4
0,5 mol L
-1
, sendo agitadas por 30 minutos. A suspensão resultante foi filtrada em papel
de filtro Whatman nº 1. O carbono orgânico dos extratos foi determinado pela digestão de 10 mL
do filtrado com 1 mL de K
2
Cr
2
O
7
e 10 mL de uma mistura de H
2
SO
4
e H
3
PO
4
concentrado (1:1),
em erlenmeyer de 50 mL. Esta solução permaneceu em banho-maria a 90ºC durante uma hora.
Após resfriadas as misturas receberam 10 mL de H
2
O deionizada. O excesso de K
2
Cr
2
O
7
foi
determinado por titulação com sulfato ferroso de amônio, utilizando-se difenilamina sulfonato de
bário como indicador.
O carbono da biomassa microbiana é calculado pela equação 2:
(C microbiano
Amostra Fumigada
- C microbiano
Amostra não Fumigada
)
CBM (μg de C g
-1
solo) = (2)
k
CBM = carbono da biomassa microbiana
k = constante, representando a proporção do total de carbono da biomassa microbiana extraído
após a fumigação. O valor utilizado de k, no presente trabalho, foi de 0,33.
3.2.2 N-biomassa
A determinação do nitrogênio da biomassa microbiana foi realizada mediante ao emprego
do método da ninidrina (JOERGENSEN et al., 1990). Neste método a ninidrina forma um
complexo púrpura com as moléculas contendo N em grupamentos α-aminos, tais como
aminoácidos, peptídeos e proteínas. A diferença entre a quantidade de compostos reativos à
ninidrina extraídos por K
2
SO
4
0,5 mol L
-1
de amostras de terra fumigadas com clorofórmio e a
quantidade de amostras não fumigadas é derivada da biomassa microbiana do solo.
Inicialmente, foram preparadas as soluções padrão de leucina, em K
2
SO
4
0,5 mol L
-1
, nas
seguintes concentrações: 25, 50, 75, 100, 150, 250, 500, 1000 μM.
As suspensões em K
2
SO
4
0,5 mol L
-1
de cada amostra foram obtidas conforme descrito no
ítem anterior e alíquotas das mesmas foram utilizadas para determinação do N da biomassa
microbiana.
Com o auxílio de uma pipeta automática retirou-se uma alíquota de 600 μL de cada
extrato de amostra de solução padrão, a qual foi transferida para tubos de ensaio. Em seguida,
acrescentaram-se a cada tubo de ensaio 1400 μL de tampão de ácido cítrico (0,2 mol L
-1
e pH 5,0)
29
e, então, utilizou-se a capela, acrescentaram-se, lentamente 1000 μL de reagente de ninidrina, os
quais foram totalmente misturados com o auxílio de um vortex.
Os tubos foram aquecidos até perto de 100ºC em banho-maria, durante 20 minutos.
Depois que os tubos com as soluções padrão e amostras foram resfriados até a temperatura
ambiente, acrescentaram-se 4000 μL de etanol (95%), diluído em água 1:1 e procedeu-se a leitura
da absorbância, no comprimento de onda 550 nm, em espectrofotômetro de microplacas.
Todos os resultados foram expressos em relação à massa de terra seca em estufa a 105ºC
durante 24 horas.
A concentração de nitrogênio da biomassa microbiana foi calculada por meio da equação
da reta, através da regressão linear dos dados referentes à curva analítica padrão para amostras
fumigadas e não fumigadas (Joergensen & Brookes, 1990). Os dados foram expressos em μg de
N g
-1
de terra seca.
3.3 Etapa III: Testes de toxicidade do plástico no solo sobre a qualidade de sementes de
arroz (Oryza sativa L.) cultivar 202 IAC
Por apresentar maior liberação de CO
2
num período de 120 dias, somente o tratamento
granulometria 0,007 cm
2
foi submetido a análises de toxicidade.
As sementes de arroz (Oryza sativa L.) cultivar 202 IAC foram fornecidas ao Laboratório
de Sementes do Departamento de Produção Vegetal/ ESALQ/USP pelo Instituto Agronômico de
Campinas (IAC) e foram cedidas para realização deste trabalho.
Para obtenção de resultados com o mínimo possível de erro experimental, todas as
unidades experimentais foram colocadas dentro de um mesmo germinador. Para que isso fosse
possível, somente os tratamentos 0, 50, 100, 200 e 250 mg de C 100g
-1
solo foram submetidos
aos testes de toxicidade. As análises que seguem foram baseadas na norma ASTM E 1963 – 02
(“Standart guide for conducting terrestrial plant toxicity tests”) e nas regras para análises de
sementes (BRASIL, 1992).
3.3.1 Teste prévio de germinação
Esta análise foi realizada no intuito de verificar a viabilidade da semente de arroz (Oryza
sativa L.) cultivar 202 IAC que seria utilizada para análises de toxicidade.
30
O teste foi conduzido com 200 sementes (quatro sub-amostras de 50 sementes) utilizando-
se como substrato rolo de papel germitest, previamente umedecido com água destilada (na
proporção 2,5 vezes o seu peso inicial). A temperatura do germinador foi de 25ºC, com contagem
no 7º e 14º dia após a instalação do teste, e os resultados foram expressos em porcentagem de
germinação. O índice de velocidade de germinação (IVG) das plantas foi feito simultaneamente
ao teste de germinação. Observações diárias foram realizadas a partir do dia em que a primeira
plântula emergiu, contando-se diariamente o número de plântulas até que o número permanecesse
constante. O IVG foi calculado pela fórmula 3 proposta por MAGUIRE (1962):
G
1
G
2
G
3
G
n
IVG = + + +...+ (3)
N
1
N
2
N
3
N
n
Sendo:
IVG = índice de velocidade de germinação;
G
1
, G
2
e G
n
= número de plântulas normais computadas na primeira, segunda e última
contagem;
N
1
, N
2
e N
n
= número de dias após a implantação do teste;
3.3.2 Teste de germinação
As sementes foram colocadas para germinar em caixa de acrílico nas dimensões 11,0 x
11,0 x 3,5 cm, contendo 150g de solo que havia recebido material com granulometria 0,007 cm
2
há 120 dias. Em cada caixa foram semeadas manualmente, 50 sementes. Após a semeadura o
substrato foi umedecido com quantidade de água equivalente a 60% da capacidade de retenção do
substrato. Para cada plástico, para cada dose e para cada amostra de solo, foram feitas três
repetições.
A temperatura do germinador foi de 25ºC, com contagem no 7º e 14º dia após a instalação
do teste, e os resultados foram expressos em porcentagem de germinação.
3.3.3 Índice de velocidade de germinação (IVG)
O índice de velocidade de germinação das plantas foi feito simultaneamente ao teste de
germinação. Observações diárias foram realizadas a partir do dia em que a primeira plântula
31
emergiu, contando-se diariamente o número de plântulas até que o número permanecesse
constante. O IVG foi calculado pela fórmula 2 proposta por Maguire (1962).
3.3.4 Massa seca da parte aérea e massa seca da raiz
A coleta das plântulas ocorreu no 14º dia após a semeadura. O material colhido foi lavado
e separado em: parte aérea, raízes e restos de sementes que foram descartados. A parte aérea e a
raiz foram colocadas em estufa de circulação forçada de ar a 70ºC até peso constante,
determinado-se a matéria seca e os resultados expressos em g planta
-1
.
3.4 Análises Estatísticas
O delineamento experimental adotado neste trabalho foi do tipo inteiramente casualizado.
Para a Etapa I o esquema fatorial foi (2 x 6 x 3 x 2), sendo dois plásticos distintos, seis doses, três
granulometrias diferentes e duas amostras distintas de solo. Já, para a Etapas II e III o esquema
fatorial apresentado foi (2 x 5 x 2), sendo dois plásticos distintos, cinco doses e duas amostras
distintas de solo.
Na Etapa I deste trabalho, os dados foram submetidos à análise de variância pelo teste de
Tukey ajustado ao nível de significância, probabilidade 5%, utilizando o pacote estatístico SAS
(SAS, 2003) verificando para cada solo o efeito de plástico, superfície e dose. Para as Etapas II e
III, a análise da variância foi feita pelo mesmo teste e pacote estatístico da ETAPA I, porém,
verificou-se, apenas, o efeito do plástico e dose. Modelos matemáticos de regressão foram
testados também pelo pacote estatístico SAS (SAS, 2003), sendo escolhido aquele com maior
coeficiente de determinação (R
2
).
32
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Avaliação da degradação do plástico
Através do ensaio de respirometria (Etapa I), conduzido durante 120 dias de incubação a
28 ºC obteve-se a porcentagem de carbono dos plásticos convertido em CO
2
(Figuras 1 e 2)
(Tabelas 6 e 7). Independentemente do tipo de solo e da dose de plástico incorporada, a
mineralização da blenda PCL/A foi significativamente maior que a mineralização do polietileno
que foi próxima a 0%. Mesmo quando se variava a dose ou a granulometria tanto no solo arenoso
como no argiloso, a porcentagem de mineralização do carbono do polietileno não apresentou
variação (Tukey p<0,05%).
Os valores máximos da porcentagem de mineralização do carbono contido no PCL/A
observados foram de 57,98% e 52,04% em solo argiloso e arenoso respectivamente, em 90 dias
(Figuras 1 e 2). Estes valores são menores do que os encontrados por Mariani (2005), (70,76%
em 90 dias), e por Bastiolli (1998), (97% em 60 dias), através de testes respirométricos. Porém, o
valor da porcentagem de mineralização encontrado por Solaro et al (1998), citados por Franco et
al (2004), em teste de PCL/A incorporado em solo, foi de 18% em 120 dias. Com exceção de
Mariani (2005), os demais autores não apresentaram as condições gerais de temperatura de
incubação, tipos de solo ou umidade. Portanto, fica difícil de comparar com resultados obtidos no
presente trabalho.
Segundo Franco et al. (2004), Wu (2003) e Bastioli (1998), o amido é a substância
responsável pelo início do processo de decomposição da blenda PCL/A e após sua biodegradação
o processo de decomposição da blenda fica mais lento. Calmon et al. (1999) afirmam que a alta
densidade do polietileno faz com que este material seja pouco biodegradável. Estes autores, em
pesquisa semelhante à deste trabalho, testaram a biodegradabilidade do PCL/A e do polietileno
em quatro diferentes solos, na França. Após dois anos de estudo a blenda PCL/A apresentou total
biodegradação enquanto o polietileno não apresentou nenhum sinal de degradação.
Segundo a norma ASTM D6400, um material só pode ser considerado biodegradável
quando atinge uma razão satisfatória de conversão do C em CO
2
, em um período de 180 dias.
Produtos compostos por mais de um polímero, como a blenda PCL/A, devem alcançar 90% de
mineralização. Embora não tenha sido estendido o período de incubação até 180 dias, se fizermos
uma extrapolação teórica (usando a equação de regressão da Figura 1) para este período,
encontraremos um valor de até 90,23% na dose 50 mg C 100g
-1
solo e granulometria 0,007 cm
2
.
33
Dentro deste raciocínio é possível afirmar que, neste estudo, foi confirmada a biodegradabilidade
do PCL/A, assim como já havia sido verificado por Mariani (2005).
De fato, a maior parte dos trabalhos que estudam a biodegradação de PCL/A enterrado no
solo avalia a biodegradação do plástico por perda de massa do material. Porém, Franco et al.
(2004), Mariani (2005) e Calmon et al (1999) enfatizam que a análise por perda de peso não é a
melhor metodologia para avaliar a biodegradação de um plástico, principalmente nos estádios
mais tardios de decomposição, nos quais fragmentos dos filmes são perdidos no solo e no
momento da lavagem. Além disso, microrganismos e sujeiras podem não ser removidos na etapa
de limpeza do polímero. Estas dificuldades envolvidas na metodologia alteram o verdadeiro
resultado, o que poderia talvez justificar a amplitude de resultados observados na literatura: 16%
- 100% (KIM et al, 2000 e CALMON et al, 1999).
A quantidade de C-CO
2
acumulado até 120 dias aumentou em função da quantidade de
PCL/A incorporada e da diminuição da granulometria, independentemente do tipo de solo, não
prejudicando o processo respiratório em nenhuma das doses utilizadas (Tabelas 6 e 7), o que
indica a contribuição da blenda na atividade microbiana.
A respirometria é considerada um dos melhores parâmetros para medir a atividade dos
microrganismos no solo. Portanto, o aumento da liberação de C-CO
2
está refletindo o aumento da
atividade e, provavelmente, o aumento da comunidade microbiana, à medida que se aumenta a
dose de plástico.
34
Figura 1 - Média da % de carbono convertida em CO
2
para cada granulometria de plástico
incorporada nas doses 50, 100, 150, 200 e 250 mg C do plástico 100g
-1
solo argiloso.
Granulometria A = 0,007 cm
2
; granulometria B = 0,196 cm
2
; granulometria C = 19,5
cm
2
. R
2
= coeficiente de determinação. *Significativo (p<0,05)
35
Figura 2 - Média da % de carbono convertida em CO
2
para cada granulometria de plástico
incorporada nas doses 50, 100, 150, 200 e 250 mg C do plástico 100g
-1
solo arenoso.
Granulometria A = 0,007 cm
2
; granulometria B = 0,196 cm
2
; granulometria C = 19,5
cm
2
. R
2
= coeficiente de determinação. *Significativo (p<0,05)
36
Tabela 6 - Total de carbono adicionado via plástico, média de C-CO
2
liberado em 120 dias de
incubação, média da fração mineralizada, segundo as granulometrias estudadas em
solo argiloso
Plástico Granulometria
(cm
2
)
C adicionado
(mg C 100g
-1
solo)
Média de C
liberado
(mg C-CO
2
100g
-1
solo)
Média da Fração de
Mineralização
(%)
50 36,23 (±1,94) 72,47 (±3,89)
100 45,36 (±3,12) 45,36 (±3,12)
PCL/A 0,007 150 60,24 (±3,58) 40,16 (±2,39)
200 79,81 (±1,12) 39,90 (±0,56)
250 85,14(±1,10) 34,05 (±0,44)
50
33,07(±0,98)
66,14 (±1,96)
100 39,53 (±0,61) 39,53 (±0,61)
PCL/A 0,196 150 43,28 (±4,95) 28,85 (±3,30)
200 58,61 (±5,80) 29,30 (±2,93)
250 61,97 (±0,81) 24,78 (±0,32)
50 30,94 (±2,59) 61,89 (±5,19)
100 33,81 (±3,64) 33,81 (±3,64)
PCL/A 19,5 150 38,20 (±2,22) 25,47 (±1,48)
200 46,19 (±3,73) 23,09 (±1,86)
250 46,64 (±3,51) 18,65 (±1,40)
50 2,49 (±0,93) 4,99 (±1,86)
100 4,98 (±0,19) 4,98 (±0,19)
Polietileno 0,007 150 4,84 (±1,28) 3,23 (±0,85)
200 3,71 (±1,90) 1,85 (±0,95)
250 4,21 (±1,35) 1,68 (±0,54)
50 1,65 (±1,02) 3,31 (±2,05)
100 2,62 (±1,45) 2,62 (±1,45)
Polietileno 0,196 150 3,77 (±0,43) 2,51 (±0,28)
200 3,19 (±1,98) 1,59 (±0,99)
250 3,73 (±1,79) 1,49 (±0,71)
50 2,62 (±1,02) 5,25 (±2,04)
100 1,58 (±0,66) 1,58 (±0,66)
Polietileno 19,5 150 2,63 (±0,70) 1,75 (±0,47)
200 3,56 (±0,27) 1,78 (±0,13)
250 4,07 (±0,46) 1,63 (±0,18)
(±desvio padrão); *Fração de mineralização (%) = (C-liberado x 100)/C adicionado via plástico
37
Tabela 7 - Total de carbono adicionado via plástico, média de C-CO
2
liberado em 120 dias de
incubação, média da fração mineralizada, segundo as granulometrias estudadas em
solo arenoso
Plástico Granulometria
(cm
2
)
C adicionado
(mg C 100g
-1
solo)
Média de C liberado
(mg C-CO
2
100g
-1
solo)
Média da Fração de
Mineralização
*
(%)
50 30,23 (±2,16) 60,46 (±4,33)
100 37,53 (±2,66) 37,53 (±2,66)
PCL/A 0,007 150 49,55 (±3,59) 33,03 (±2,39)
200 58,55 (±4,08) 29,27 (±2,04)
250 60,80 (±3,18) 24,32 (±1,27)
50 28,42 (±2,28) 56,84 (±4,57)
100 40,67 (±1,60) 40,67 (±1,60)
PCL/A 0,196 150 44,68 (±0,94) 29,78 (±0,63)
200 52,84 (±2,93) 22,53 (±1,46)
250 56,33 (±5,48) 26,42 (±2,19)
50 25,89 (±1,19) 51,78 (±2,39)
100 31,09 (±2,86) 31,09 (±2,86)
PCL/A 19,5 150 33,12 (±2,36) 22,08 (±1,57)
200 32,65 (±2,33) 16,32 (±1,16)
250 32,83 (±1,64) 13,13 (±0,65)
50 0,97 (±0,86) 1,94 (±1,73)
100 0,81 (±0,63) 0,81 (±0,63)
Polietileno 0,007 150 0,39 (±0,60) 0,26 (±0,40)
200 0,90 (±0,70) 0,45 (±0,35)
250 2,04 (±0,42) 0,81 (±0,17)
50 1,57 (±0,81) 3,14 (±1,63)
100 0,48 (±0,10) 0,48 (±0,10)
Polietileno 0,196 150 0,64 (±0,29) 0,42 (±0,19)
200 1,94 (±0,23) 0,97 (±0,11)
250 1,02 (±0,68) 0,41 (±0,27)
50 1,16 (±0,55) 2,32 (±1,11)
100 1,56 (±0,87) 1,56 (±0,87)
Polietileno 19,5 150 1,10 (±0,19) 0,73 (±0,12)
200 1,25 (±0,23) 0,62 (±0,11)
250 1,58 (±0,10) 0,63 (±0,04)
(±desvio padrão); *Fração de mineralização (%) = (C-liberado x100)/C adicionado via plástico
38
As Figuras 1 e 2 e as Tabelas 6 e 7 apresentam a influência de diferentes granulometrias
na degradação da blenda PCL/A. Independentemente do tipo de solo, a menor granulometria
(0,007 cm
2
), ou seja, a maior superfície de contato plástico-solo, foi a que apresentou maior
porcentagem de mineralização do carbono da blenda. Em solo arenoso a porcentagem de
mineralização para as granulometrias 0,007 e 0,196 cm
2
não diferiu (Tukey p<0,05). Porém,
ambas diferem da mineralização observada na maior granulometria (19,5 cm
2
).
Krazan et al (2006) relatam que o processo de biodegradação é influenciado por
condições ambientais como temperatura, pH, teores de oxigênio do meio, além da relação C/N do
material e da forma como este plástico é lançado ao ambiente. A decomposição pelos
microrganismos do solo de um resíduo é determinada, também, pela quantidade do resíduo e a
forma granulométrica como este está disposto no solo (MOREIRA; SIQUEIRA, 2002; ROSCOE
et al., 2006).
Os microrganismos decompõem materiais de alto peso molecular, como a maioria dos
polímeros, através da liberação de enzimas no ambiente e através da absorção direta e digestão
intracelular dos monômeros produzidos. Sendo assim, quanto mais exposto (maior superfície de
contato) estiver o material a ser biodegradado, mais rápida será a degradação pela ação da
microbiota (KRAZAN et al, 2006).
Nos dois solos estudados o valor da porcentagem de biodegradação diminuiu com o
aumento da dose. A diminuição na taxa percentual de degradação pode estar relacionada com o
aumento do conteúdo orgânico adicionado, suplantando a capacidade de degradação dos
microrganismos do solo. O mesmo comportamento foi observado em trabalhos da literatura com
o uso de resíduos orgânicos em doses crescentes incorporados ao solo (MARTINES et al, 2006;
PIRES et. al, 2002).
O material incorporado em solo argiloso apresentou a maior mineralização do C (72,47%)
do PCL/A para a dose 50 (mg C 100g
-1
solo), em 120 dias. O mesmo ocorreu em solo arenoso
(60,46%), porém, neste solo o valor foi menor quando comparado ao primeiro. Grize et al (2005),
Bechtold; Naiman (2006) correlacionam textura do solo e atividade microbiana. Segundo aqueles
autores, solos com textura mais fina permitem que a biomassa microbiana prolifere pela proteção
física, maior umidade e maior matéria orgânica.
A norma D5988–96 que determina a metodologia para análise da biodegradação aeróbica
de plástico no solo, não especifica a textura do solo a escolher para teste de biodegradação
39
aeróbica do material plástico. O presente trabalho mostra que as frações minerais do solo
interferem na porcentagem de mineralização do plástico em condições de laboratório. A maior
parte dos trabalhos que estudam biodegradação do PCL/A em solo não especifica a textura do
solo usado no experimento. Alguns autores nem mesmo falam em qual temperatura e umidade o
plástico ficou incubado. Estas falhas percebidas no descrever das pesquisas feitas pode ser a
causa da grande amplitude entre os resultados encontrados.
Discutindo a relação C/N, Oliveira et al. (1999) afirmam que os resíduos que apresentam
teor de nitrogênio menor que 18 g kg
-1
e relação C/N maior que 20, têm pequena taxa de
mineralização. Kuzyakov et al. (2000) e Nascimento et al (2004) citam que a adição de N,
principalmente na forma amoniacal, bem como de substâncias orgânicas facilmente
biodegradáveis, aceleram a mineralização da matéria orgânica do solo (MOS), em função da
redução da relação C/N da MOS. Nesse sentido, o PCL/A utilizado no presente estudo, por
apresentar alta relação C/N (944,44/1,00), teve sua biodegradação limitada, provavelmente pela
quantidade insuficiente de N, necessária para manutenção do metabolismo microbiano e
continuação do consumo do resíduo orgânico pelos microrganismos do solo. Isto provavelmente
é mais acentuado em solo arenoso.
Os resultados de Khalil et. al. (2005) indicam que os baixos teores de C e N do solo
estudado influenciaram na mineralização do C adicionado via resíduo orgânico, reduzindo-a. A
adição de diferentes substâncias orgânicas no solo não causa somente a aceleração da
mineralização, mas também a redução ou a imobilização do N adicionado devido à incorporação
de materiais orgânicos em solo deficiente em N (KUZYAKOV et al, 2000).
Como o objetivo da incorporação do PCL/A no solo é a degradação deste material
orgânico no meio, todos os fatores que otimizam esta situação devem ser observados e corrigidos
para que tal objetivo seja alcançado. A ação microbiana é fundamental para a decomposição de
resíduos como o PCL/A. Portanto, para que esta decomposição ocorra em menor intervalo de
tempo, a presença de condições adequadas à ação microbiana é imprescindível. Fica óbvio, então,
que o adequado suprimento de N e P, além de acelerar o processo de transformação do material,
poderá reduzir a competição pelo N.
40
4.2 Análises microbiológicas
Após 120 dias de incubação do plástico no solo, os resultados de liberação de C-CO
2
para
o tratamento granulometria do plástico 0,007 cm
2
foram os maiores, devido à grande superfície
de contato disponível ao ataque das enzimas microbianas. Sendo assim, somente aquele
tratamento foi submetido às análises microbiológicas (Etapa II) e a de toxicidade em sementes e
plântulas de arroz.
Tabela 8 - Carbono e nitrogênio da biomassa microbiana, avaliados após 120 dias de incubação
do plástico, granuloetria 0,007 cm
2
, em solo argiloso
Plastico Dose (mg C 100g-1 solo) C-Biomassa (µg g
-1
solo) N - Biomassa (µg g
-1
solo)
0 117,0 (±36,0) 7,54 (±1,17)
50 124,0 (±42,0) 7,93 (±2,05)
PCL/A 100 112,0 (±28,00) 8,92 (±1,21)
200 120,0 (±41,0) 10,42 (±1,75)
250 95,0 (±33,0) 9,62 (±0,70)
0 117,0 (±36,0) 7,54 (±1,17)
50 73,0 (±54,0) 7,89 (±1,25)
Polietileno 100 75,0 (±48,0) 8,14 (±0,67)
200 68,0 (±15,0) 8,22 (±1,26)
250 78,0 (±6,0) 8,43 (±1,55)
Tabela 9 - Carbono e nitrogênio da biomassa microbiana, avaliados após 120 dias de incubação
do plástico, granuloetria 0,007 cm
2
, em solo arenoso
Plastico Dose (mg C 100g-1 solo) C-Biomassa (µg g
-1
solo) N - Biomassa (µg g
-1
solo)
0 118,0 (±68,0) 0,96 (±0,05)
50 74,0 (±33,0) 1,83 (±1,45)
PCL/A 100 58,0 (±16,0) 2,02 (±1,86)
200 112,0 (±39,0) 1,46 (±0,30)
250 43,0 (±34,0) 1,11 (±0,55)
0 118,0 (±68,0) 0,95 (±0,05)
50 79,0 (±53,0) 0,99 (±0,76)
Polietileno 100 63,0 (±38,0) 1,51 (±1,40)
200 64,0 (±29,0) 1,63 (±0,03)
250 28,0 (±24,0) 2,27 (±1,98)
Partiu-se da hipótese que a presença de maior quantidade de material orgânico
biodegradável estimularia o aumento e a atividade da microbiota do solo. Segundo Mercante
(2004), diversos estudos demonstram que a quantidade e a qualidade dos resíduos no solo
provocam alterações na composição da comunidade microbiana influenciando a sua taxa de
decomposição. Aumento na atividade já foi demonstrado durante a biodegradação dos
41
compostos. Entretanto, não foi possível observar crescimento numérico no carbono e nitrogênio
da biomassa microbiana (Tabelas 8 e 9), talvez pelo fato de que a blenda PCL/A, embora
podendo ser considerada biodegradável, é de decomposição extremamente lenta, quando se
compara a sua cinética de mineralização com a de compostos simples de origem biótica, por
exemplo, açúcares e proteínas.
4.3 Avaliação da toxicidade do plástico no solo em sementes e plântulas de arroz
Assim como no ítem anterior, somente o plástico de 0,007 cm
2
foi usado para análise de
toxicidade do plástico, em sementes e plântulas de arroz (Oryza sativa L.) cultivar 202 IAC
(Etapa III). Os testes de toxicidade do plástico no solo em sementes e plântulas foram conduzidos
de acordo com a norma E 1963–02.
No intuito de verificar a viabilidade da semente de arroz (Oryza sativa L.) cultivar 202
IAC que seria usado na análise de toxicidade foi feito o teste prévio de germinação e, como
resultado deste teste obteve-se 96,666% de germinação e IVG de 9,923 para (Oryza sativa L.)
cultivar 202 IAC. As sementes foram consideradas sadias e normais segundo Brasil (1992) e
foram, então, utilizadas para os demais testes.
A norma E 1963–02 considera os resultados de porcentagem de germinação para o arroz
(Oryza sativa L.) aceitáveis, se as plântulas do tratamento testemunha não apresentarem
anormalidades e apresentarem, no mínimo, 80% de germinação. Segundo a mesma norma, se a
diferença percentual entre o número de plântulas emergidas do tratamento e do controle for
menor que 10%, então o efeito do tratamento não é considerado biologicamente relevante.
Independentemente do tipo de solo, plástico e dose deste material, a porcentagem de
plântulas de arroz emergidas não foi afetada quando se compara os tratamentos com o controle
(dose 0 mg C 100g
-1
solo) (Tabelas 10 e 11). A diferença percentual em relação às plântulas do
tratamento controle e as plântulas que cresceram em substrato contendo plástico foi menor que
10%, tanto para o solo arenoso quanto para o solo argiloso e independente da dose de plástico
utilizada. Isto prova, segundo a norma E 1963 – 02 que a emergência das plântulas de arroz não
foi afetada pela adição de plástico ao substrato.
42
Tabela 10 - Média da porcentagem de germinação de plântulas de arroz em solo argiloso e
porcentagem média do efeito de tratamento em relação a testemunha
Plástico C adicionado
(mg C 100g
-1
solo)
Média da % Germinação
% média do efeito de tratamento
em relação à controle
Controle 0 96,00 (±5,29) ----------
50 94,66 (±2,30) -1,38 (±2,40)
100 93,33 (±1,15) -2,77 (±1,20)
PCL/A 200 96,00 (±4,00) 0,00 (±4,16)
250 93,33 (±4,61) -2,77 (±4,81)
Controle 0 96,00 (±5,29) ----------
50 99,33 (±1,15) 3,47 (±1,20)
100 98,00 (±2,00) 2,08 (±2,08)
Polietileno 200 97,33 (±2,30) 1,38 (±2,40)
250 93,33 (±3,05) - 2,77 (±3,18)
Média (±desvio padrão). *% efeito=(nº. de plântulas controle - nº. de plântulas tratamento) x 100/ nº. de plântulas
controle
Tabela 11 - Média da porcentagem de germinação de plântulas de arroz em solo arenoso e
porcentagem média do efeito de tratamento em relação a testemunha
Plástico C adicionado
(mg C 100g
-1
solo)
Média da % Germinação
% média do efeito de tratamento
em relação à controle
*
Controle 0 95,33 (±1,15) ----------
50 94,66 (±1,15) - 0,69 (±1,21)
100 97,33 (±4,61) 2,09 (±4,84)
PCL/A 200 96,00 (±4,00) 0,69 (±4,19)
250 95,33 (±3,05) 0,00 (±3,20)
Controle 0 95,33 (±1,15) ----------
50 97,33 (±4,61) 2,09 (±4,84)
100 98,00 (±0,00) 2,79 (±0,00)
Polietileno 200 98,00 (±3,46) 2,79 (±3,63)
250 95,33 (±4,16) 0,00 (±4,36)
Média (±desvio padrão). *% efeito=(nº. de plântulas controle - nº. de plântulas tratamento) x 100/ nº. de plântulas
controle.
A massa seca da parte aérea e da raiz (coletadas aos 14 dias após instalação do
experimento), assim como o índice de velocidade de germinação (IVG) não foram afetados pelo
tipo e doses de plástico incorporado, independentemente do tipo de solo (Tabelas 12 e 13).
43
Tabela 12 Índice de velocidade de germinação e massa seca da parte aérea e da raiz coletadas aos
14 dias após instalação do experimento em solo argiloso
Plástico Dose
(mg C
100g
-1
solo)
Massa Seca Parte
Aérea (g
-1
planta)
Massa Seca raiz
(g
-1
planta)
IVG
0 0,0060(±0,0006) 0,0126 (±0,0006) 11,69 (±0,64)
50 0,0058(±0,0004) 0,0124 (±0,0002) 11,35 (±0,21)
PCL/A 100 0,0056(±0,0003) 0,0121 (±0,0003) 10,98 (±0,11)
200 0,0054(±0,0001) 0,0124 (±0,0002) 11,53 (±0,66)
250 0,0053(±0,0001) 0,0123 (±0,0002) 11,00 (±0,85)
0 0,0060(±0,0006) 0,0126 (±0,0006) 11,69 (±0,64)
50 0,0053(±0,0005) 0,0123 (±0,0001) 11,54 (±0,83)
Polietileno 100 0,0059(±0,0002) 0,0121 (±0,0001) 11,51 (±0,29)
200 0,0058(±0,0001) 0,0126 (±0,0004) 11,79 (±0,40)
250 0,0060(±0,0009) 0,0125 (±0,0003) 10,35 (±1,43)
Tabela - 13 Índice de velocidade de germinação e massa seca da parte aérea e da raiz coletadas
aos 14 dias após instalação do experimento em solo arenoso
Plástico Dose
(mg C
100g
-1
solo)
Massa Seca Parte
Aérea (g
-1
planta)
Massa Seca raiz
(g
-1
planta)
IVG
0 0,0055 (±0,0000) 0,0128 (±0,0001) 10,90 (±0,07)
50 0,0053 (±0,0005) 0,0130 (±0,0001) 11,29 (±0,26)
PCL/A 100 0,0049 (±0,0019) 0,0129 (±0,0001) 11,17 (±0,39)
200 0,0049 (±0,0011) 0,0130 (±0,0012) 11,20 (±0,31)
250 0,0052 (±0,0015) 0,0131 (±0,0002) 11,24 (±0,48)
0 0,0055 (±0,0000) 0,0128 (±0,0001) 10,90(±0,07)
50 0,0049 (±0,0002) 0,0128 (±0,0003) 10,90 (±0,70)
Polietileno 100 0,0056 (±0,0019) 0,0131 (±0,0002) 11,42 (±0,31)
200 0,0054 (±0,0011) 0,0130 (±0,0001) 10,76 (±1,40)
250 0,0052 (±0,0002) 0,0129 (±0,0004) 11,13 (±0,75)
Segundo Marcos Filho (2005) e Lucena et. al (2005), a plântula germina utilizando
reservas contidas no endosperma ou no tecido cotiledonar. Embora ocorra absorção de nutrientes
do solo após a emissão da raiz primária, a utilização de nutrientes embrionários pode perdurar até
a fase em que a planta adquire eficiência fotossintética para se tornar autotrófica. Isto,
geralmente, ocorre após vinte ou trinta dias após a emergência das plântulas.
Lucena et. al (2005) confirmaram a hipótese de que até o estádio plântula o substrato
serve exclusivamente para o suporte. Partindo desta afirmação, estudos para o teste da toxicidade
do plástico no solo em plantas deverão ir além do estádio plântula. O vegetal fotossintéticamente
44
ativo e com sistema radicular desenvolvido irá absorver as substâncias que se encontram na
solução do solo. Sendo assim, se houver algum elemento tóxico à planta esta poderá apresentar os
sintomas de toxicidade ao elemento.
45
5 CONCLUSÕES
1. A blenda PCL/A pode ser considerada um material biodegradável segundo a norma
ASTM D6400.
2. Confirmou-se mais uma vez que o polietileno é um material quase não biodegradável
sendo que as doses de disposição no solo e suas granulometrias não afetam a
mineralização.
3. O aumento do C incorporado ao solo na forma de blenda PCL/A leva a um aumento
na liberação de CO
2
.
4. Doses crescentes de PCL/A incorporadas ao solo resultam na redução da porcentagem
de carbono mineralizado.
5. O tamanho das partículas é fator importante na cinética de degradação, quanto maior a
superfície de contato da blenda, maior a velocidade de degradação.
6. A textura do solo é um fator que afeta a mineralização de plásticos: a degradação é
acelerada em solos argilosos, quando comparada com a de solos arenosos.
7. A adição do PCL/A e do polietileno no solo não provocou alterações no carbono e
nitrogênio da biomassa microbiana.
8. Não existe efeito de toxicidade do plástico em sementes e plântulas de arroz, quando
incorporado no solo, segundo norma E-1963-02.
9. Foi demonstrado que todas as normas utilizadas neste trabalho deveriam ser revistas, a
fim de torná-las mais completas, fixando as condições edafo-climáticas e períodos de
exposição (para testes de ecotoxicologia), assim permitindo a confiabilidade e
repetibilidade dos resultados obtidos.
10. A substituição do polietileno por PCL/A, ao menos para plásticos utilizados como
embalagens, contribuirá muito para a diminuição da poluição do solo causada por
estes materiais.
46
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