BIORREMEDIACIÓN DE SEDIMENTOS DE UNA FOSA...
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REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA UNIVERSIDAD DEL ZULIA FACULTAD DE INGENIERÍA DIVISIÓN DE POSTGRADO PROGRAMA DE POSTGRADO EN CIENCIAS DEL AMBIENTE BIORREMEDIACIÓN DE SEDIMENTOS DE UNA FOSA CONTAMINADOS CON HIDROCARBUROS UTILIZANDO BACTERIAS AUTÓCTONAS Trabajo de Grado presentado ante la Ilustre Universidad del Zulia Para optar al Grado Académico de MAGISTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL Autor: Ing. Karla Alejandra Zambrano Morales Tutor: Lic. Ismenia Araujo V., M.Sc Maracaibo, Junio de 2012
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REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERÍA DIVISIÓN DE POSTGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO EN CIENCIAS DEL AMBIENTE
BIORREMEDIACIÓN DE SEDIMENTOS DE UNA FOSA CONTAMINADOS CON HIDROCARBUROS UTILIZANDO BACTERIAS AUTÓCTONAS
Trabajo de Grado presentado ante la Ilustre Universidad del Zulia
Para optar al Grado Académico de
MAGISTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Autor: Ing. Karla Alejandra Zambrano Morales
Tutor: Lic. Ismenia Araujo V., M.Sc
Maracaibo, Junio de 2012
Zambrano Morales, Karla Alejandra. Biorremediación de sedimentos de una fosa contaminados con hidrocarburos utilizando bacterias autóctonas. (2012) Trabajo de Grado. Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniería. División de Postgrado. Maracaibo, Venezuela. 84p. Tutor: Ismenia Araujo.
RESUMEN
En esta investigación se realizó un estudio de tratabilidad para adecuar el sedimento contaminado con hidrocarburos contenido en una fosa denominada “Laguna B”, la cual se encuentra ubicada en una planta de tratamiento de efluentes perteneciente a una Industria Petroquímica, a través de la utilización de un consorcio bacteriano proveniente de la misma laguna, con la finalidad de disminuir los contaminantes y darle la disposición final al sedimento sin afectar el ambiente. En la etapa experimenta, durante tres meses, cada 15 días se determinó la eficiencia en la remoción de los hidrocarburos, nitrógeno total, fósforo total, metales (zinc, cromo total y plomo), temperatura y pH. Para la prueba de tratabilidad se utilizaron cinco unidades experimentales por triplicado; cada una, con un volumen total de 20 litros de una mezcla de sedimentos y agua proveniente de la laguna. Los tratamientos se aplicaron con cultivo mixto, nitrógeno, fósforo y aireación. Con el desarrollo de la investigación, se determinó que el tratamiento mas eficiente fue el que contenía cultivo mixto, nutrientes y aireación donde se obtuvo una remoción de hidrocarburos del 80% seguido por el tratamiento con cultivo mixto y nutrientes con 61% de remoción de hidrocarburos totales. Se obtuvieron diferencias altamente significativas (P<0.0001) entre los tratamientos evaluados. Por otro lado, se observó que los tratamientos que fueron estimulados con nutrientes obtuvieron el mayor crecimiento bacteriano y los mejores porcentajes de hidrocarburos totales removidos. Los tratamientos donde no se agregaron nitrógeno y fósforo permanecieron prácticamente constantes es decir, que no presentaron mayores consumos; sin embargo, en los tratamientos donde se aplicaron los nutrientes se determinó que los consumos fueron mas elevados, lo que evidencia que las bacterias se estimularon incrementando su densidad poblacional. Palabras Clave: Tratabilidad, Cultivo Mixto, Tratamiento Biológico, Hidrocarburos Correos Electrónicos: [email protected], [email protected].
Zambrano Morales, Karla Alejandra. Biorremediación de sedimentos de una fosa contaminados con hidrocarburos utilizando bacterias autóctonas. (2012) Trabajo de Grado. Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniería. División de Postgrado. Maracaibo, Venezuela. 84p. Tutor: Ismenia Araujo.
ABSTRACT
In this investigation, a was tratabilidad study of realized to adapt the contaminated sediment with hydrocarbons contained in a pit called " Lagoon B ", which is located in a plant of treatment of effluent belonging to a Petrochemical Industry, across the utilization of a bacterial consortium from the same lagoon, by the purpose of diminishing the pollutants and to give the final disposition to the sediment without affecting the environment. On the stage it experiments, for three months, every 15 days the efficiency decided in the removal of the hydrocarbons, total nitrogen, total phosphorus, metals (zinc, total chrome and lead), temperature and pH. For the test of tratabilidad five experimental units were in use for triplicate; each one, with a total volume of 20 liters of a mixture of sediments and water from the lagoon. The treatments were applied by mixed culture, nitrogen, phosphorus and aeration. With the development of the investigation, one determined that the treatment mas efficient was the one that was containing mixed culture, nutrients and aeration where there was obtained a removal of hydrocarbons of 80 % followed by the treatment by mixed culture and nutrients by 61 % of removal of total hydrocarbons. There were obtained highly significant differences (P <0.0001) between the evaluated treatments. On the other hand, was observed that the treatments that were stimulated by nutrients obtained the major bacterial growth and the best percentages of total removed hydrocarbons. The treatments where they did not add nitrogen and phosphorus remained practically constant it is to say, that they did not present major consumptions; nevertheless, in the treatments where the nutrients were applied one determined that the consumptions were mas high, which demonstrates that the bacteria stimulated increasing his population density. Key Words: Tratabilidad, Mixed Culture, Biological Treatment, Hydrocarbons
E-mails: [email protected], [email protected].
AGRADECIMIENTO
A DIOS por darme la fortaleza necesaria y el ímpetu de culminar mis metas, gracias señor
por tu misericordia en los momentos difíciles de mi vida. A mi Hijo, José Alberto por ser el regalo enviado por dios para aumentar mis ganas de vivir y
por ser el motor que me da la fuerza de luchar cada día... TE AMO BEBE…! A mi Familia, MAMI, CRIS y TODAS MIS TIAS son el regalo más bello con el que Dios me
haya podido bendecir, sin su apoyo, su confianza y sobre todo sin su amor no hubiera tenido
el estímulo para convertirme en lo que soy, esto es para ustedes y espero nunca
decepcionarlas, las amo demasiado. A mi esposo Abraham, porque siempre me has sabido apoyar y amar, gracias por
entenderme y comprenderme en los momentos buenos y no tan buenos. A la profesora Ismenia Araujo, por su apoyo, orientación y enseñanzas como tutor y como el
excelente profesora y persona que es dentro de La Universidad del Zulia. A Pequiven, por darme la oportunidad de iniciarme profesionalmente dentro de una empresa
tan exigente y dinámica, ya que para mí es una escuela, cada día se aprende algo diferente.
Especialmente quiero agradecer a todo el personal de SHA por su apoyo y asesorías.
TABLA DE CONTENIDO
Página
RESUMEN……………………………………………………………………………………. 3
ABSTRACT…………………………………………………………………………………… 4
AGRADECIMIENTO…………………………………………………………………………. 5
TABLA DE CONTENIDO……………………………………………………………………. 6
LISTA DE TABLAS…………………………………………………………………………... 9
LISTA DE FIGURAS…………………………………………………………………………. 10
INTRODUCCIÓN……………………………………………………………………………. 11
CAPÍTULO I. MARCO TEORICO………………………………………………………….. 12
1. Remediación………………………………………………………………………………. 12
1.1. Técnicas de remediación in situ y ex situ………………………………………… 12
1.2. Estrategias de remediación………………………………………………………. 13
1.3. Tipo de tratamiento………………………………………………………………… 13
1.3.1. Tratamientos fisicoquímicos……………………………………………….. 13
1.3.1.1 Tecnologías de remediación fisicoquímicas………………………… 14
1.3.2. Tratamientos térmicos……………………………………………………… 14
1.3.2.1 Incineración……………………………………………………………… 14
1.3.2.1.1 Circulating bed combustor (cbc) ……………………………. 15
1.3.2.1.2 Lecho fluidizado……………………………………………….. 15
1.3.3.1.3 Combustión infrarroja………………………………………… 15
1.3.2.1.4 Hornos rotatorios……………………………………………… 16
1.3.2.2. Desorción térmica…………………………………………………….. 16
1.3.3. Tratamientos biológicos (biorremediación) ……………………………… 18
1.3.3.1 Tipos de biorremediación…………………………………………….. 19
1.3.3.1.1 Tecnologías in situ……………………………………………. 20
1.3.3.1.2 Tecnologías ex situ……………………………………………. 22
1.3.3.2. Biorremediación enzimatica y microbiana………………………….. 23
1.3.3.3. Ventaja y desventaja de los diferentes tratamientos de
remediación……………………………………………………………………… 26
1.4. Biodegradación de hidrocarburos………………………………………………… 26
1.4.1. Alcanos……………………………………………………………………. 27
1.4.2. Alquenos……………………………………………………………………. 27
1.4.3. Cicloalcanos……………………………………………………………….. 28
1.4.4. Aromáticos………………………………………………………………….. 28
1.4.5. Hidrocarburos policíclicos aromáticos (hpa)…………………………… 30
1.4.6. Asfaltos y resinas…………………………………………………………. 30
1.4.7. Compuestos alifáticos halogenados…………………………………….. 31
1.5. Bacterias degradadoras de hidrocarburos………………………………………. 33
1.6. Factores que afectan el tratamiento biológico………………………………….. 36
1.6.1. Aceptor de electrones……………………………………………………... 37
1.6..2. Humedad………………………………………………………………….. 38
1.6..3. Temperatura………………………………………………………………. 38
1.6..4. pH…………………………………………………………………………… 39
1.6..5. Sólidos disueltos totales…………………………………………………. 39
1.6.6. Disponibilidad de nutrientes………………………………………………. 39
1.6.7. Diseño del reactor…………………………………………………………. 40
1.6.8. Fuentes alternativas de carbono…………………………………………. 41
1.6.8.1. Potencial redox………………………………………………………… 42
1.6..8.2 Nutriente ratios………………………………………………………… 42
1.6.8.3 Tipos de contaminantes……………………………………………….. 42
1.6.8.4 Biodisponibilidad de los contaminantes……………………………... 43
1.6.8.5 Toxicidad………………………………………………………………. 43
1.7. Biodegradabilidad del sustrato……………………………………………………. 43
1.8.- Normativa legal ambiental para el tratamiento de efluentes petrolizados…... 45
1.8.1. Constitución de la republica bolivariana de venezuela (1999)……….. 45
1.8.2. Ley orgánica del ambiente (2006)………………………………………. 46
1.8.3. Decreto 883 normas para la clasificación y el control de la calidad de
los cuerpos de agua y vertidos o efluentes líquidos…………………………... 47
1.8.4. Decreto 2635 normas para el control de la recuperación de
materiales peligrosos y el manejo de los desechos peligrosos……………… 47
1.9. Definición de términos básicos………………………………………………………... 49
CAPÍTULO II. MARCO METODOLÓGICO……………………………………………….. 51
2.1. Caracterización del sedimento……………………………………………………. 51
2.2. Montaje del ensayo de tratabilidad……………………………………………….. 52
2.2.1. Preparación del cultivo mixto……………………………………………. 52
2.2.2. Preparación de las unidades experimentales………………………….. 55
2.2.3. Análisis físico-químicos…………………………………………………… 56
2.2.4. Métodos aplicados para la determinación de los parámetros de
control en el estudio de tratabilidad……………………………………………... 57
2.2.4.1. Heterótrofos mesófilos………………………………………………... 57
2.2.4.2. Nitrógeno total…………………………………………………………. 57
2.2.4.3. Fósforo total……………………………………………………………. 58
2.2.4.4. Hidrocarburos totales…………………………………………………. 60
2.2.4.5. Conductividad………………………………………………………… 60
2.2.4.6. pH……………………………………………………………………….. 61
2.2.4.7. Temperatura…………………………………………………………… 61
2.2.4.8.Saturados, aromáticos, resinas y asfaltenos (sara)………………... 61
2.3 Anàlisis estadístico………………………………………………………………….. 61
CAPITULO III RESULTADOS Y DISCUSIÓN…………………………………………… 63
3.1. Fase I: caracterización fisicoquímica y microbiológica de los sedimentos de
la laguna B de la pcte……………………………………………………………………. 63
3.2. Fase II. montaje y análisis del ensayo de tratabilidad…………………………… 65
3.2.1. Heterótrofos mesófilos……………………………………………………… 65
3.2.2. Remoción de hidrocarburos………………………………………………… 67
3.2.3. Consumo de nitrógeno………………………………………………………. 72
3.2.4. Consumo de fósforo…………………………………………………………. 73
3.2.5. Conductividad – pH y temperatura………………………………………… 76
CONCLUSIONES……………………………………………………………………….. 78
RECOMENDACIONES…………………………………………………………………. 80
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS……………………………………………………. 81
LISTA DE TABLAS
Tabla Página
1 Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación in situ y ex situ 13
2 Temperaturas de desorción de algunas especies de mercurio…………… 17
3 Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación clasificadas de
acuerdo al tipo de tratamiento…………………………………………………. 26
4 Aplicación de tratamientos a las diferentes unidades experimentales……. 56
5 Análisis realizados y métodos aplicados……………………………………... 56
6 Resultados de la caracterización físico-química y microbiológica del
sedimento de la laguna B……………………………………………………… 63
7 Resultados de los análisis de los metales contenidos en el sedimento de
la laguna B……………………………………………………………………….. 64
8 Comparación de los resultados de análisis de los metales en el
sedimento de la laguna B respecto al decreto 883………………………….. 65
9 Heterótrofos Mesófilos en sedimento para los diferentes tratamientos
aplicados…………………………………………………………………………. 65
10 Hidrocarburos en sedimentos para los diferentes tratamientos
aplicados...................................................................................................... 67
11 Análisis de varianza para los heterótrofos y los hidrocarburos…………… 71
12 Valores promedios para la densidad poblacional (Heterótrofos) prueba de
Tukey…………………………………………………………………………… 71
13 Valores promedios para la remoción de hidrocarburos prueba de Tukey… 72
14 Nitrógeno en el sedimento para los diferentes tratamientos aplicados…… 72
15 Fósforo en el sedimento para los diferentes tratamientos aplicados…….. 73
16 Análisis de varianza para el nitrógeno y fósforo en el tiempo……………. 75
17 Valores promedios para el consumo de Nitrógeno usando la prueba de
Tukey……………………………………………………………………………. 75
18 Valores promedios para el consumo de fósforo usando la prueba de
Tukey…………………………………………………………………………….. 75
LISTA DE FIGURAS Figura Página
1 Proceso de incineración de desechos…………………………………………... 15
2 Proceso de incineración por desorción térmica………………………………… 16
3 Alquenos…………………………………………………………………………… 28
4 Cicloalcanos………………………………………………………………………. 28
5 Dihidrodioles………………………………………………………………………. 29
6 Morfología de las bacterias………………………………………………………. 36
7 Cepas luego de 24 horas de incubación………………………………………... 52
8 Unidades Experimentales y sus tratamientos………………………………….. 53
9 Activación de las cepas desde los eppendort hacia el medio de cultivo
fresco……………………………………………………………………………….. 53
10 Cepas activadas en la incubación a 37° C……………………………………… 53
11 Agitación de los tubos que contienen las cepas activas………………………. 54
12 Transferencia de las cepas activas hacia el medio de cultivo fresco
(Proceso de Amplificación)……………………………………………………….. 54
13 Medio de cultivo en agitación…………………………………………………….. 54
14 Medio de cultivo con las concentración óptima para la aplicación del
tratamiento…………………………………………………………………………. 54
15 Preparación de cultivo mixto…………………………………………………….. 55
16 Aplicación del cultivo mixto………………………………………………………. 55
17 Unidades Experimentales………………………………………………………… 55
18 Placas de heterótrofos incubadas por 24 horas………………………………... 57
19 Digestión de la muestra………………………………………………………….. 58
20 Metodología empleada para la medición de fósforo total en c/u de las fases 59
21 Extracción liquido – liquido y Filtrado de la extracción………………………… 60
22 Heterótrofos mesófilos en el sedimento para los diferentes tratamientos
aplicados…………………………………………………………………………... 66
23 Hidrocarburos totales en el sedimento para los diferentes tratamientos
aplicados……………………………………………………………………………. 67
24 Remoción de hidrocarburos en los tratamientos……………………………….. 69
25 Nitrógeno en el sedimento para los diferentes tratamientos aplicados……… 72
26 Comportamiento del fósforo en el sedimento para cada uno de los
tratamientos aplicados…………………………………………………………….. 74
INTRODUCCIÓN
Aunque la industria petroquímica y petrolera ha traído innumerables beneficios por la
gran cantidad de productos derivados, también es cierto que durante décadas ha sido una
de las principales responsables por la contaminación a nivel mundial. En Venezuela, son
considerables los contaminantes que genera la industria petrolera y petroquímica, y son
insuficientes las consideraciones y soluciones para la problemática planteada.
Esta situación ya es percibida por los sectores sociales y por las mismas empresas, lo
cual ha motivado a prestar mayor atención a los controles ambientales para evitar o
minimizar el impacto de estas actividades de explotación y producción hacia la
naturaleza.
El tratamiento y recuperación de los suelos es una estrategia que surge con la finalidad
de degradar el material contaminante para que el suelo pueda ser utilizado nuevamente.
Existen numerosas técnicas como los tratamientos físicos tales como; la incineración,
vitrificación, desorción y estabilización, entre otros, donde el contaminante es
neutralizado, además de la biorremediación, la cual consiste en la utilización de
microorganismos para la degradación de contaminantes o su transformación en
productos inocuos o de más fácil degradación por otros microorganismos ayudando así
la recuperación de los suelos contaminados. El suelo posee en forma natural una diversa
población microbiana que podría degradar estas sustancias orgánicas, para lo cual
generalmente requieren prolongados períodos de tiempo; sin embargo, las cepas
bacterianas se pueden aislar y amplificar para poder acortar el período de degradación.
El objetivo de esta investigación es evaluar la degradación de los hidrocarburos
presentes en el sedimento de la laguna B, utilizando un consorcio bacteriano autóctono,
la técnica aplicada es la biorremediación ayudada con nutrientes y aireación para
estimular las bacterias que forman el cultivo mixto en los procesos experimentales.
CAPITULO I
FUNDAMENTOS TEÓRICOS
1. Remediación
Se puede definir como el conjunto de operaciones realizadas con el objetivo de controlar,
disminuir o eliminar los contaminantes presentes. También se puede definir como el conjunto de
procesos a través de los cuales se intenta recuperar las condiciones y características naturales a
los ambientes que han sido objeto de daño.
(http://www2.ine.gob.mx/publicaciones/libros/372/tecnolog.html. Instituto nacional de ecología,
México, 2007)
1.1. Técnicas de remediación in situ y ex situ
Las técnicas de recuperación se dividen en tratamiento in situ, que implica la eliminación de
contaminantes sin sacar el terreno y ex situ donde el material a tratar se lleva a un espacio
confinado o se trata en instalaciones adecuadas para tal fin.
-In situ: Son las aplicaciones en las que el suelo contaminado es tratado, o bien, los
contaminantes son removidos del suelo contaminado, sin necesidad de excavar el sitio puede
realizarse en el mismo sitio (on site). Es decir, se realizan en el mismo sito en donde se encuentra
la contaminación.
-Ex situ: La realización de este tipo de tecnologías, requiere de excavación, dragado o cualquier
otro proceso para remover el suelo contaminado antes de su tratamiento que se realizará fuera de
él (off site).
Las técnicas in situ son de menor costo, de bajo impacto ambiental inducido pero existen muchas
dudas sobre los resultados finales. Las técnicas ex situ se destacan por su efectividad, dado que el
suelo contaminado es físicamente eliminado y el suelo nuevo que se incorpora se homogeniza
con el no contaminado, pudiendo controlarse mejor el proceso, sin embargo estas técnicas tienen
el problema del alto costo. En la Tabla 1, se presenta un resumen de las ventajas y desventajas de
ambos tipos de tecnología. (Instituto nacional de ecología, Mexico, 2007)
http://www2.ine.gob.mx/publicaciones/libros/372/tecnolog.html
13
Tabla 1. Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación in situ y ex situ.
In situ Ex situ
Ventajas Permiten tratar el suelo sin necesidad de excavar ni transportar Potencial disminución en costos
Menor tiempo de tratamiento Más seguros en cuanto a uniformidad: es posible homogeneizar y muestrear periódicamente
Desventajas
Mayores tiempos de tratamiento Pueden ser inseguros en cuanto a uniformidad: heterogeneidad en las características del suelo Dificultad para verificar la eficacia del proceso
Necesidad de excavar el suelo Aumento en costos e ingeniería para equipos Debe considerarse la manipulación del material y la posible exposición al contaminante
Fuente: Instituto nacional de ecología
http://www2.ine.gob.mx/publicaciones/libros/372/tecnolog.html
1.2. Estrategias de remediación
Son tres estrategias básicas que pueden usarse separadas o en conjunto, para remediar la mayoría
de los sitios contaminados:
-Destrucción o modificación de los contaminantes: Este tipo de tecnologías busca alterar la
estructura química del contaminante.
-Extracción o separación: Los contaminantes se extraen y/o separan del medio contaminado,
aprovechando sus propiedades físicas o químicas (volatilización, solubilidad, carga eléctrica).
-Aislamiento o inmovilización del contaminante: Los contaminantes son estabilizados,
solidificados o contenidos con el uso de métodos físicos o químicos.
1.3. Tipo de tratamiento
Esta clasificación se basa en el principio de la tecnología de remediación y se divide en tres tipos
de tratamiento:
1.3.1. Tratamientos fisicoquímicos: Este tipo de tratamientos, utiliza las propiedades físicas y/o
químicas de los contaminantes o del medio contaminado para destruir, separar o contener la
contaminación.
14
1.3.1.1. Tecnologías de remediación fisicoquímicas
Este tipo de tecnologías generalmente son efectivas en cuanto a costos y pueden concluirse en
periodos cortos en comparación con las tecnologías de biorremediación. Sin embargo, los costos
pueden incrementarse cuando se utilizan técnicas de separación en las que los contaminantes
pueden requerir de tratamiento o disposición (Van Deuren y col., 1997).
Al igual que el resto de las tecnologías de remediación, las fisicoquímicas pueden realizarse in
situ o ex situ. Sin embargo, la mayoría de estas tecnologías se aplican in situ. Entre las
tecnologías fisicoquímicas para tratamiento in situ, se encuentra la remediación electrocinética
(RE), el lavado de suelos (LS), la extracción por solventes (ES), la extracción de vapores (EV) y
la solidificación/estabilización (S/E).
1.3.2. Tratamientos térmicos: Utilizan calor para incrementar la volatilización (separación),
quemar, descomponer o fundir (inmovilización) los contaminantes en un suelo.
1.3.2.1. Incineración: En este proceso se aplican temperaturas entre 870 y 1200º C en presencia
de oxígeno para volatilizar y, posteriormente, destruir por oxidación térmica compuestos
halogenados y otros compuestos orgánicos refractarios principalmente, mientras que los metales
no son destruidos. El proceso se lleva a cabo ex-situ, es decir, se excava el suelo y se lleva a los
incineradores. Los gases residuales procedentes de la combustión generalmente requieren ser
tratados para eliminar cualquier metal, ácido o partícula de ceniza remanente. Tales desechos son
nocivos y deben desecharse en forma adecuada en un vertedero autorizado. Los otros gases más
limpios, como el vapor de agua y el dióxido de carbón, se liberan al aire a través de una
chimenea. El suelo o la ceniza remanente después de la incineración se pueden eliminar en un
vertedero o enterrar en el sitio. La cantidad de material que requiere eliminación es muy inferior a
la cantidad inicial de material contaminado. En la figura 1 se muestra un esquema del
funcionamiento del proceso:
15
Figura 1. Proceso de incineración de desechos
http://www.miliarium.com/Proyectos/SuelosContaminados/DescontaminacionSuelos/TecnicasEx
Situ/TecnicasExSitu.asp
Los tipos de incineradores más comúnmente empleados son:
1.3.2.1.1 Circulating bed combustor (CBC): utiliza aire a alta velocidad para arrastrar la fuente
alimento con los residuos y crear una zona de combustión sumamente turbulenta que destruya los
hidrocarburos tóxicos. Esta turbulencia produce una temperatura uniforme alrededor de la cámara
de combustión, de unos 760-870 ºC, inferior a la de los incineradores convencionales. En el CBC
se mezcla completamente el material durante la combustión. La mezcla eficaz y la temperatura de
combustión baja reducen gastos de operación y las emisiones potenciales de gases como el óxido
de nitrógeno (NOx) y el monóxido de carbono (CO).
1.3.2.1.2 Lecho fluidizado: utiliza aire a alta velocidad para difundir y suspender las partículas
como si se trataran de un fluido y funciona a temperaturas mayores a 870º C. Otras unidades
experimentales, como la unidad infrarroja, usa una resistencia eléctrica para calentar elementos o
tubos, que a su vez calientan el material que pasa por la cámara sobre una cinta transportadora y
funciona en temperaturas similares (mayores a 870º C).
16
1.3.3.1.3 Combustión infrarroja: la tecnología de combustión infrarroja es un sistema de
tratamiento térmico móvil que utiliza barras de carburo de silicio calentadas eléctricamente para
elevar la temperatura de los compuestos orgánicos hasta la de combustión. Los residuos se
alimentan a la cámara primaria sobre la cinta transportadora y son expuestos al calor infrarrojo
radiante (1000º C) proporcionado por las barras de carburo de silicio. Cualquier residuo que
quede sin quemar es incinerado en un dispositivo de postcombustión.
1.3.2.1.4. Hornos rotatorios: están equipados de un dispositivo de postcombustión y un sistema
de control de la contaminación atmosférica. El horno rotatorio es un cilindro ligeramente
inclinado que gira y que sirve como una cámara de combustión y funciona a temperaturas de más
de 1000º C.
1.3.2.2. Desorción térmica Es un tratamiento ex-situ que consiste en calentar el suelo a
temperaturas intermedias (250-600º C) para evaporar los compuestos orgánicos volátiles o los
metales volátiles como el mercurio (Hg).
Los gases contaminados que se generan se separan del aire limpio utilizando un equipo de
recolección de gases. Los gases se convierten nuevamente en líquidos y/o materiales sólidos.
Esos líquidos o sólidos contaminados son eliminados de manera segura. El polvo y las sustancias
químicas dañinas se separan de los gases y se eliminan con seguridad. En la figura 2 se presenta
el proceso:
17
Figura 2. Proceso de incineración por desorción térmica
http://www.miliarium.com/Proyectos/SuelosContaminados/DescontaminacionSuelos/TecnicasEx
Situ/TecnicasExSitu.asp
Los sistemas de desorción térmica varían en eficacia dentro del rango de los compuestos
orgánicos: Los procesos que emplean una temperatura de aplicación más baja están indicados
para la eliminación de los compuestos orgánicos volátiles (COV) no halogenados y combustibles.
Para otros COV la eficacia se reduce.
Si la temperatura de desorción es moderadamente alta, la tecnología se aplica en la eliminación
de compuestos orgánicos semivolátiles (SVOC), pesticidas y metales volátiles (como el Hg). Los
COV y combustibles también pueden ser tratados, pero puede resultar menos rentable. La
presencia de cloro puede afectar a la volatilización de algunos metales como el plomo (Pb). El
proceso es aplicable para la separación de compuestos orgánicos procedentes de residuos de
refinería, residuos de alquitrán, residuos de la industria de la madera, suelos contaminados por
creosota, hidrocarburos, pesticidas y desechos de pintura. En la tabla 2 se muestran las
temperaturas de desorción de algunas especies de Hg.
Tabla 2. Temperaturas de deserción de algunas especies de Mercurio (Hg)
TEMPERATURAS DE DESORCIÓN DE COMPUESTOS DE MERCURIO
Compuesto Temperatura de liberación del Hg (ºC)
HgO < 150
Hg2Cl2 170
HgCl2 < 250
HgO 270-535
HgS 280-400
18
Hg en pirita 450
Hg en blenda 600
Hg en sustancias hémicas 200-300
http://www.miliarium.com/Proyectos/SuelosContaminados/DescontaminacionSuelos/TecnicasEx
Situ/TecnicasExSitu.asp
1.3.3. Tratamientos biológicos (biorremediación):
Utilizan las actividades metabólicas de ciertos organismos (plantas, hongos, bacterias) para
degradar (destrucción), transformar o remover los contaminantes a productos metabólicos
inocuos.
El término biorremediación se utiliza para describir una variedad de sistemas que utilizan
organismos vivos (plantas, hongos, bacterias, etc.) para degradar, transformar o remover
compuestos orgánicos tóxicos a productos metabólicos inocuos o menos tóxicos. Esta estrategia
biológica depende de las actividades catabólicas de los organismos, y por consiguiente de su
capacidad para utilizar los contaminantes como fuente de alimento y energía (Van Deuren y col.,
1997).
Las rutas de biodegradación de los contaminantes orgánicos, varían en función de la estructura
química del compuesto y de las especies microbianas degradadoras. El proceso de
biorremediación incluye reacciones de oxido-reducción, intercambio iónico, e incluso reacciones
de acomplejamiento y quelación que resultan en la inmovilización de metales (Eweis y col.,
1999).
La biorremediación puede emplear organismos propios del sitio contaminado (autóctonos) o de
otros sitios (exógenos), puede realizarse in situ o ex situ, en condiciones aerobias (en presencia de
oxígeno) o anaerobias (sin oxígeno) (Eweis y col., 1998). Aunque no todos los compuestos
orgánicos son susceptibles a la biodegradación, los procesos de biorremediación se han usado con
éxito para tratar suelos, lodos y sedimentos contaminados con hidrocarburos del petróleo (HTPs),
solventes (benceno y tolueno), explosivos (TNT), clorofenoles (PCP), pesticidas (2,4-D),
conservadores de madera (creosota) e hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) (Van Deuren
y col., 1997; Semple y col., 2001).
19
La recuperación mediante procesos biológicos (biorremediación) implica una compleja
interacción entre la mezcla de poblaciones microbianas, la velocidad de crecimiento y la
utilización de sustratos son, con frecuencia, superiores en cultivos mixtos enriquecidos que en un
cultivo puro aislado de la mezcla. En una mezcla de poblaciones microbianas no sólo son
importantes aquellos organismos que pueden iniciar procesos catabólicos, sino también los
consumidores secundarios, es decir, los organismos que utilizan los compuestos intermedios
procedentes de la transformación del sustrato original. También los consumidores secundarios
pueden contribuir al crecimiento de los primarios; por ejemplo, suministrando un factor de
crecimiento específico, eliminando productos tóxicos, mediante procesos metabólicos
concertados (co-metabolismo), así como por transferencia de material genético entre cepas. En
algunos casos, los productores primarios son totalmente dependientes de los secundarios para su
crecimiento (La Grega, 1996).
El tratamiento biológico es la degradación del residuo orgánico por la acción de los
microorganismos. La degradación altera la estructura molecular de los compuestos orgánicos y el
grado de alteración determina si se ha producido biotransformación o mineralización (La Grega,
1996).
Cuando de forma natural se exponen los organismos a contaminantes orgánicos, tienden a
desarrollar, por adaptación, una gran capacidad para degradarlos como sustrato. La velocidad a la
cual los microorganismos se adaptan viene determinada, en gran medida, por la rapidez con que
la concentración de los contaminantes disminuye en el agua y el suelo (La Grega 1996).
La mayoría de los microorganismos utiliza el oxígeno para oxidar y biodegradar la materia
orgánica (biodegradación aerobia); otros emplean nitratos, sulfatos, metano u otros aceptores de
electrones (biodegradación anaerobia). (Eweis, 1999).
1.3.3.1 Tipos de biorremediación
El proceso de biorremediación en suelos contaminados con sustancias orgánicas puede llevarse a
cabo de dos formas: in situ y ex situ, éstas comprenden una serie de técnicas cuyo objetivo
principal es la degradación del contaminante, a través de procesos biológicos y no biológicos,
buscando la eficiencia y una manera de bajar costos, disminuyendo la cantidad del contaminante
20
hasta cumplir con la normativa ambiental. De allí que para la selección de la mejor técnica se
debe tomar en cuenta los parámetros técnicos y económicos. (Eweis 1999).
1.3.3.1.1. Tecnologías in situ
Las técnicas in situ buscan estimular y crear un ambiente favorable para el crecimiento
microbiano a partir de los contaminantes. Este objetivo generalmente puede lograrse con el
suministro de aire u oxígeno (bioventeo), nutrientes (bioestimulación), microorganismos
(bioaumentación) y/o humedad, además del control de temperatura y pH (EPA, 2001).
Bioventeo: El bioventeo es una tecnología relativamente nueva, cuyo objetivo es estimular la
biodegradación natural de cualquier compuesto biodegradable en condiciones aerobias. El aire se
suministra en el sitio contaminado a través de pozos de extracción, por movimiento forzado
(extracción o inyección), con bajas velocidades de flujo, con el fin de proveer solamente el
oxígeno necesario para sostener la actividad de los microorganismos degradadores (Van Deuren
y col., 1997).
Aplicaciones. Se utiliza para tratar compuestos orgánicos biodegradables semivolátiles (COSs) o
no volátiles. Además de favorecer la degradación de contaminantes adsorbidos, pueden
degradarse COVs, por medio de su movimiento a través del suelo biológicamente activo (Eweis y
col., 1998). Se ha utilizado con éxito para remediar suelos contaminados con HTPs, solventes no
clorados, pesticidas y conservadores de la madera, entre algunos otros químicos (Van Deuren y
col., 1997).
Limitaciones. Algunos factores que pueden limitar la efectividad del bioventeo son: (i) el tipo y la
concentración del contaminante, (ii) falta de nutrientes; (iii) bajo contenido de humedad; y (iv)
dificultad para alcanzar el flujo de aire necesario (Eweis y col., 1999).
Costos y tiempos de remediación. Es una tecnología en la que los tiempos de limpieza pueden
variar desde algunos meses hasta varios años. Esta tecnología no requiere de equipo caro, pero
los costos pueden variar en función de la permeabilidad del suelo, espacio disponible, número de
pozos y velocidad de bombeo (Van Deuren y col., 1997).
21
Bioestimulación: implica la circulación de soluciones acuosas (que contengan nutrientes y/u
oxígeno) a través del suelo contaminado, para estimular la actividad de los microorganismos
autóctonos, y mejorar así la biodegradación de contaminantes orgánicos o bien, la inmovilización
de contaminantes inorgánicos in situ (Van Deuren y col., 1997).
Aplicaciones. Se ha usado con éxito para remediar suelos contaminados con gasolinas, COVs,
COSs, y pesticidas (Alexander, 1994). Estudios a escala piloto, han mostrado la biodegradación
de suelos contaminados con desechos de municiones.
Limitaciones. Esta tecnología no es recomendable para suelos arcillosos, altamente estratificados
o demasiado heterogéneos, ya que pueden provocar limitaciones en la transferencia de O2. Otros
factores que pueden limitar su aplicación, incluyen: (i) que el tipo del suelo no favorezca el
crecimiento microbiano; (ii) incremento en la movilidad de los contaminantes; (iii) obstrucción
en los pozos de inyección provocada por el crecimiento microbiano.
Costos y tiempos de remediación. La limpieza de una pluma de contaminación, puede tomar
varios años. La naturaleza y profundidad de los contaminantes y el uso de bioaumentación
pueden aumentar sus costos (Van Deuren y col., 1997).
Bioaumentación: Esta tecnología se utiliza cuando se requiere el tratamiento inmediato de un
sitio contaminado, o cuando la microflora autóctona es insuficiente en número o capacidad
degradadora. Consiste en la adición de microorganismos vivos, que tengan la capacidad para
degradar el contaminante en cuestión, para promover su biodegradación o su biotransformación.
El tamaño del inóculo a utilizar, depende del tamaño de la zona contaminada, de la dispersión de
los contaminantes y de la velocidad de crecimiento de los microorganismos degradadores (Riser-
Roberts, 1998).
Aplicaciones. Se ha usado para tratar suelos contaminados con herbicidas (2,4-D, clorofam),
insecticidas (lindano, clordano, paratión), clorofenoles (PCP) y nitrofenoles, BPCs, HTPs y
HAPs (Alexander, 1994). También se ha aplicado efectivamente para tratar desechos con
concentraciones relativamente altas de metales (Eweis y col., 1999).
Limitaciones. Antes de llevar a cabo la bioaumentación en un sitio, deben realizarse cultivos de
enriquecimiento, aislar microorganismos capaces de cometabolizar o utilizar el contaminante
22
como fuente de carbono, y cultivarlos hasta obtener grandes cantidades de biomasa (Alexander,
1994).
Costos y tiempos de remediación. Es una tecnología que puede durar varios meses o años, y su
utilización no implica mucho capital ni costos de operación.
Biolabranza: Durante el proceso de biolabranza, la superficie del suelo contaminado es tratado
en el mismo sitio por medio del arado. El suelo contaminado se mezcla con agentes de volumen y
nutrientes, y se remueve periódicamente para favorecer su aireación. Las condiciones del suelo
(pH, temperatura, aireación) se controlan para optimizar la velocidad de degradación y
generalmente se incorporan cubiertas u otros métodos para el control de lixiviados (Riser-
Roberts, 1998). La diferencia entra le biolabranza y el composteo, es que en la biolabranza, se
mezcla el suelo contaminado con suelo limpio, mientras que el composteo generalmente se
realiza sobre el suelo (Van Deuren y col., 1997).
Aplicaciones. Los contaminantes tratados con éxito por biolabranza, incluyen diesel, gasolinas,
lodos aceitosos, PCP, creosota y coque, además de algunos pesticidas y HTPs (Alexander, 1994).
Es una tecnología de gran escala, que se practica en los Estados Unidos, Canadá, Reino Unido,
Holanda, Suiza, Dinamarca, Francia y Nueva Zelanda (Reiser-Roberts, 1998).
Limitaciones. La biolabranza debe manejarse con cuidado para prevenir la contaminación de
acuíferos, superficies de agua, aire o en la cadena alimenticia. El mayor problema es la
posibilidad de lixiviados de los contaminantes hacia suelo y agua. Otra limitante para su
utilización, es que por la incorporación de suelo contaminado en suelo limpio, se genera un gran
volumen de material contaminado. No es recomendable su uso para contaminantes diluidos, ni
tampoco cuando no todos los contaminantes son biodegradables (Van Deuren y col., 1997).
Tiempos de remediación. Es una tecnología de mediano a largo plazo. (Van Deuren y col., 1997;
Reiser-Roberts, 1998).
1.3.3.1.2 Tecnologías ex situ
Los procesos de biorremediación ex situ, incluyen: (i) procesos de biodegradación en fase de
lodos, en donde el suelo se mezcla con agua (para formar un lodo), microorganismos y nutrientes;
y (ii) de biodegradación en fase sólida, en donde los suelos colocan en una celda de tratamiento
23
(composteo) o sobre membranas impermeables (biolabranza), en donde se agrega agua y
nutrientes (EPA, 2001).
Biorremediación en fase sólida (composteo): El composteo es un proceso biológico controlado,
por el cual pueden tratarse suelos y sedimentos contaminados con compuestos orgánicos
biodegradables, para obtener subproductos inocuos estables. El material contaminado se mezcla
con agentes de volumen (paja, aserrín, estiércol, desechos agrícolas), que son sustancias
orgánicas sólidas biodegradables, adicionadas para mejorar el balance de nutrientes, así como
para asegurar una mejor aireación y la generación del calor durante el proceso. Los sistemas de
composteo incluyen tambores rotatorios, tanques circulares, recipientes abiertos y biopilas
(Alexander, 1994; Eweis y col., 1998; Semple y col., 2001).
Las pilas estáticas (biopilas) son una forma de composteo en el cual, además de agentes de
volumen, el sistema se adiciona con agua y nutrientes, y se coloca en áreas de tratamiento (que
incluyen alguna forma de aireación y sistemas para colectar lixiviados). Las pilas de suelo
generalmente se cubren con plástico para controlar los lixiviados, la evaporación y la
volatilización de contaminantes, además de favorecer su calentamiento (Eweis y col., 1999).
Aplicaciones. El composteo se ha usado con éxito para remediar suelos contaminados con PCP,
gasolinas, HTPs, HAPs. Se ha demostrado también la reducción, hasta niveles aceptables, en la
concentración y toxicidad de explosivos (TNT). El uso de estrategias de composteo, se ha
adoptado seriamente hasta los últimos 3 a 5 años (Van Deuren y col., 1997; Semple y col., 2001).
Limitaciones. Algunas limitaciones del proceso son: (i) necesidad de espacio; (ii) necesidad de
excavar el suelo contaminado, lo que puede provocar la liberación de COVs; (iii) incremento
volumétrico del material a tratar; (iv) no pueden tratarse metales pesados (Van Deuren y col.,
1997).
Ttiempos de remediación. El costo del composteo depende de: (i) la cantidad y fracción de suelo
a tratar; (ii) disponibilidad de agentes de volumen; (iii) tipo de contaminantes y proceso; (v)
necesidad de tratamientos previos y/o posteriores; y (vi) necesidad de equipos para control de
COVs. Es una tecnología que puede llevar desde algunas semanas hasta varios meses (Riser-
Roberts, 1998).
24
Biorremediación en fase de lodos (biorreactores): Los biorreactores pueden usarse para tratar
suelos heterogéneos y poco permeables, o cuando es necesario disminuir el tiempo de
tratamiento, ya que es posible combinar controlada y eficientemente, procesos químicos, físicos y
biológicos, que mejoren y aceleren la biodegradación (Reiser-Roberts, 1998). Es la tecnología
más adecuada cuando existen peligros potenciales de descargas y emisiones.
Uno de los reactores más utilizados para biorremediar suelos es el biorreactor de lodos, en el cual
el suelo contaminado se mezcla constantemente con un líquido, y la degradación se lleva a cabo
en la fase acuosa por microorganismos en suspensión o inmovilizados en la fase sólida. El
tratamiento puede realizarse también en lagunas construidas para este fin o bien en reactores
sofisticados con control automático de mezclado (Alexander, 1994).
Aplicaciones. Los biorreactores de lodos aerobios, se utilizan principalmente para tratar HTPs,
COSs no halogenados y COVs. Se utilizan también reactores secuenciales de lodos
aerobios/anaerobios para tratar BPCs, COSs halogenados, pesticidas y desechos de artillería (Van
Deuren y col., 1997).
Limitaciones. Algunos factores que pueden limitar el uso y efectividad de los biorreactores son:
(i) el suelo debe tamizarse; (ii) suelos heterogéneos y arcillosos pueden generar problemas de
manipulación; (iii) los productos intermediarios pueden ser más tóxicos que el contaminante
original (en caso de explosivos o solventes clorados); (iv) los residuos pueden requerir de
tratamiento o disposición final (Van Deuren y col., 1997; Riser-Roberts, 1998).
Tiempos de remediación. Los biorreactores de lodos pueden clasificarse como una tecnología de
corto a mediano plazo.
1.3.3.2. Biorremediación enzimatica y microbiana
La biorremediación puede considerarse en tres grupos posibles: la biodegradación por enzimas, la
biorremediacion microbiana y la fitorremediación
La biodegradación por enzimas utiliza la aplicación de enzimas en el lugar contaminado
originadas en colonias bacterianas producto de transformación genética.
25
La biorremediación microbiana consiste en la utilización de microorganismos en el lugar
contaminado, puede que los microorganismos ya estén presentes en la ubicación y haya que
estimular su función o crecimiento por medio de agregado de sustancias aceleradoras de sus
ciclos, o en otro caso los microorganismos son implantados en el foco contaminante con todos los
elementos necesarios para acelerar el desempeño de su función degradante. El uso de hongos con
el fin de descomponer sustancias tóxicas, se denomina micorremediación, donde los micelios
fúngicos producen enzimas capaces de degradar los componentes contaminantes.
(http://biologia.laguia2000.com/biologia/biorremediacion)
La fitorremediación es un proceso que utiliza plantas para remover, transferir, estabilizar,
concentrar y/o destruir contaminantes (orgánicos e inorgánicos) en suelos, lodos y sedimentos, y
puede aplicarse tanto in situ como ex situ. Los mecanismos de fitorremediación incluyen la
rizodegradación, la fito-extracción, la fitodegradación y la fitoestabilización (Van Deuren y col.,
1997).
La rizodegradación: se lleva a cabo en el suelo que rodea a las raíces. Las sustancias excretadas
naturalmente por éstas, suministran nutrientes para los microorganismos, mejorando así su
actividad biológica. Durante la fitoextracción, los contaminantes son captados por las raíces
(fitoacumulación), y posteriormente éstos son trasladados y/o acumulados hacia los tallos y hojas
(fitoextracción). En la fitoestabilización, las plantas limitan la movilidad y biodisponibilidad de
los contaminantes en el suelo, debido a la producción en las raíces de compuestos químicos que
pueden adsorber y/o formar complejos con los contaminantes, inmovilizándolos así en la
interfase raíces-suelo (Sellers, 1999). La fitodegradación consiste en el metabolismo de
contaminantes dentro de los tejidos de la planta, a través de enzimas que catalizan su
degradación.
Aplicaciones. Puede aplicarse eficientemente para tratar suelos contaminados con compuestos
orgánicos como benceno, tolueno, etilbenceno y xilenos (BTEX); solventes clorados; HAPs;
desechos de nitrotolueno; agroquímicos clorados y organofosforados; además de compuestos
inorgánicos como cadmio (Cd), cromo 6 (Cr(VI)), cobalto (Co), cobre (Cu), plomo (Pb), níquel
(Ni), selenio (Se) y zinc (Zn) (Sellers, 1999). Se ha demostrado también su eficiencia en la
remoción de metales radioactivos y tóxicos de suelos y agua.
26
Limitaciones. Existen varias limitaciones que deben considerarse para su aplicación: (i) el tipo de
plantas utilizado determina la profundidad a tratar; (ii) altas concentraciones de contaminantes
pueden resultar tóxicas; (iii) puede depender de la estación del año; (iv) no es efectiva para tratar
contaminantes fuertemente sorbidos; (v) la toxicidad y biodisponibilidad de los productos de la
degradación no siempre se conocen y pueden movilizarse o bioacumularse en animales.
Costos y tiempos de remediación. Se estima que la fitorremediación de un suelo contaminado con
Pb (50 cm de profundidad) puede costar entre 24,000 y 40,000 USD/ha (Van Deuren y col.,
1997).
1.3.3.3. Ventaja y desventaja de los diferentes tratamientos de remediación.
En la Tabla 3, se muestran las principales ventajas y desventajas del uso o aplicación de los
métodos biológicos, fisicoquímicos y térmicos.
Tabla 3. Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación, clasificadas de acuerdo al tipo de tratamiento.
Ventajas Desventajas
Tratamientos biológicos
Son efectivos en cuanto a costos Son tecnologías más benéficas para el ambiente Los contaminantes generalmente son destruidos Se requiere un mínimo o ningún tratamiento posterior
Requieren mayores tiempos de tratamiento Es necesario verificar la toxicidad de intermediarios y/o productos No pueden emplearse si el tipo de suelo no favorece el crecimiento microbiano
Tratamientos fisicoquímicos
Son efectivos en cuanto a costos Pueden realizarse en periodos cortos El equipo es accesible y no se necesita de mucha energía ni ingeniería
Los residuos generados por técnicas de separación, deben tratarse o disponerse: aumento en costos y necesidad de permisos Los fluidos de extracción pueden aumentar la movilidad de los contaminantes: necesidad de sistemas de recuperación
Tratamientos térmicos
Permite tiempos rápidos de limpieza
Es el grupo de tratamientos más costoso Los costos aumentan en función del empleo de energía y equipo Intensivos en mano de obra y capital
http://www2.ine.gob.mx/publicaciones/libros/372/tecnolog.html
1.4. Biodegradación de hidrocarburos
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Los hidrocarburos de petróleo son compuestos intermedios entre altamente biodegradables y
difícilmente biodegradables. Los compuestos del petróleo han penetrado a la biosfera a través de
la filtración y erosión durante millones de años y han desarrollado rutas para su degradación.
(Eweis, 1999).
Los hidrocarburos del crudo están clasificados como alcanos (normal e iso), cicloalcanos,
aromáticos, policíclicos aromáticos, asfaltenos y resinas. Los alquenos generalmente no se
encuentran en el crudo pero pueden estar presentes en pequeñas cantidades en productos de
refinado del petróleo debido a los procesos de craqueo (Eweis 1999).
La biodegradabilidad de estos compuestos está afectada en gran medida por su estado físico y
toxicidad. Puesto que el petróleo es una mezcla compleja, su degradación se favorece por una
población variada de microorganismos con amplia capacidad enzimática. Además, la degradación
inicial de hidrocarburos del petróleo frecuentemente requiere la acción de enzimas oxigenasas y
esto depende de la presencia de oxígeno molecular. Por consiguiente, las condiciones aerobias
son necesarias para romper inicialmente los hidrocarburos. (Eweis, 1999).
Según Eweis (1999), la biodegradación de cada uno de los hidrocarburos se describe a
continuación:
1.4.1. Alcanos
Los alcanos lineales son hidrocarburos del petróleo más biodegradables. Sin embargo. Los
alcanos con número de carbono entre C5 y C10 a altas concentraciones inhiben la degradación de
muchos hidrocarburos porque como solventes rompen la membrana lipídica. Los alcanos con
numero de carbono de C20 a C40 (tales como las ceras) son sólidos hidrófobos; su baja
solubilidad interfiere con su biodegradación. En general, la degradación de alcanos produce
productos oxidados los cuales son menos volátiles que los compuestos de donde proceden. Sin
embargo, estos alcanos iniciales son altamente volátiles y pueden ser removidos primeramente
del suelo a través de arrastre por aire bajo condiciones aerobias.
1.4.2. Alquenos
Es menos conocida que la biodegradación de alcanos. La presencia de enlaces insaturados es una
de las causas. Por ejemplo, los 1-alquenos, donde el doble enlace insaturado están en el primer
carbono, son más degradables que los alquenos con enlace doble interno. Se han observado dos
28
rutas generales para el metabolismo de los 1-alquenos, o bien el doble enlace es oxidado, dando
como producto un diol o la oxidación en el extremo de la cadena saturada tal como se puede
observa en la siguiente figura 3.
Figura 3. Oxidación de Alquenos (Eweis 1999)
1.4.3. Cicloalcanos
Los cicloalcanos (hidrocarburos cíclicos) son menos degradables que sus isómeros de cadena
lineal pero más degradables que los aromáticos policíclicos (HPA). La biodegradabilidad de los
cicloalcanos tiende a decrecer con el incremento del número de anillos en su estructura, como es
el caso de los HPA. Los cicloalcanos con un grupo alquil son mas fácilmente degradados que los
no sustituidos y los cicloalcanos con cadenas largas con mas fácilmente degradados que éstos con
grupo metilo o etilo. Contrariamente, la alquil sustitución puede incrementar la solubilidad y
hacer así la estructura del cicloalcano más disponible para la degradación bacteriana.
Los cicloalcanos son generalmente degradados por ataque de oxidasas dando como producto un
alcohol cíclico el cual es deshidrogenado a una cetona. Como se muestra en la figura 9.
Figura 4. Oxidación de Cicloalcanos (Eweis 1999)
El alquilcicloalcano sufre un ataque inicial en el grupo alquilo, dando como resultado un ácido
graso. Por esta razón las cetonas cíclicas y los cicloalcanos-ácidos carboxílicos son siempre los
productos primarios del metabolismo de cicloalcanos.
29
1.4.4. Aromáticos
Los compuestos aromáticos tienen estructuras basadas en la molécula de benceno. Los
compuestos aromáticos son mas estables que otros compuestos cíclicos debido a la compartición
de electrones deslocalizados por enlaces π. El compuesto aromático más simple es el benceno.
Benceno, tolueno, etilbenceno y los tres xilenos, conocidos colectivamente como BTEX, están
entre los más solubles en el agua y son los componentes más móviles de la gasolina
convencional. Estos compuestos orgánicos volátiles son algunos de los más potencialmente
peligrosos, especialmente benceno, el cual es cancerígeno. Por esto, los BTEX frecuentemente
son usados como indicadores de contaminación de suelos y aguas subterráneas, especialmente
para detectar fugas en tanques de almacenamiento subterráneo.
La biodegradación de una molécula aromática involucra dos etapas: activación del anillo y rotura
del anillo. La activación involucra la incorporación de oxígeno molecular dentro del anillo, esto
es, deshidroxilación del núcleo aromático. Esta etapa es llevada a cabo por enzimas conocidas
como oxigenasas. Las dioxigenasas, características de las bacterias, catalizan la incorporación de
dos átomos de oxígeno molecular a un mismo tiempo para formar un dihidrodiol. Estas
reacciones de desoxigenación han sido descritas para el benceno, bencenos halogenados, tolueno,
p-clorotolueno, xilenos, bifenilos, naftaleno, antraceno, fenantreno, benzo(a)pireno y 3-metil- 1
,2-dihidrobenzo(j)aceantrileno.
Los dihidrodioles (Figura 5) son posteriormente oxidados o derivados dihidroxilados tales como
catecol, los cuales son precursores para romper el anillo. El catecol puede ser oxidado por vía
orto, la cual involucra rotura de los enlaces entre átomos de carbono entre los dos grupos
hidroxilos dando como producto acido mucónico o vía meta, la cual involucra la rotura del enlace
entre átomos de carbono con un grupo hidroxilo y el átomo de carbono vecino para producir
acido 6-formil-2-hidroxi-2, 4-hexadienoico. Estos compuestos se degradan para formar ácidos los
cuales son rápidamente utilizados por microorganismos para síntesis celular y energía.
30
Figura 5. Oxidación de Dihidrodioles (Eweis 1999)
1.4.5. Hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA)
También se refiere a los hidrocarburos aromáticos polinucleares (HPA o PNA). Los
hidrocarburos policíclicos aromáticos son producidos en diversas operaciones industriales a altas
temperaturas tales como refinamiento del petróleo, producción de coke y conservación de
maderas; siendo éstos contaminantes comunes de la industria y vertederos incontrolados de
residuos peligrosos.
Para los HPA en general, un incremento en el peso molecular y en el número de anillos en su
estructura produce un decremento en la solubilidad y volatilidad e incrementa la capacidad de
absorción. Los hidrocarburos policíclicos aromáticos se degradan, un anillo cada vez, por
mecanismos similares a los que se utilizan para compuestos aromáticos. La biodegradación de
HPA tiende a disminuir con el incremento del número de anillos y con el incremento del número
de sustituyentes alquilos. Las enzimas requeridas para degradación procariotas de HPA pueden
ser inducidas por la presencia de compuestos aromáticos de bajo peso molecular tales como
naftaleno. Así, de esta forma, los HPA de alto peso molecular resisten la degradación microbiana
mientras que los HPA de bajo peso molecular no estén presentes. La degradación de HPA por
hongos es ambientalmente importante debido a que algunos de los productos están involucrados
como formadores de toxinas en organismos superiores mostrando un incremento en la volatilidad
de ciertos HPA como resultado de la biodegradación en compuestos de bajo peso molecular.
1.4.6. Asfaltenos y resinas.
Los asfaltenos y resinas son compuestos de alto pero molecular que contienen nitrógeno, azufre y
oxígeno. Los asfaltenos y muchas resinas tienen una estructura compleja compuestas de cadenas
de hidrocarburos, nitrógeno, azufre y átomos de oxígeno ligados a ramificaciones de policíclicos
aromáticos los cuales incluyen níquel y vanadio. Los compuestos de estos dos grupos son
recalcitrantes debido a su insolubilidad y la presencia de grupos funcionales que los protegen de
ataques microbianos por las extensivas estructuras de anillos aromáticos. Cantidades relativas y a
31
veces absolutas de asfaltenos tienden a incrementarse durante la biodegradación por reacciones
de condensación. Algunos estudios han publicado la eliminación de asfaltenos por
cometabolismos en presencia de compuestos n-alcanos de C12 a C18.
1.4.7. Compuestos alifáticos halogenados
Los compuestos alifáticos halogenados son contaminantes comunes de aguas subterráneas y sitios
de almacenamiento de residuos peligrosos. Dentro de los alifáticos halogenados industriales más
importantes se incluyen los alcanos, alquenos clorados y bromados con uno o tres átomos de
carbono. Los compuestos halogenados son generalmente más resistentes a ataque microbiano y
tienden a permanecer en el ambiente. Los átomos halogenados de la molécula, incrementan los
estados de oxidación del átomo de carbono y los procesos aerobios son energéticamente menos
favorables para compuestos altamente halogenados. Por lo tanto, la degradación anaerobia es
entonces más favorable. Los procesos físico-químicos tales como el arrastre con aire y la
adsorción son generalmente más efectivos y rentables que la biorremediación para compuestos
halogenados debido a sus bajas tasas de degradación. Sin embargo, muchos compuestos
halogenados son más fácilmente degradados. Por ejemplo cloruro de metileno (dicloro metano),
clorofenol y orto-, meta- y para-clorobenzoatos.
Los compuestos orgánicos generalmente actúan como dadores de electrones; sin embargo, debido
a la electronegatividad de los sustituyentes halogenados, los compuestos polihalogenados pueden
actuar como aceptores de electrones en ambientes reductores. La cantidad biodegradada
dependerá del tipo de halógeno y del compuesto. Los halógenos pueden ser ordenados de acuerdo
a su electronegatividad decreciente como sigue: F, Cl, Br, I. Sin embargo, el bromo, que es
menos electronegativo que el cloro, es más fácil de sustituir. El cometabolismo juega un papel
importante en la biotransformación de compuestos halogenados. El tricloroetano (TCE),
tetracloroeteno (PCE), y triclorometano (TCM) (cloroformo), por ejemplo, pueden ser
degradados por sistemas enzimáticos que han sido inducidos en respuesta a un cometabolismo.
En el caso del TCE, la degradación ocurre como resultado de un cometabolismo por diversos
32
metanotrofos, degradadores aromáticos u oxidadores de amonio a través de la acción de enzimas
monooxigenasas o dioxigenasas.
Las reacciones microbiológicas intermedias de compuestos alifáticos clorados incluyen
sustitución, oxidación y reducción, la deshalogenación de la molécula es usualmente el primer
paso de los compuestos que contienen una cadena de alquil corta. Donde la cadena del alquil es
larga, el halógeno no presenta apenas influencia en la oxidación del átomo de carbono terminal.
En este caso, la oxidación del grupo terminal metil en la primera etapa da como resultado un
alcohol alifático halogenado. En reacciones de sustitución, el halógeno es sustituido por un grupo
hidroxilo:
Un ejemplo de esto es la deshalogenación de diclorometano:
Los productos intermedios de la hidrólisis de diclorometano y l,2-dicloroetano son formaldehido,
2-cloroetanol, y 1-2 etanodiol. En una mezcla de cultivos de microorganismos estos compuestos
son degradados hasta dióxido de carbono. La oxidación por alfa-hidroxilación es también un
posible mecanismo pero es menos común:
La degradación aerobia de etenos dorados probablemente ocurre por epoxidación. Los epóxidos
son posteriormente hidrolizados a dióxido de carbono y cloruro de hidrógeno.
33
El tercer tipo de reacción y deshalogenación reductiva, ocurre en ambientes anaerobios. Bien un
halógeno es sustituido por un átomo de hidrógeno o dos halógenos son eliminados, dando lugar a
un doble enlace (dihalo-eliminación):
La dihalo-eliminación puede ocurrir tanto en ambientes aerobios como anaerobios. En los casos
de PCE y TCE, la deshalogenación reductiva da como resultado la formación de vinilideno y
cloruro de vinilo los cuales también son cancerígenos y más volátiles que los compuestos de la
misma familia.
1.5. Bacterias degradadoras de hidrocarburos
Las bacterias son el grupo de organismos más abundantes en los suelos. Miles de especies han
sido identificadas en suelos del mundo y la existencia de varios millones más de especies
probablemente no ha sido identificada. El número de bacterias y la presencia de especies
dominantes presentes es una función de las características del suelo y los ambientes específicos
(por ejemplo temperatura y contenido de humedad). Sin embargo, la cantidad de especies
presentes parece relativamente constante alrededor del mundo.
Las bacterias son microorganismos extremadamente versátiles, con una gran habilidad para
utilizar recursos energéticos de diferente origen; desde sustancias inorgánicas hasta compuestos
orgánicos sumamente complejos. Ellas conforman un grupo extremadamente diverso de
organismos con variaciones extensivas de las propiedades morfológicas, ecológicas y fisiológicas
y son degradadores primarios de compuestos orgánicos naturales y xenobióticos encontrados en
el suelo. De igual forma, son capaces de incrementar su biomasa en una amplia diversidad de
ambientes ecológicos con temperaturas, acidez y tensiones de oxígeno extremas, que van desde
ambientes ricos en fuentes de energía, hasta suelos carentes de vida. (Eweis, 1999).
Debido a su diversidad, las bacterias se encuentran regularmente en comunidades heterogéneas.
Algunas especias son degradadores primarios; esto es, ellas inician la degradación de la materia
34
orgánica en el suelo. Otras especies crecen en compuestos resultantes de la degradación parcial
de orgánicos complejos o productos residuales de degradadores primarios (Eweis, 1999).
Son varios los organismos capaces de llevar a cabo el proceso de degradación. En algunos casos
se han identificado y caracterizado, mientras que en otros ha sido extremadamente difícil
cultivarlos e incluso aislarlos, Uno de los organismos más estudiados ha sido el Pseudomonas
G4. Esta bacteria es eficaz en la degradación del tricloroetileno (TCE), El organismo puede
inducirse en ambientes más generales mediante un gran número de cosubstratos. Como puede
degradar varios compuestos e inducirse a partir de diversos compuestos, el G4 puede ser de gran
utilidad en el tratamiento de los residuos en muchas zonas donde exista una mezcla de productos
tóxicos (Levin 1997).
Otros ejemplos de la utilidad de las especies de Pseudomonas incluyen las múltiples cepas que
contienen el plásmido TOL, lo que permite la degradación del tolueno. La localización en el
plásmido de los genes implicados en la degradación del tolueno ha aumentado la capacidad de
delimitar los mecanismos que permiten un mejor tratamiento, El plásmido TOL se produce de
forma natural, lo que sugiere que la capacidad de degradar los compuestos xenobióticos puede ser
el resultado, en parte, de la interacción con moléculas generadas por los microorganismos
autóctonos (Levin 1997).
Entre las muchas otras cepas que han demostrado una capacidad degradadora se encuentra la
Pseudomonas (cepa LB400), que ha sido aislada y presenta actividad frente a los bifenilos
policlorados (PCBs). Se ha demostrado que un aislado de Clostridium puede transformar el
tricloroetileno, triclorometano, y tetraclorometano. También se ha demostrado que el Azotobacter
sp degrada los herbicidas dinitrofenoles (Levin 1997).
Aunque se han podido encontrar organismos únicos que son capaces de degradar compuestos
sencillos o grupos de compuestos, normalmente es necesario una asociación de bacterias para
llevar a cabo la degradación de un flujo de residuos mezclados. En muchos casos, las
asociaciones son incluso más eficaces para los residuos uniformes. Un mayor desarrollo de las
asociaciones naturales o creadas puede dar lugar a mejoras en las prácticas de degradación (Levin
1997).
35
En muchas ocasiones, los organismos autóctonos requieren el aumento de algún nutriente para
lograr una degradación relativamente rápida y completa de los residuos peligrosos introducidos.
Los organismos en condiciones naturales generalmente presentan carencias en fósforo, nitrógeno
y azufre, La adición de estos compuestos estimula el crecimiento de la población natural, y quizás
aún más importante, mejora su metabolismo, facilitando el transporte por las membranas
celulares y, por lo tanto, el ataque metabólico. Puesto que la mayoría de las degradaciones del
material tóxico se producen mediante cometabolismo, a veces puede ser necesario añadir una
fuente de carbono (Levin 1997).
Las bacterias al igual que las plantas superiores, necesitan nutrirse para poder subsistir, sin
embargo ellas están sujetas a ciertas exigencias alimenticias. Muchas de ellas no se desarrollan
cuando se encuentran en presencia de ciertos alimentos orgánicos, y otras sólo se desarrollan
cuando se encuentran en condiciones óptimas. De acuerdo a las exigencias nutricionales, se han
dividido las bacterias en dos grandes grupos: Autótrofas y Heterótrofas (Levin, 1997).
Las bacterias autótrofas sólo requieren para su crecimiento de energía radiante, agua, sales
minerales y CO2. Estos organismos toman carbono inorgánico mediante la intervención de la luz
solar (fotoquímica) por fotosíntesis. Por otra parte, las bacterias heterótrofas utilizan el CO2
proveniente de la degradación o posterior mineralización de sustratos bacterianos orgánicos
(aminoácidos, proteínas, entre otras). Son más abundantes que las bacterias autótrofas y se
diferencian en que obtiene energía descomponiendo sustancias orgánicas y atacando celulosa,
carbohidratos, proteínas, grasas, entre otras (Levin, 1997).
De los diferentes organismos implicados en el tratamiento de los residuos peligrosos las bacterias
son las más empleadas en el proceso de biorremediación, los que más se utilizan son las bacterias
heterótrofas. La clasificación tradicional de las bacterias es por medio de la tinción de Gram, el
cuál permite dividir las bacterias en dos grandes grupos: las Gram positivas (+) que se tiñen de
color azul al aplicar la tinción y las Gram negativas (-) que quedan teñidas de color rosado.
(Maceda y González, 2003).
36
La morfología de las bacterias es diversa (figura 6). En un estudio realizado en Nueva Zelandia
por Kristi Biswas y Susan J. Turner (2012) de determinó la gran variedad e bacterias presentes
en un reactor bilógico de lecho fluidizado usado para el tratamiento de aguas residuales
domesticas en contraste con uno de lodos activados, donde se tomaron muestras mensuales de la
bioelícula adherida al reactor y de la biomasa suspendida durante un período de 12 meses.
Figura 6: Morfología de las bacterias (Gonn, 2008)
La composición de la comunidad bacterial fue determinada usando un acercamiento de ciclo
lleno, incluyendo el análisis de 16 rRNA. Las diferencias de la estructura microbiana y la
abundancia, fueron observadas entre los dos tratamientos para las aguas negras municipales y
entre biofilm y la biomasa suspendida. Para la biofilms de ambas plantas dominaron por
Clostridia y los miembros que reducen sulfato del Deltaproteobacteria (bacterias sulfato
reductoras SRBs). El análisis indicó diferencias morfológicas del Deltaproteobacteria descubierto
en las dos plantas y también reveló clustering distintivo entre SRBs y miembros del
Methanosarcinales. En función a la abundancia las estimaciones de SRBS eran más altas en
muestras de biofilm de uno del tratamientos que recibe tanto basura doméstica como industrial y
es baja la inflluencia de la infiltración de agua de mar. Las comunidades suspendidas de ambas
plantas eran diversas y se dominaron por los miembros aeróbios del Gammaproteobacteria y
Betaproteobacteria.
37
1.6. Factores que afectan el tratamiento biológico
Según La Grega (1996), el tratamiento biológico consiste en promover y mantener una población
microbiana (biomasa) que metaboliza un determinado residuo. Existe una serie de parámetros que
influyen en la velocidad a la que tiene lugar el metabolismo y, por lo tanto, en la biodegradación.
Se pueden identificar, establecer y controlar las condiciones favorables que aseguren el
crecimiento y desarrollo de la biomasa a través de investigaciones y aplicaciones de esos
parámetros. En este caso, la biodegradación se puede dar a una velocidad lo suficientemente
dinámica como para que el costo del tratamiento biológico sea competitivo con las alternativas
fisicoquímicas de tratamiento. Los parámetros técnicos que afectan el tratamiento biológico son:
Aceptor de Electrones.
Humedad.
Temperatura.
pH.
Sólidos disueltos totales.
Disponibilidad de nutrientes.
Diseño del reactor.
Fuentes alternativas de carbono.
1.6.1. Aceptor de electrones
A las reacciones catabólicas que implican una transferencia de electrones, desde el residuo a un
aceptor electrónico, y los procesos biológicos por los que esto se produce se le denomina
respiración. En la respiración aerobia, las bacterias utilizan oxígeno como aceptor de electrones
de los compuestos orgánicos oxidados. De forma general, en el caso de la biotransformación, el
oxígeno se incorpora a la molécula orgánica y el hidrógeno se elimina. Tras la completa
mineralización, el oxígeno se reduce a agua y el carbono orgánico se oxida a dióxido de carbono.
La cantidad de oxígeno requerido por un sistema aerobio se puede calcular estequiometricamente
o mediante determinaciones de laboratorio.
Los procesos anaerobios se pueden definir como el tratamiento que se produce en ausencia de
oxígeno. Esta definición simplifica en gran medida un complicado sistema de múltiples
reacciones que tiene como resultado la conversión de compuestos orgánicos superiores. Estos son
posteriormente degradados a ácido acético, hidrógeno y dióxido de carbono y las bacterias
38
metanogénicas los metabolizan produciendo metano (metanogénesis). A diferencia de los
procesos aerobios, el oxígeno no es el aceptor final de electrones, pudiendo serlo cualquiera de
las siguientes sustancias inorgánicas oxigenadas en este orden de preferencia:
Nitratos: se reducen a nitrógeno, algunas veces se refiere más a condiciones anóxicas que a
condiciones anaerobias, sulfatos: se reducen a sulfuro de hidrógeno y el dióxido de carbono se
reduce a metano.
La velocidad de la degradación anaerobia es generalmente más baja que la aerobia. Sin embargo,
aquella ofrece interesantes ventajas cuando se degrada gran cantidad de residuos: el costo de
aireación se elimina al no necesitar suministro de oxígeno libre y el proceso produce menos
cantidad de biomasa por unidad de residuo orgánico eliminado, al convertir en metano la mayoría
de los sustratos orgánicos. Se han encontrado, a la inversa, residuos donde la transformación bajo
condiciones anaerobias es más eficaz que bajo condiciones aerobias. Es de gran interés, con
respecto a los residuos peligrosos, la gran especialización de los procesos anaerobios para
transformar compuestos halogenados.
1.6.2. Humedad
La humedad constituye un factor importante en la biorrecuperación debido a que los
microorganismos obtienen todos los nutrientes necesarios para su crecimiento de soluciones.
Desafortunadamente, la solubilidad de O2 en agua es muy baja y unos contenidos altos de
humedad se traducen en una baja disponibilidad de oxígeno.
La biodegradación necesita humedad por dos razones: Para el desarrollo celular, ya que el 75% -
80% de su masa es agua; y en las especies inmóviles, como medio para desplazarse los
microorganismos hacia el sustrato, o viceversa.
1.6.3. Temperatura
La temperatura tiene una mayor influencia sobre la velocidad de crecimiento. La actividad
celular, especialmente de los sistemas enzimáticos, responden al calor, produciéndose, al ir
aumentando la temperatura, un brusco aumento de la velocidad de crecimiento, hasta que se
alcanza el óptimo. Un aumento de unos pocos grados por encima del óptimo hace disminuir
drásticamente el crecimiento, por inactivación de los sistemas enzimáticos, y reduce la capacidad
39
reproductora. Exposiciones continuas a elevadas temperaturas pueden disolver los lípidos de la
membrana celular restringiéndose, por tanto, el transporte de los sustratos. Un repentino descenso
a una baja temperatura producirá una mayor reducción de la actividad celular que un descenso
gradual a la misma temperatura, ya que éste permite a los microorganismos aclimatarse.
1.6.4. pH
La actividad enzimática depende del pH. La cantidad de una enzima en estado catalíticamente
activo varía en función de este, coincidiendo la máxima cantidad con el óptimo de pH. El
crecimiento bacteriano, en consecuencia, también depende del pH. La mayoría de las bacterias
crecen mejor en un estrecho rango próximo a la neutralidad (es decir, un rango de pH de 6-8).
Generalmente, la ausencia de crecimiento se produce por debajo de un pH de 4-5 y por encima de
un pH de 9-9,5; no obstante, existen cepas que se desarrollan fuera de estos límites.
1.6.5. Sólidos disueltos totales
La concentración de los sólidos disueltos puede afectar al tratamiento biológico en medio líquido.
Si la concentración (medida como los sólidos disueltos totales, SDT) es muy alta, los
microorganismos mueren por ruptura osmótica de su membrana celular. Si la concentración tiene
grandes variaciones, la actividad de la población microbiana disminuye. Los técnicos
medioambientales han desarrollado, basándose en la experiencia, unas reglas empíricas útiles:
SDT no deberían exceder los 40.000 mg/l, y no deberían exceder un factor de 2,0 en un periodo
corto de tiempo (días).
1.6.6. Disponibilidad de nutrientes
Los nutrientes son aquellos compuestos químicos necesarios para el crecimiento microbiano que
no proporcionan energía o carbono a los organismos. Los nutrientes que se precisan con mayor
frecuencia son el nitrógeno y el fósforo, cuyas cantidades son normalmente insuficientes en las
localizaciones de regeneración.
La masa celular contiene carbono y otros numerosos elementos. El metabolismo requiere de estos
elementos como nutrientes además del carbono orgánico como sustrato. Al nitrógeno y fósforo se
40
les denomina macronutrientes porque se necesita para la síntesis de las estructuras celulares,
mucho más de ellos que el resto. Con frecuencia, el nitrógeno y el fósforo no están en los
residuos peligrosos en cantidades suficientes para llevarse a cabo la degradación de éstos por lo
que, generalmente, son añadidos en forma de amonio y ortofosfato.
Los micronutrientes implicados en el metabolismo celular son fundamentalmente azufre, potasio,
calcio, hierro y magnesio. El metabolismo también requiere ciertas cantidades de nutrientes traza
como níquel, cobre, zinc, vitaminas y otro. En la mayoría de los casos, tanto los micronutrientes
como los nutrientes traza los obtienen las bacterias del medio y no tienen que ser añadidos,
particularmente si el residuo es un suelo contaminado o que ha estado en contacto con él
(Katherine Baker 1994).
1.6.7. Diseño del reactor
El diseño del reactor, donde se produce la biodegradación, tiene un importante efecto sobre la
eficacia y la economía del tratamiento. Los parámetros más importantes para su diseño son la
homogeneización, el régimen de mezcla, el tiempo de retención de la biomasa y el tiempo de
retención hidráulica. Mediante el control de estos parámetros, la biodegradación se puede
incrementar y por tanto, reducir a los niveles requeridos la concentración de los contaminantes.
La optimización de estas variables reducirá costos económicos e incrementara la fiabilidad del
sistema.
Homogeneización: la homogeneización de un residuo líquido, con grandes variaciones en la
velocidad del flujo, consiste en hacer pasar el influente a un tanque donde la profundidad (y por
tanto el volumen) permita esta variación. Posteriormente, el residuo es bombeado desde el tanque
a una velocidad constante.
Régimen de mezcla: la mezcla completa proporciona una homogeneización interna que compensa
las variaciones de concentración de los constituyentes del residuo. Al régimen opuesto se le
denomina flujo pistón y proporciona una eliminación más eficaz de los constituyentes del residuo
si el caudal y la concentración del influente tiene una variación nominal. Otro factor es que el
reactor proporcione la adecuada mezcla para poner en contacto la biomasa con el residuo que
entra.
41
Tiempo de retención de sólidos: la población de microorganismos, medida como concentración
de biomasa, es importante en un reactor biológico porque la velocidad de degradación muestra
una dependencia lineal con respecto a ella. Se puede incrementar esta concentración mediante
recirculación del fango al reactor. La recirculación es el proceso por el cual los microorganismos
generados en el reactor biológico son eliminados junto con el efluente al clarificador donde
decantan.
El tiempote retención de la biomasa (denominada Tiempo de Retención de Sólido o TRS) puede
ser mayor que el tiempo de retención hidráulica. Como relación obvia se tiene que a mayor TRS
mayor concentración de biomasa y por tanto, un incremente en la eficacia del tratamiento. Una
ventaja importante de la recirculación, además del aumento de la concentración de la biomasa, es
que sirve para retener al específico “degradador” ya aclimatado a la sustancia orgánica concreta
que se está tratando. Si el TRS es muy corto, la biomasa disminuirá o desaparecerá.
Tiempo de retención hidráulica: el tiempo de retención hidráulica de un reactor es igual a su
volumen dividido por la velocidad del flujo. Obviamente, los costos disminuyen cuando el
tiempo de retención hidráulica desminuye. Minimizar el tiempo de retención hidráulica no es
ventajoso, por el hecho de que se reduce también la capacidad para manejar las cargas de choque.
Si se disminuye el tiempo de retención hidráulica, se debe aumentar la biomasa para conseguir un
biodegradación efectiva. Las experiencias demuestran que niveles extremadamente altos de
biomasa no son recomendables en sistemas líquidos de tratamiento, debido a los problemas de
sobrecarga en el proceso de clarificación posterior y a la incapacidad para transferir en un
volumen limitado cantidades adecuadas de oxígeno (Katherine Baker 1994).
1.6.8. Fuentes alternativas de carbono
Otro de los factores que puede influir en la eficacia del tratamiento, es contar con fuentes
alternativas de carbono; es decir, un residuo puede contener múltiples compuestos orgánicos
capaces de servir como fuentes de carbono a la biomasa. Las investigaciones muestran que
debido a las distintas preferencias, la biomasa degrada los compuestos secuencialmente, en
detrimento, posiblemente, de la degradación de un determinado compuesto. Si embargo,
investigaciones posteriores demuestran que en sistemas con un elevado TRS, los compuestos se
eliminan simultáneamente, cada uno en una proporción diferente (Katherine Baker 1994).
42
En el mismo orden y dirección según Katherine Baker (1994), otros de los parámetros que
afectan los tratamientos aparte de los antes mencionados son los siguientes:
Potencial redox.
Rata de Nutrientes.
Tipos de contaminantes
Biodisponibilidad de los contaminantes
Toxicidad
1.6.8.1. Potencial redox
La mayoría de los microorganismos aeróbios y anaerobios facultativos requieren un potencial
redox de 50 mV o más, pero el potencial redox óptimo para la mayoría de los microorganismos
anaeróbios obligatoriamente es mucho menor de 50mV. En los tratamientos aeróbios, la aireación
mecánica o la adición de oxidantes (i.e., H2O2) suele mantener el potencial redox en un nivel
apropiado para la actividad microbiana. En los tratamientos anaeróbios, compuestos orgánicos
pueden ser añadidos para la remoción de oxígeno, lo que resulta en una reducción en el potencial
redox (Katherine Baker 1994).
1.6.8.2. Rata de nutrientes
El carbón, nitrógeno y fósforo se requieren para el crecimiento de la célula y la biosíntesis de la
mayoría de los constituyentes microbianos. Cuando los desechos son degradados por
metabolismo, la adición de una fuente de carbono secundaria es regularmente necesaria para el
crecimiento y el mantenimiento celular así como la actividad microbiana máxima. Cuando los
desechos son utilizados como fuentes de carbono y energía, el nitrógeno y el fósforo pueden ser
requeridos (a menudo en el cociente de 5 o 10:1). En muchos ambientes acuáticos, el nitrógeno y
el fósforo son los nutrientes limitantes. El sulfuro y las trazas de nutrientes tales como Fe, K, Mg,
Ca, Zn, Mo, Cu y Mn también podrían ser necesitados por los microorganismos indígenas. El
cociente y tipos de nutrientes necesarios para alcanzar la actividad microbiana optima son a
menudo determinados por los microorganismos presentes en un sitio específico. Los nutrientes
pueden ser añadidos a los biorreactores y sitios contaminados en forma de fertilizantes (Katherine
Baker 1994).
43
1.6.8.3. Tipos de contaminantes
La estructura y la complejidad de un compuesto determinan su potencial para la degradación
aerobia o anaerobia. Generalmente, los hidrocarburos son degradados bajo condiciones aerobias,
con los hidrocarburos simples siendo biodegradados más rápidamente que los hidrocarburos
complejos. Los hidrocarburos policíclicos aromáticos de dos y tres anillos son igualmente
degradados más rápidamente que los hidrocarburos policíclicos aromáticos con cuatro o más
anillos. Algunos compuestos orgánicos halogenados pueden ser degradados bajo condiciones
aerobias, pero los índices de degradación decrecen con un incremento en el grado de
halogenación. Los compuestos altamente halogenados son transformados a menudo bajo
condiciones anaerobias por un proceso de deshalogenación reductiva el cual reemplaza los
átomos de halógeno con átomos de hidrógeno (Katherine Baker 1994).
1.6.8.4. Biodisponibilidad de los contaminantes
Usualmente los microbios tienen que entrar en contacto con los compuestos peligrosos para
realizar una degradación eficiente. En la mayoría de los sistemas acuáticos, la disponibilidad de
un contaminante está influenciada por su solubilidad y su repartición entre las fases acuosa y
orgánica. Para un compuesto con hidrógeno ionizable, el pH puede afectar su repartición
favoreciendo las especies iónicas ó no iónicas respectivamente. Los contaminantes que no son
solubles en agua pueden residir (habitar) en las grasas o aceites en el sistema acuático, y los
microorganismos que son capaces de degradar aceites y grasas también podrían degradar estos
contaminantes (Katherine Baker 1994).
1.6.8.5. Toxicidad
La biodegradación puede ser inhibida por la inherente toxicidad de los materiales peligrosos o
por su transformación en otros productos. Inicialmente, los materiales peligrosos pueden ser
diluidos a un nivel menos toxico, mezclándolos con material no contaminado. Los productos
tóxicos de la degradación también pueden ser removidos así como son producidos.
Alternativamente, las bacterias que son resistentes a la toxicidad y que son capaces de convertir
los desechos a una forma menos tóxica, pueden ser introducidas al material contaminado
(Katherine Baker 1994).
44
1.7. Biodegradabilidad del sustrato
Las experiencias e investigaciones muestran que la mayoría de las sustancias orgánicas sintéticas
son biodegradables, haciendo del tratamiento biológico una alternativa técnicamente viable. Sin
embargo, la literatura está llena de casos donde compuestos han resistido la degradación (a estos
compuestos se les denomina recalcitrantes o refractarios) o su degradación se produce tan
lentamente como para hacer ineficaz el tratamiento biológico (compuestos persistentes). Incluso
con compuestos recalcitrantes, las continuas investigaciones han tenido con frecuencia éxito en
identificar algún tipo de microorganismo o grupo de microorganismos capaces de degradarlos.
Sin embargo, existen compuestos que han sido sujeto de numerosas investigaciones y que todavía
permanecen clasificados como recalcitrantes o persistentes. (La Grega, 1996).
La inherente biodegradabilidad de un compuesto depende, en gran medida, de su estructura
molecular. Los hidrocarburos no sustituidos, excepto los policíclicos aromáticos (HPA) se
degradan por lo general rápidamente. Aun así, ciertas sustancias son resistentes a la
biodegradación. Pequeños cambios en la configuración de una molécula que es biodegradable
pueden hacerla persistente. (La Grega, 1996).
Los intentos de correlacionar la degradabilidad con varios parámetros estructurales muestran que
las siguientes condiciones, bien individualmente o combinadas, están con frecuencia asociadas
con los componentes recalcitrantes o persistentes:
1. Halogenación
2. Elevado número de halógenos.
3. Gran cantidad de ramificaciones.
4. Baja solubilidad en agua.
5. Diferente carga atómica.
Estas características se deben considerar más como una guía general que como relaciones
definitivas. (La Grega, 1996).
Según La Grega (1996) se ha logrado determinar diversos microrganismos que degradan clases
específicas de compuestos químicos orgánicos.
45
De forma general, los compuestos alifáticos de cadena lineal se degradan fácilmente. Sin
embargo, cuando se introducen como sustituyentes alcanos de cadena larga, se obtienen
configuraciones estéricamente inaccesibles que frecuentemente son resistentes a la degradación.
De la misma manera, los compuestos alifáticos insaturados se degradan con más dificultad que
los análogos saturados.
Los compuestos aromáticos simples son generalmente degradados por diferentes mecanismos de
apertura del anillo. La introducción a halógenos conduce a un descenso en la biodegradabilidad
debido a que éstos estabilizan la molécula. El grado de disminución de la biodegradabilidad está
en función del número de halógenos incorporados, ya que la biodegradación requiere
deshalogenaciones en alguna etapa. No obstante, se han aislado del medio ambiente natural
microorganismos capaces de utilizar, como única fuente de carbono y energía, compuestos tanto
haloaromáticos como haloalifáticos.
Incluso los compuestos aromáticos policlorados como los PCB se pueden degradar, aunque
lentamente. Los isómeros de los PCB polisustituidos se degradan mucho más lentamente que los
derivados menos halogenados, y las enzimas catabólicas atacan y abren preferentemente los
anillos con menos número de moléculas de cloro. Para las sustancias halogenadas, la degradación
de los sustratos isoméricos puede requerir, vías diferentes.
La biodegradación de los compuestos que contienen nitrógeno y azufre está ligada generalmente
a su utilización como nutrientes. Las cadenas ramificadas de los alquil o aril sulfonatos son, con
frecuencia; degradadas lentamente. Las fibras sintéticas están entre las más resistentes al ataque
microbiano. Sin embargo, se han aislado microorganismos que utilizan el nylon o, para ser más
exactos, poliestireno como única fuente de carbono y energía.
1.8. Normativa legal ambiental para el tratamiento de efluentes petrolizados
El principal objetivo del Ministerio del Ambiente y de los Recursos Naturales (M.A.R.N) es
garantizar el racional aprovechamiento de los recursos naturales mediante su administración
sistemática y el mejoramiento del ambiente y de la calidad de vida, para lo cual utiliza
mecanismos que le permiten ejercer la vigilancia, supervisión y control sobre la utilización y el
46
deterioro de los recursos para los cuales el M.A.R.N haya otorgado autorización de intervención
o afectación. Este control se fundamenta en leyes y decretos a mencionar:
1.8.1. Constitución de la republica bolivariana de venezuela (1999)
En su capítulo IX de los derechos ambientales, en su artículo 129, cita lo siguiente:
“Artículo 129. Todas las actividades susceptibles de generar daños a los ecosistemas deben ser
previamente acompañadas de estudios de impacto ambiental y socio cultural. El Estado impedirá
la entrada al país de desechos tóxicos y peligrosos, así como la fabricación y uso de armas
nucleares, químicas y biológicas. Una ley especial regulará el uso, manejo, transporte y
almacenamiento de las sustancias tóxicas y peligrosas. En los contratos que la República celebre
con personas naturales o jurídicas, nacionales o extranjeras, o en los permisos que se otorguen,
que afecten los recursos naturales, se considerará incluida aun cuando no estuviera expresa, la
obligación de conservar el equilibrio ecológico, de permitir el acceso a la tecnología y la
transferencia de la misma en condiciones mutuamente convenidas y de restablecer el ambiente a
su estado natural si éste resultara alterado, en los términos que fije la ley.”
Este artículo de la constitución de la República Bolivariana de Venezuela (1999), describe que
todos los daños ocasionados al ecosistema deben ir acompañados de un tratamiento o estudio que
garantice su recuperación y evitar el impacto ambiental, de allí se establece una ley que regule la
continuidad de dicho criterio y su fiel cumplimiento. Además, todo proceso que el estado
adquiere y que genere daño al ambiente, aunque éste no esté señalado en el contrato, deberá
reestablecerse una vez culminado el período.
Debido a que el estudio se trata de un tratamiento de biodegradación para la disposición final de
los desechos contenidos en la laguna B, se debe seguir la metodología planteada en base a la ley
que regule dichos parámetros y criterios de tratabilidad.
1.8.2. Ley orgánica del ambiente (2006)
Esta ley desarrolla una serie de artículos que corresponden a la actividad de tratabilidad y
degradación de los hidrocarburos de la laguna B, especificando los parámetros para la
conservación y control del suelo, siendo éste el factor de estudio de este trabajo de investigación.
Estos artículos son los siguientes:
“Artículo 10: Son objetivos de la gestión del ambiente, bajo la rectoría y coordinación de la
Autoridad Nacional Ambiental:
47
Numeral 11. Promover la adopción de estudios e incentivos económicos y fiscales, en función de
la utilización de tecnologías limpias y la reducción de parámetros de contaminación, así como la
reutilización de elementos residuales provenientes de procesos productivos y el aprovechamiento
integral de los recursos naturales.”
El referido artículo describe, el objetivo por parte de los institutos ambiéntales, en cuanto a
promover y apoyar todas aquellas tecnologías limpias que permitan la reducción y control de
contaminantes, y así reutilizar todo aquellos que se considere desecho de un sistema, con el
objeto de aprovechar al máximo los recursos.
“Artículo 49: El aprovechamiento de los recursos naturales y de la diversidad biológica en las
diferentes cuencas hidrográficas, ecosistemas, áreas naturales protegidas, áreas privadas para la
conservación y demás áreas especiales, estará sujeto a la formulación e implementación de los
respectivos planes de manejo. En los correspondientes instrumentos de control se fijarán las
condiciones y limitaciones a las que queda sometida la actividad.”
El artículo señala que se establecerán planes de manejo para la conservación de la diversidad
biológica, del ambiente y el ecosistema. Es por ello que dichos planes fijaran las especificaciones
en cuanto a limitación y condición a la cual se podrá someter una actividad especifica.
“Artículo 63: A los fines de la conservación, prevención, control de la contaminación y
degradación de los suelos y del subsuelo, las autoridades ambientales deberán velar por:
1. La utilización de prácticas adecuadas para la manipulación de sustancias químicas y en el
manejo y disposición final de desechos domésticos, industriales, peligrosos o de cualquier otra
naturaleza que puedan contaminar los suelos.
2. La realización de investigaciones y estudios de conservación de suelos.
3. La prevención y el control de incendios de vegetación.
4. El incremento de la cobertura vegetal a través de la reforestación.”
Es conveniente recalcar que el estudio de ésta investigación está dirigido a la recuperación por
medio de la biorremediación del suelo y de los sedimentos, es por ello que aplica este articulo, ya
que enumera las pautas importantes que las autoridades correspondientes deben velar por su
cumplimiento, para garantizar así la preservación del suelo como parte importante del ambiente.
1.8.3. Decreto 883 normas para la clasificación y el control de la calidad de los cuerpos de
agua y vertidos o efluentes líquidos
48
“Artículo 10: a los efectos de éste decreto se establecen los siguientes rangos y limites máximos
de calidad de vertidos líquidos que sean o vayan a ser descargados, en forma directa o indirecta, a
ríos, estuarios, lagos y embalses. El cual defina que el límite máximo de calidad permisible para
la disposición de órgano clorados en cuerpos de aguas es de 0,05 mg/l.”
Acotando que aunque el artículo anterior señala los límites permisibles para cuerpos de agua, el
sedimento estudiado se encuentra en el fondo de la laguna y está en contacto con agua, es por ello
que el artículo aplica a este estudio. Tomando en cuenta que la biotratabilidad será aplicada al
sedimento de la laguna B, los límites permisibles de los hidrocarburos órgano clorados a estudiar
no pueden superar los 0,5 mg/l, de lo contrario se considera fuera de los límites permisibles y se
declara contaminación en el área estudiada.
1.8.4. Decreto 2635 normas para el control de la recuperación de materiales peligrosos y el
manejo de los desechos peligrosos
En su título IV, del Régimen de adecuación para generadores de materiales peligrosos y desechos
peligrosos. Señala lo siguiente:
“Artículo 129: Los responsables de las actividades en funcionamiento indicadas en el artículo 45,
que para la fecha de publicación de este decreto no cumplan con las regulaciones para
recuperación de materiales peligrosos o manejo de desechos peligrosos, deben iniciar un proceso
de adecuación a la normativa ambiental, atendiendo a los siguientes aspectos….”
El artículo describe que toda aquella empresa que genere materiales peligrosos, y que para la
fecha de publicación de este decreto no cumpla con los limites permisibles para dichos
compuesto, debe ejecutar un plan de adecuación para el manejo y disposición final de los
desechos peligrosos.
Artículo 50: La práctica de esparcimiento en suelos se llevará a cabo cumpliendo con las
siguientes condiciones:
1. El área de disposición final debe estar alejada por lo menos 500 m de cuerpos de agua o
fuera de la planicie de inundación de dichos cuerpos, de acuerdo a la información hidrológica
existente.
2. La topografía de disposición final deberá tener una pendiente menos de 3%, orientada hacia
el cuerpo superficial más cercano
49
3. El desecho no debe exceder las concentraciones maximas permisibles en lixiviados
establecidas en el anexo D de dicha norma.
4. La mezcla suelo/ desechos debe cumplir con los parámetros establecidos en la siguiente
lista:
pH 5– 8
Conductividad eléctrica (mmhos/cm) < 3,5
Cloruros totales (ppm) < 2.500
Relación de adsorción de sodio (RAS) < 8
Aluminio intercambiable (meq/100 gr) < 1,5
Saturación con bases (%) > 80
Aceites y grasas (% en peso) _ 1
Arsénico 25 mg/kg
Bario 20.000 mg/kg
Cadmio 8 mg/kg
Mercurio 1 mg/kg
Selenio 2 mg/kg
Plata 5 mg/kg
Cromo 300 mg/kg
Zinc 300 mg/kg
Plomo 150 mg/kg Artículo 53: La práctica de biotratamiento se llevará a cabo siguiendo las siguientes condiciones:
1. Contenido de hidrocarburos biodegradables en el desecho entre 1 -10%
2. El desecho no exceda las concentraciones máximas permisibles en lixiviados establecidas en el
anexo D
3. El desecho tenga un pH entre 6-9
4. Para la aplicación de la técnica sobre el suelo arable:
4.1. El área del terreno debe estar conformado por suelos de textura fresca, franco arenoso, franco
limoso o franco arcilloso, o acondicionado artificialmente.
4.2. La profundidad del nivel freático debe ser mayor de 4 metros
4.3. El área del terreno no debe ser inundable
Parágrafo único: el desecho y el terreno podrán ser acondicionados o tratados para alcanzar las
condiciones descritas en este artículo, previo a la aplicación del biotratamiento.
50
1.9. Definición de términos básicos
Microorganismo: Organismo vivo unicelular, animal o vegetal, especialmente el que puede
producir enfermedades; no se puede ver sin la ayuda del microscopio (Larousse 2007).
Sedimento: Materia sólida que después de haber estado flotando en un líquido se queda en el
fondo del recipiente (Larousse 2007).
Bacterias hidrocarburolíticas: llamadas tambien degradadoras de hidrocarburos, son aquellas
poblaciones microbianas capaces de desarrollarse en medios de cultivo con diversos
hidrocarburos como única fuente de carbono y energía. (Ardizzi 2001).
Bacteria: Organismo microscópico unicelular procariota, carente de núcleo, que se multiplica por
división celular sencilla o por esporas. Las bacterias presentan diversas formas incluyendo
esferas, barras y hélices (Larousse 2007).
Colonia: asociación de organismos que proceden de un mismo progenitor y están claramente
unidos entre sí (Larousse 2007).
Inóculo: Es una suspensión de microorganismos vivos que se han adaptado para reproducirse en
un medio específico (Larousse 2007).
CAPITULO II
MARCO MERTODOLÓGICO
Este estudio se llevó a cabo en las instalaciones del Centro de Investigación del Agua de la
Universidad del Zulia (CIA-LUZ), Maracaibo Estado Zulia, Venezuela, ubicado en el núcleo
universitario agropecuario, al norte de la ciudad de Maracaibo.
El sedimento utilizado en esta investigación, se tomó de la laguna B ubicada en la Planta Central
de Tratamiento de Efluentes al sur del Complejo Petroquímico Ana Maria Campos, Municipio
Miranda, la cuál contiene desechos peligrosos (líquidos y sedimentos) provenientes de las Planta
de Olefinas I y II que contiene aceites pesados. Las porciones de sedimentos contaminados con
hidrocarburos fueron trasladadas a las instalaciones del CIA – LUZ donde se procedió al
montaje de los experimentos. La laguna B, formaba parte del proceso de tratamiento de aguas de
la planta central de efluentes del complejo y en la década de los 90 fue desincorporada del mismo
por razones operacionales, la misma se usa para soportar las descargas en caso de contingencias
de cualquiera de las plantas que integran el complejo. Esta investigación forma parte de un macro
proyecto para el saneamiento de la fosa en el cual se realizó un estudio previo donde se aislaron y
caracterizaron las cepas bacterianas degradadoras de hidrocarburos a partir del sedimento de la
fosa. Posteriormente, este grupo de cepas se preservaron en glicerol para ser activadas
nuevamente en el ensayo de tratabilidad objeto de esta investigación. Se tomó agua más lodo del
fondo de la laguna, con la finalidad de simular las condiciones reales de la misma. El desarrollo
de este trabajo se llevó a cabo en tres etapas: la primera consistió en caracterizar el sedimento
proveniente de la laguna con la finalidad de conocer el estado del mismo y realizar las
comparaciones al finalizar el estudio. En La segunda etapa se montó el ensayo de tratabilidad
aplicando diferentes tratamientos en las unidades experimentales y en la tercera etapa se realizó
la validación estadística de los resultados obtenidos.
2.1. Caracterización del sedimento
La muestra de sedimento fue caracterizada en el laboratorio de pequiven, sólo se analizaron
metales pesados entre los cuales, Plomo, Vanadio, Cromo, Cobre y Bario. En el laboratorio de
Microbiología Industrial del Centro de investigación del agua se analizaron otros parámetros
como: heterótrofos mesófilos, hidrocarburos totales, SARA, nitrógeno total, fosforo total, pH,
conductividad y temperatura.
52
2.2. Montaje del ensayo de tratabilidad
En esta etapa se montaron ensayos a escala piloto, utilizando unidades experimentales en las
cuales se aplicaron diferentes tratamientos al agua y sedimento de la fosa con las tecnologías de
biodegradación con cultivos mixtos bacterianos, fertilización y aireación. En esta fase se
realizaron las actividades de preparación del cultivo mixto, preparación de las unidades
experimentales, y realización de los análisis físicos, químicos y microbiológicos a cada
tratamiento al inicio y cada 15 días, durante 105 días.
2.2.1. Preparación del cultivo mixto
Las cepas bacterianas aisladas, preservadas a 4° C, se activaron transfiriéndolas a medio de
cultivo fresco e incubándolas hasta alcanzar una concentración de 1x108 (UFC/mL). Para medir la
densidad poblacional se utilizó el nefelómetro de Macfarland. Para la activación de las cepas
aisladas, se transfirieron las cepa bacterianas a 5 mL del medio nutritivo fresco de Infusión
Cerebro Corazón (BHI); se incubaron a 37° C por 24 horas; luego, cada cepa activada fue
transferida a una fiola con 4 L de BHI (Figura 7).
Las fiolas se colocaron en un incubador Shaker, donde se mantuvieron a 37° C y a 120
revoluciones por minuto (rpm) durante 3 días, cada día se midió la densidad por absorbancia
utilizando el nefelómetro de Macfarland, hasta alcanzar 1x108 UFC/mL.
A partir de los cultivos obtenidos, se preparó el cultivo mixto para el ensayo de tratabilidad.
Figura 7: Cepas luego de 24 horas de incubación
Una vez activadas las cepas bacterianas, se prepararon 24 L de cultivo mixto, dos litros por cada
unidad de tratamiento, cada una con un volumen total de 20 L. En la Figura 8 se muestran los
diferentes tratamientos aplicados.
53
UUnniiddaadd 11
AAgguuaa yy SSeeddiimmeennttoo LLaagguunnaa
1100 %% CC..MM.. 11 %% NN yy PP AAiirreeaacciióónn
UUnniiddaadd 22
AAgguuaa yy SSeeddiimmeenntt LLaagguunnaa
1100 %% CC..MM.. 11 %% NN yy PP
UUnniiddaadd 33
AAgguuaa yy SSeeddiimmeennttoo LLaagguunnaa
1100 %% CC..MM.. AAiirreeaacciióónn
UUnniiddaadd 44
AAgguuaa yy SSeeddiimmeennttoo LLaagguunnaa
1100 %% CC..MM..
EEnnvvaasseess ddee 2200 LL
DDuupplliiccaaddoo UUnniiddaadd 55
AAgguuaa yy SSeeddiimmeennttoo
LLaagguunnaa
Para cada una de las unidades se usó agua y sedimento de la laguna para simular las condiciones
originales de la misma. En la Figura 9 se muestra la técnica utilizada para la activación de las
cepas bacterianas usadas para la preparación del cultivo mixto.
Figura.9 Activación de las cepas desde los eppendorf hacia el medio de cultivo fresco.
En la Figura 10 se observan los tubos que contienen las cepas activadas para ser incubadas por 24
horas.
Figura 8. Unidades experimentales y sus tratamientos
54
Figura 10. Cepas activadas en la incubadora a 37° C
En las Figuras 11 y 12 se observa la técnica aplicada para transferir las cepas activas en los tubos
de 10 mL hacia las fiolas usadas para la amplificación del cultivo bacteriano.
Una vez transferidas todas las cepas al medio de cultivo fresco se colocaron en la incubadora con
agitación 120 rpm a 37° C, hasta alcanzar una concentración de 1x108 UFC/mL. En las Figuras
13 y 14 se puede observar la etapa de multiplicación y crecimiento de microorganismos, la
concentración óptima se obtuvo en tres días.
Figura 13. Medio de cultivo en agitación
Figura 12. Transferencia de las cepas activas hacia el medio de cultivo fresco (proceso de amplificación)
Figura 11. Agitación de los tubos que contienen las cepas activas
Figura 14. Medio de cultivo con la concentración óptima para la aplicación del tratamiento.
55
Para la preparación del cultivo mixto se tomó un volumen de 333 mL de cada cepa amplificada
para completar los dos litro necesarios de cultivo mixto para cada unidad experimental. En las
Figura 15, 16 y 17 se presenta la aplicación del cultivo mixto a las unidades de tratamiento y el
total de los recipientes utilizados en el ensayo de tratabilidad.
2.2.2. Preparación de las unidades experimentales
Una vez agregado el cultivo mixto a cada una de las unidades experimentales se procedió a la
instalación del oxígeno, aplicación de fosfato diamónico y determinación de los parámetros
iniciales correspondientes al tiempo cero (to). En la Tabla 4 se señalan los diferentes tratamientos
aplicados.
Figura 15. Preparación del cultivo Mixto Figura 16. Aplicación del cultivo mixto
Figura17. Unidades experimentales
56
Tabla 4 Aplicación de tratamientos a las diferentes unidades experimentales
UNIDAD TRATAMIENTO COMPOSICIÓN DE LA
UNIDAD EXPERIMENTAL
1
BCMNA
Agua y sedimento de la Laguna B 10 % de Cultivo Mixto 1 % de Nitrógeno y Fósforo Aireación
2
BCMN
Agua y sedimento de la Laguna B 10 % de Cultivo Mixto 1 % de Nitrógeno y Fósforo
3
BCMA
Agua y sedimento de la Laguna B 10 % de Cultivo Mixto Aireación
4 BCM Agua y sedimento de la Laguna B 10 % de Cultivo Mixto
5 B Agua y sedimento de la Laguna B
B: agua y sedimento, CM: cultivo mixto, N: nitrógeno A: aireación
2.2.3. Análisis físico-químicos
Los parámetros físico-químicos y biológicos determinados a los diferentes tratamientos del
ensayo de tratabilidad y el método seguido para dicha evaluación se presentan en la Tabla 5.
Tabla 5. Análisis realizados y métodos aplicados.
APHA, 2000
Parámetro /Unidad Método
Heterótrofos Mesófilos : UFC/ml 9215: Contaje en Placas
Hidrocarburos Totales: mg/kg 5520-F: Extracción por solventes
S.A.R.A: % D2007-75: Gravimétrico
Conductividad Eléctrica: µS/cm 2510-CE; Método Electrónico
pH: 4500-H+: Método Electrométrico
Fósforo: mg/kg 4500-C: Método del ácido ascórbico
Nitrógeno: mg/kg 4500-N: Método Volumétrico
Temperatura: °C Medición directa
Metales (Cr, Pb, Zn) SM-3500-Metal-B
57
Para el caso de los heterótrofos mesófilos, HCT, pH, temperatura, conductividad, nitrógeno,
fósforo, temperatura y metales, se determinaron cada 15 días, desde el inicio (to) y durante un
tiempo de 105 días (t5), mientras que las determinaciones de S.A.R.A se evaluaron al inicio y al
final del ensayo de tratabilidad.
2.2.4. Métodos aplicados para la determinación de los parámetros en el estudio de
tratabilidad.
2.2.4.1. Heterótrofos mesófilos
Este parámetro se determinó mediante la técnica del contaje en placa vertida, se toma 1 mL de
muestra y se coloca en 9 mL de solución peptonada, luego se prepararon diluciones hasta 10 -12;
seguidamente se vierte una alícuota de 1ml de las diluciones a placas con agar plate count, se gira
el contenido para uniformizar y se incuba a 37° C por 24 horas (Figura 18). Después de la
incubación se procedió al contaje de las colonias, cada muestra se analizó por duplicado en cada
dilución.
2.2.4.2. Nitrógeno total
Para la determinación del nitrógeno total se utilizó el método Kjeldahl basado en la digestión a
reflujo abierto según el método 4500N, el procedimiento se inicia colocando en una fiola 45 mL
de agua destilada, 5mL de muestra de sedimento y 5mL de solución digestora. La digestión se
realizó durante un lapso de dos horas aproximadamente a 550° C. El extracto se llevó hacia un
destilador por 3 minutos. El destilado se colocó en una fiola el cuál contenía una solución de
Figura 18 Placas de heterótrofos encubadas por 24 horas y Contaje de placas de heterótrofos
58
indicadores mixtos (rojo de metilo – verde de bromocresol) y ácido bórico (H3BO3), finalmente
se tituló con ácido sulfúrico (H2SO4) a 0,02N, hasta el cambio de color de verde a púrpura
(Figura 19). Luego de terminada la titulación del blanco y el patrón de cada muestra, se registró
la cantidad de titulante consumido. Para calcular la concentración de nitrógeno total se aplicó la
siguiente formula:
2.2.4.3. Fósforo total
El fósforo total de la muestra se determinó por el método colorimétrico, el procedimiento se
inició colocando en una fiola 10 mL de muestra, 40 mL de agua destilada, 2 mL de H2SO4 al 30%
v/v, 0,5 g de persulfato de potasio (K2S2O8), luego la digestión se llevó a cabo a 550° C durante 2
horas, también se preparó un blanco con las mismas condiciones de la muestra. Después de
digestar se dejó enfriar y se agregó fenolftaleína a cada muestra, hasta conseguir un pH de 7. En
los casos donde se desarrolló un color rosado, se agregó gota a gota una solución sobresaturada
de NAOH hasta que el pH se ubicó alrededor de 7. En el caso que aparezca un color rojo se
agrega lentamente una solución de H2SO4 0,2 N al 30% y así se asegura que la muestra presenta
un pH cercano a 7. Luego se filtró por gravedad utilizando filtros de Whatman de 42 mm;
recogiendo en los balones aforados de 25 mL llevando a volumen con agua destilada. Finalmente
se agita el balón y se agrega 1mL del reactivo de molibdato de vanadio y se dejó reposar por 15
Figura 19 Digestión, Destilación y Titulación de la muestra
N= Volumen gastado del
ácido - Volumen del blanco x Normalidad del ácido x Peso molecular del
nitrógeno
Volumen de la muestra
59
minutos. Posteriormente se procedió a medir la absorbancia en un espectrofotómetro. El resultado
obtenido se reportó en mg/l, en la figura 20 se observa la metodología empleada para la medición
de fósforo total en cada una de las fases.
Muestras con NAOH y con H2SO4 0,2 N al 30% respectivamente
Filtrando las muestras y adición de molibdato de vanadio
Lectura del fósforo total en el espectrofotómetro
60
2.2.4.4. Hidrocarburos totales
Para los hidrocarburos totales de la muestra de sedimento, se utilizó el método de extracción
líquido-líquido, también conocido como extracción líquida o extracción con disolvente, es un
proceso químico empleado para separar componentes de una mezcla no homogénea mediante la
relación de sus concentraciones en dos fases líquidas inmiscibles. Se inició colocando en un
embudo de separación la muestra con 1 mL de ácido clorhídrico (HCL) y 15 mL de solvente
tetracloruro de carbono (CCL4), luego se agita para facilitar y agilizar el proceso, luego de
disolver los hidrocarburos se filtra sobre filtros con sulfato de sodio (Na2SO4) en un balón de 25
mL y seguidamente se aforan hasta completar el volumen con agua destilada. Las extracciones
obtenidas fueron leídas en un equipo infrarrojo para obtener las proporciones de hidrocarburos
presentes en las muestras. En la Figura 21 se observan los equipos utilizados en las mediciones de
hidrocarburos
2.2.4.5. Conductividad
Figura 21. Extracción líquido-líquido y Filtrado de la extracción
Figura 20. metodología empleada para la medición de fósforo total en cada una de las fases.
61
La conductividad eléctrica se determina colocando una muestra del sedimento en un vaso de
precipitado, midiendo posteriormente la conductividad con el electrodo del conductímetro, se
tomo la lectura al estabilizarse el equipo. Los valores se reportan en µS/cm.
2.2.4.6. pH
La determinación del pH se realiza de forma muy similar al utilizado para determinar la
conductividad, una vez tomada la muestra se introduce el electrodo de un pH-meter, y se espera
que la lectura se estabilice, procediendo a la lectura y anotación de los resultados.
2.2.4.7. Temperatura
La temperatura se determina de la misma manera que el pH y la conductividad, mediante un
electrodo de temperatura, obteniendo valores de temperatura en °C de la muestra.
2.2.4.8. Saturados, aromáticos, resinas y asfaltenos (sara)
El procedimiento para determinación de las fracciones de hidrocarburos se realizó por la técnica
de cromatografía de columna abierta, establecida por APHA, 2000. Se tomó una bureta de vidrio
de 50 mL, se le colocó un tapón de lana de vidrio de 4 cm de altura, se empacó con alúmina de
adsorción (80 a 200 mallas) hasta una altura de 16 cm y sobre la superficie de alúmina se colocó
otro tapón de lana de vidrio; posteriormente, se pesó la muestra, se mezcló con 15 mL de n-
heptano al 99%, luego se filtró utilizando papel nylon 47 mm, para separar los compuestos
insolubles de la muestra, es decir, los asfaltenos. Al filtrado se le agregó 70 mL de n-heptano y la
mezcla se introdujo en la columna para separar los saturados, que fueron recogidos en un vaso de
precipitado (extracto de saturados). Cuando el nivel de la porción presente en la columna
descendió hasta que dejó de cubrir la alúmina, se le agregó 50 mL de n-heptano y tolueno en una
proporción de 3:1 y el extracto que salió de la columna se recogió en un vaso de precipitado
(aromáticos I). después se le agregaron 40 mL de tolueno a la columna y se obtuvieron los
aromáticos con estructuras más complejas en otro vaso de precipitado (aromáticos II). Los
extractos obtenidos en cada una de las fases anteriores se dejaron evaporar, determinando por
gravimetría la porción de cada uno de ellos en la muestra evaluada.
2.3. Análisis estadístico
62
Para los Herterótrofos e Hidrocarburos se realizó el análisis estadístico de los resultados
siguiendo la metodología establecida por el SAS. Institute INC, Statical Analysis System.
Versión 8,0 Cary NC. USA, 2002, realizando el análisis de varianza y las pruebas de Tukey.
En el ensayo de tratabilidad el diseño usado fue completamente aleatorizado con tres
repeticiones por cada tratamiento, el modelo lineal estadístico fue el siguiente:
Yij = µ + τi + εij , i = 1,2,3,4,5,6,7 j = 1,2,3
Donde:
Yij: Variable respuesta del i-ésimo tratamiento, de la j-ésima unidad experimental
µ: Media general de la población
τi: Efecto del i-ésimo tratamiento de bioerremedación.
εij: Efecto del error experimental.
Para el análisis de varianza del nitrógeno y fósforo se procedió a realizar el análisis con la
inclusión de tiempo mediante un arreglo factorial 7x7 en un diseño completamente aleatorizado.
Yij = µ + τi + Tk + εij , i = 1,2,3,4,5,6,7 j = 1,2,3
Donde:
Yij: Variable respuesta del i-ésimo tratamiento, de la j-ésima unidad experimental
µ: Media general de la población
τi: Efecto del i-ésimo tratamiento de bioerremedación.
εij: Efecto del error experimental.
Tk: k-ésimo tiempo.
CAPITULO III RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En este capítulo se explican los resultados obtenidos para cada una de las fases contenidas en la
investigación.
3.1. Fase I: Caracterización fisicoquímica y microbiológica de los sedimentos de la laguna B
de la planta de tratamiento central de efluentes (ptce).
Una vez aplicada las técnicas o métodos para la caracterización fisicoquímica y microbiológica
del sedimento de la laguna B, se obtuvieron los resultados descritos en la Tabla 6. Debido a que
el sedimento contenido en la laguna B es bastante fluido y está en contacto con agua de la misma
laguna, se tomó como referencia lo descrito en Artículo 10 del Decreto 883 que establece los
rangos y límites máximos de vertidos líquidos que sean o vayan a ser descargados en forma
directa o indirecta a ríos, lagos, embalses y estuarios.
Tabla 6. Resultados de la caracterización fisicoquímica y microbiológica del sedimento de la laguna B
PARÁMETRO RESULTADO DECRETO 883Heterótrofos Mesófilos (UFC/mL) 1,5x10 4
Temperatura (° C) 25pH 9 6-9Nitrógeno Total (mg/L) 22 40Fósforo Total (mg/L) 18 10Hidrocarburos Totales (mg/L) 527 20Conductividad (µS/cm) 82
En cuanto a heterótrofos mesófilos, aunque el decreto no estable límites específicos, por
conocimiento y razonamiento, la cantidad de éstos no deben ser elevada puesto que se trata de
microorganismos que en algunos casos pueden ser patógenos o tener algún efecto sobre la
fisiología de otras especies del ecosistema.
En relación a la temperatura el decreto establece que en lagos y embalses la diferencia de
temperatura del vertido con respecto al cuerpo de agua receptor no debe superar los 3° C.
Referente al pH, el resultado obtenido se encuentra en el límite superior establecido por el
64 Decreto. El nitrógeno total se encuentra dentro de la normativa, mientras que los parámetros de
fósforo total e hidrocarburos totales, superan los límites establecidos por el decreto.
Por último, en cuanto a la conductividad, el decreto no establece límites de especificación, pero
se conoce que la conductividad eléctrica está relacionada con la salinidad (contenido de sales) en
medios líquidos, el sedimento contenido en la laguna B contiene alto grado de salinidad
(82µS/cm), y comparándola con la conductividad del agua de mar (52 µS/cm) podemos inferir
que el sedimento de la laguna B no es apto para ser vertido al lago de Maracaibo con esos niveles
de salinidad.
Por otro lado se realizaron análisis de los metales contenidos en el sedimento de la laguna B, los
resultados también fueron comparados con el artículo 10 del decreto 883. A continuación se
muestran los resultados de la caracterización inicial de los metales contenidos en las muestras de
sedimento (Tabla 7).
Tabla 7. Resultados de análisis de los metales en el sedimento de la laguna B
Parámetros / Unidad Sedimentos de la Laguna B
PLOMO % 0,9
VANADIO % 0,01
CROMO % 0,38
COBRE % 1,64
BARIO % 1,87
Al comparar estos resultados con los valores establecidos por el Decreto 883 se puede observar
que son muy superiores a los propuesto en la norma, ya que en primer lugar los resultados están
determinados en porcentajes y la normativa establece unidades en ppm (mg/L), por lo que si
transformamos todos los valores de porcentajes a ppm (multiplicar por 10000) serían muy
superiores a 5 ppm que es el máximo permitido por la legislación vigente para el caso del bario y
del vanadio, para los casos del plomo 0,5 ppm, cromo 2 ppm y cobre 1 ppm. En la Tabla 8 se
pude visualizar mejor la diferencia en cada parámetro.
65 Tabla 8. Comparación de los Resultados del análisis de los metales en el sedimento de la laguna
B respecto al decreto 883
Parámetros ppm Laguna B
ppm Decreto 883
PLOMO 9000 0.5 VANADIO 100 5 CROMO 3800 2 COBRE 16400 1 BARIO 18700 5
Estos resultados también se compararon con el Artículo 50 del Decreto 2635 contentivo de las
normas para el control de la recuperación de materiales peligrosos y el manejo de los desechos
peligrosos para determinar la posibilidad de disponer el sedimento en el suelo, en el mismo se
establecen los parámetros para la práctica de esparcimiento en suelos de desechos provenientes
de las operaciones de exploración y producción de crudo: para el caso de los metales se establece
lo siguiente: bario (20.000 mg/kg), cromo (300 mg/kg) y plomo (150 mg/kg), es decir que el
único valor que estaría dentro de lo permitido es el bario (18700 mg/kg vs. 20000 mg/kg).
3.2. Fase II Montaje y análisis del ensayo de tratabilidad
Durante el estudio de la fase de tratabilidad se determinaron los parámetros fisicoquímicos para
cada una de las unidades experimentales propuestas:
3.2.1. Heterótrofos mesófilos
La Tabla 9 y la Figura 22 muestran los resultados de los heterótrofos mesófilos para cada uno de
los tratamientos aplicados en el estudio de tratabilidad.
Tabla 9 Heterótrofos Mesófilos (UFC/ ml) en sedimento para los diferentes tratamientos
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7
BCMNA 1,72E+09 3,24E+11 2,00E+11 1,62E+10 2,13E+10 5,77E+10 2,00E+11
BCMN 6,17E+08 2,46E+10 8,00E+10 3,50E+06 2,30E+08 1,44E+08 3,20E+08
BCMA 2,53E+08 7,10E+09 5,40E+04 5,04E+04 4,89E+04 1,15E+05 3,00E+05
BCM 1,60E+07 4,00E+07 2,22E+07 6,00E+05 2,80E+06 3,70E+05 2,80E+05
B 1,50E+04 3,80E+03 3,31E+04 1,79E+04 8,90E+03 1,30E+03 2,98E+03
66
Figura 22. Heterótrofos Mesófilos (UFC/ ml) en sedimento para los diferentes tratamientos B: sedimento laguna; CM: cultivo mixto; N: nutrientes y A: aire
En la Figura 22 puede observase que la densidad poblacional de las bacterias que conforman el
cultivo mixto se ve favorecida con la adición de nutrientes en conjunto con la aireación.
Comparando el tratamiento BCMN con el BCMA se observa que en ambos, las dos primeras
quincenas, la densidad poblacional bacteriana presentó el mismo comportamiento en cada
tratamiento; sin embargo, y considerando que la cantidad de aire suministrado, no se vio afectada,
se puede inferir que la adición de nutrientes favoreció en mayor grado el crecimiento bacteriano
que con sólo adicionar aireación al tratamiento. Tomando en consideración que en el tratamiento
BCM la densidad poblacional de las bacterias estuvo por encima del blanco (B) se puede concluir
que las bacterias usaron los hidrocarburos presentes en el sedimento como sustrato para su
crecimiento, lo cual es una evidencia de la degradación de los contaminantes presentes en la
laguna B.
Cabe destacar que, al comparar el tratamiento BCMA con el BCM, puede notarse que para las
dos primeras quincenas la densidad poblacional en la unidad experimental que contenía aireación
fue mucho mayor que para el tratamiento sólo con cultivo mixto, posteriormente, para las
semanas siguientes la densidad poblacional en el tratamiento BCMA presentó valores inferiores
al tratamiento BCM indicando este comportamiento que el suministro de aire no fue suficiente
para el desarrollo poblacional bacteriano en este tratamiento.
67 Para que exista una buena degradación de la materia orgánica o del sustrato, la biomasa debe ser
aclimatada a compuestos específicos y esto se da por las actividades bioquímicas de los
microorganismos que son básicas en el tratamiento biológico y en la elección de los procesos que
forman parte de él. Para poder producir y funcionar de manera eficiente, un microorganismo
necesita una fuente d energía, carbono para la síntesis de nuevas células y elemento inorgánicos
(nutrientes) tales como nitrógeno, fósforo, azufre, potasio y magnesio (Metcalf, 1996).
3.2.2. Remoción de hidrocarburos
En la Tabla 10 y en la Figura 23 se presentan los resultados de los hidrocarburos (mg/ L) en el
sedimento de los tratamientos.
Tabla 10 Hidrocarburos (mg/L) en sedimento para los diferentes tratamientos aplicados
Figura 23 Hidrocarburos en el sedimento para los diferentes tratamientos aplicados (mg/L)
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 BCMNA 739 722 516 383 235 216 149 BCMN 765 593 532 523 413 312 298 BCMA 723 504 495 468 401 423 404 BCM 823 803 540 580 549 465 440 B 527 576 532 424 344 340 323
68 En la Figura 23 se observa que la remoción de hidrocarburos fue mayor para el tratamiento
BCMNA obteniendo el valor más bajo en relación a los demás tratamientos. Lo mostrado en esta
Figura es similar a lo observado en la sección de densidad poblacional, ya que se sigue
evidenciando que existe una mayor eficiencia en el tratamiento BCMN que en el BCMA. Esto
concuerda con la investigación de Abreu (2008) donde concluye que el uso de nutrientes para la
biorremediación de hidrocarburos optimiza el proceso ya que estimula el crecimiento bacteriano.
Para el caso de los tratamientos BCMA y BCM se observa que hubo mayor remoción de
hidrocarburos en presencia de oxígeno. El valor de hidrocarburos totales en el inicio del ensayo
se encontró más bajo en la unidad control (B), posiblemente de allí se derive su valor final, ya
que fue más bajo que en los tratamientos BCMA y BCM.
En la Figura también puede notarse que después de los 105 días de tratamiento los valores
alcanzados están fuera de los límites establecidos en la normativa venezolana vigente (Decreto
883) el cual exige un valor máximo de 20ppm. Los microorganismos requieren de mayores
tiempos de tratamiento para alcanzar mayores tasas de descomposición; por lo tanto los valores
deben disminuir incrementando los días de tratamiento. El incremento de nutrientes inorgánicos
no garantiza una mejora en las tasas de biodegradación, sólo cuando existe un desequilibrio entre
las concentraciones de carbono, nitrógeno y fósforo, es necesario agregar los elementos faltantes
con el fin de reequilibrar las porciones naturales, de esta manera mejorar las tasas de
biodegradación (Braibant. 2004).
En un estudio realizado por Etienne Yergeau 2009, referente a la eficiencia de la
biorremediadición en suelos polares de Canadá, concluye que la eficacia y el potencial de los
suelos árticos para una rápida degradación de hidrocarburos está básicamente relacionada con el
tipo de microorganismos autóctonos del suelo, la dificultad para la degradación del contaminante,
el tipo de nutriente usado, y la estrategia para la mezcla del suelo, estos factores influyen en la
degradación de los diferentes compuestos del diésel, la cual comienza con los componentes
menos pesados.
Márquez (2010) en su trabajo de investigación concluye que la técnica de biorremediación para
suelos contaminados con hidrocarburos logró alcanzar en escala real una remoción del 86% de
hidrocarburos totales en un período de siete meses; así como también, la disminución de la
concentración de metales pesados, conductividad eléctrica y BTEX (benceno, tolueno y xileno)
69 inferior a la normativa local, utilizando para ello la aplicación de fertilizantes, esponjante y un
cultivo mixto con bacterias autóctonas.
Figura 24. Remoción de Hidrocarburos en los tratamientos
La figura 24 muestra como los tratamientos que contenían cultivo mixto y nutriente fueron los
más eficientes en la remoción de los hidrocarburos (60-80%) en 105 días. Esto concuerda con el
trabajo de Hernández (2008), en el cual se evaluó la biodegradabilidad de aguas de producción
petrolera utilizando un consorcio de bacterias autóctonas de suelos petrolizados con un tiempo de
retención de 120 horas, donde se obtuvo altos porcentajes de remoción de hidrocarburos en el
orden de 79%.
Diversos trabajos de investigación han demostrado que los consorcios microbianos ofrecen
mayores tasas de biodegradación que los cultivos puros. En relación a esto, Braibant (2004) y
Canals (2005) recomiendan utilizar consorcios bacterianos en vez de cultivos puros. Juntas,
varias bacterias pueden degradar varios hidrocarburos hasta obtener un residuo mínimo. La
elevada complejidad de la composición del crudo de petróleo y sus derivados, implica la
exigencia de una amplia capacidad enzimática si se quiere conseguir una degradación
significativa del crudo. De hecho los degradadores de alcanos citados habitualmente en la
bibliografía generalmente no son capaces de romper el anillo aromático de los hidrocarburos
poliaromáticos (HAPs), mientras que los degradadores de los HAPs generalmente no crecen con
alcanos. A partir de ello, los consorcios microbianos son más eficientes en la biodegradabilidad
70 del crudo, puesto que se caracterizan por ser una combinación de cepas aisladas con capacidades
degradativas conocidas que se complementan entre sí, de esta manera obtener altas tasas de
biodegradación de crudo de petróleo (Canals, 2005).
Otros estudios indican la alta eficiencia que tienen grupos microbianos en degradar
hidrocarburos, puestos que estos utilizan los contaminantes presentes como fuente de carbono
para su metabolismo. A través de estas investigaciones se ha permitido establecer una lista de
ciento sesenta géneros de microorganismos que degradan los hidrocarburos (Van Hamme, 2008).
Por otro lado, cabe mencionar que en un estudio realizado en Oklahoma por Van Nostrand (2011)
se logró obtener una reducción del Uranio U (VI) por debajo del estándar de agua potable de la
Agencia de Protección de Medio Ambiente (0,03 mg/L) en un acuífero sumamente contaminado.
En este estudio se utilizó el etanol como donador de electrones para la estimulación de los
microrganismos presentes en el mismo.
Son innumerables las estrategias de biorremediación que pueden ser aplicadas y los beneficios
que podemos conseguir de ella, esto lo describe Lilach Iasur-Kruh (2011) en un estudio realizado
en Israel sobre la biorremediación del Estradiol (un contaminante que puede causar efectos a la
endocrina y es potencialmente dañino a la biota acuática y a la salud pública) utilizando como
técnica la bioaumentación, la cual puede cambiar la actividad así como la composición de biota
microbiana. Dicho estudio consistió en inocular con bacterias que degradan el estradiol en dos
lagunas de pantano las cuales se diferenciaban por el avance de purificación del tratamiento
biológico, es decir una se encontraba en una etapa menos avanzada que la otra. Los resultados
arrojaron tres observaciones significativas: (i) la biomasa de las bacterias inoculas que
degradaban el estradiol aumentó en un sistema de tratamiento de aguas negras de pantano, lo cual
fue descubierto usando el análisis de PCR cuantitativo; (ii) la biomasa aumentada adquirió la
capacidad de degradar el estradiol; y (iii) la bioaumentación aportó un mayor nivel de
degradación del estradiol con la biomasa de la laguna que se encontraba en una etapa mas
avanzada del tratamiento biológico respecto a la que estaba en fase temprana.
Los heterótrofos y los hidrocarburos se determinaron en todas la unidades experimentales durante
105 días, encontrando según el análisis de varianza, diferencias altamente significativas
(P<0,001) entre los tratamientos evaluados. Los resultados obtenidos se observan en la Tabla 11.
71
FUENTE DE VARIACIÓN
GRADOS DE LIBERTAD F PR>F F PR>F
TRATAMIENTO 4 **3718,18 <0,0001 **1534,52 <0,0001ERROR 10TOTAL 14
** SIGNIFICATIVO AL 1%
HETEROTROFOS HIDROCARBUROS
Tabla 11. Análisis de varianza para los Heterótrofos y para los Hidrocarburos
En la Tabla 11 se observa el promedio de la densidad poblacional para los diferentes
tratamientos, en la misma se visualiza que el tratamiento BCMNA fue el mejor con respecto al
resto de los tratamientos, lográndose de esta manera el mejor medio para favorecer y estimular el
crecimiento de los microorganismos. Posteriormente el tratamiento que sigue en función al
crecimiento poblacional de microorganismos es el BCMN, obteniéndose un valor de 3,17E+08 >
3,01E+05 que fue el obtenido para el tratamiento BCMA, esto permite inferir dos situaciones,
que las bacterias utilizan los nutrientes para multiplicarse con mayor rapidez que sólo usando aire
o que el suministro de aireación para esta unidad no fue suficiente para el desarrollo óptimo de
las bacterias.
Tabla 12. Valores Promedios para la Densidad Poblacional (Heterótrofos) Prueba de Tukey
TRATAMIENTOS MEDIAS UFC/ML
A BCMNA 2,03E+11
B BCMN 3,17E+08
B BCMA 3,10E+05
B BCM 2,77E+05
B B 2,98E+03
En relación a los hidrocarburos se puede observar en la Tabla 13 el promedio para la remoción de
los hidrocarburos, en función a esto se puede decir que el mejor tratamiento fue el BCMNA ya
que se obtuvo el valor más bajo lo que se traduce en mayor remoción de hidrocarburos presentes,
en segundo lugar se corresponde el tratamiento BCMN similarmente al caso de los heterótrofos.
Como ya se ha comentado anteriormente para el valor de hidrocarburos total en el inicio del
72 ensayo se encontró más bajo en la unidad patrón (B), posiblemente de allí se derive su valor final,
ya que fue más bajo que en los tratamientos BCMA y BCM.
Tabla 13. Valores Promedios para la Remoción de Hidrocarburos Prueba de Tukey
TRATAMIENTOS MEDIAS (ppm)
A BCM 440
B BCMA 404
C B 323
D BCMN 298
E BCMNA 149
3.2.3. Consumo de nitrógeno
En la Tabla 14 y en la Figura 25 se presentan los resultados del consumo de Nitrógeno (mg/L)
por las bacterias presentes en el sedimento de cada uno de los tratamientos.
Tabla 14. Nitrógeno (mg/L) en el sedimento para los diferentes tratamientos.
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 BCMNA 597 573 584 407 390 479 383 BCMN 532 614 480 435 508 556 431 BCMA 118 194 196 196 243 203 170 BCM 196 190 199 199 239 184 176 B 22 34 28 28 45 28 34
73 Figura 25. Nitrógeno (mg/L) en el sedimento para los diferentes tratamientos
En la Figura 25 se observa que en los tratamientos que contienen presencia de nutrientes es donde
existe mayor consumo de nitrógeno, por lo tanto existe mayor estimulación de las bacterias a
degradar los componentes hidrocarbonados presentes en el sedimento. Para los demás
tratamientos donde no hubo adición de nitrógeno prácticamente permaneció constante el valor
inicial. Estos resultados concuerdan con el estudio realizado por Acuña y col. (2008) donde
caracterizaron un proceso de biorremediación de hidrocarburos en deficiencia de nitrógeno en un
suelo de la patagonia argentina en el cual concluyeron que el nitrógeno disminuye rápidamente
en los procesos de biorremediación, ya que el mismo es un elemento fundamental en el
metabolismo de los microorganismos debido a que es incorporado en sus células con el fin de
producir aminoácidos, proteínas y ácido nucleico necesarios para el crecimiento y desarrollo de
los microorganismos. Adicionalmente infieren que la deficiencia de nitrógeno en el suelo produce
una biorremediación menos eficaz con una disminución en la tasa de mineralización, en la
producción de biomasa y en la eliminación de hidrocarburos, especialmente los de tipo alifático.
3.2.4. Consumo de fósforo
En la Tabla 15 y en la Figura 26 se presentan los resultados del consumo de Fósforo (mg/L) por
las bacterias presentes en el sedimento de cada uno de los tratamientos.
Tabla 15 Fósforo (mg/L) en el sedimento para los Diferentes tratamientos
T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 BCMNA 74 64 71 46 56 51 59 BCMN 54 42 49 58 48 51 51 BCMA 30 44 56 42 39 45 42 BCM 29 14 32 29 32 44 35 B 18 18 20 36 22 40 40
74
Figura 26 Comportamiento del Fósforo (mg/ L) en el sedimento para cada tratamiento
En los tratamientos BCMNA y BCMN se observa que hubo un pequeño consumo de fósforo, sin
embrago, en los demás tratamientos, incluyendo el control de comparación, se visualiza que se
produjo fósforo en el sistema, siendo esto indicativo de que las bacterias reciclan parte del
fósforo consumido, propiedad de los microorganismos cuando requieren energía necesaria en los
enlaces de fosfatos. Velasco y volke (2003) señalan que el consumo de fósforo por parte de los
microorganismos generalmente es menor al ocurrido con el nitrógeno, en este sentido, admiten
como rangos óptimos para aumentar la eficiencia del proceso de biorremediación una relación de
nutrientes (C:N:P;K) en el orden de 100: (3,3-10):(0,5-1):(0,1-1); así mismo, Pérez y Saval
(2004). En una investigación realizada sobre la biorremediación de un suelo contaminado con
diesel mediante bioestimulación, bioaumentación y composteo en biopilas trabajaron con una
proporción de C:N:P de 100:10:0,5 concluyendo que esta proporción fue la adecuada para los
microorganismos.
Según el análisis de varianza tanto para el nitrógeno como el fósforo se observan que existen
diferencias altamente significativas entre los tratamientos de biorremediación, esto puede
observarse en la Tabla 16.
75 Tabla 16. Análisis de varianza para el Nitrógeno y fósforo en el tiempo
NITROGENO FOSFORO
FUENTE DE VARIACIÓN
GRADOS DE
LIBERTAD F PR>F F PR>F
Tratamientos 4 8121,6 <0,0001 58,97 <0,0001 Tiempo 6 Trat x Tiempo 24 Error 70 Total 104
En la prueba de Tukey (Tablas 17 y 18) se evidencia que los tratamientos que contenían
nitrógeno y fósforo fueron los que desarrollaron un mayor consumo de los mismos, lo cual es
evidencia que efectivamente los microorganismos usan los nutrientes para su metabolismo.
Tabla 17. Valores Promedios para el consumo de Nitrógeno Prueba de Tukey
Tabla 18. Valores Promedios para el consumo de Fósforo Prueba de Tukey
TRATAMIENTOS MEDIAS (ppm)
A BCMN 507,905
B BCMNA 487,47
D BCMA 188,47
C BCM 197,47
E B 31,19
TRATAMIENTOS MEDIAS (ppm)
A BCMNA 65,76
B BCMN 49,19
B BCMA 46,905
C BCM 31,048
D B 25,048
76 3.2.5. Conductividad – pH y temperatura
Los resultados obtenidos de la conductividad, pH y temperatura en el desarrollo del estudio, se
mantuvieron dentro de los niveles adecuados para la actividad microbiana. En el caso de la
conductividad los valores promedios obtenidos estuvieron entre 78,5 – 86,2 μS/cm. En cuanto
al pH estuvo alrededor de 8,87 - 9,29 y para la temperatura los valores estuvieron entre 23,8 -
25,5° C.
Los factores climáticos influyen en el crecimiento de los microorganismos a mayor nivel de
humedad mejor es la tasa de crecimiento como lo demostró Ramzit y Ta hirlusain (2004) en un
estudio sobre el desempeño del landfarming en condiciones áridas. La mayoría de las bacterias
pueden crecer dentro de un margen de pH, la mayor parte de las bacterias son neutrófilos, es
decir, crecen de modo óptimo en torno a la neutralidad, entre pH 5,5 y 8 (Braibant, 2004). El pH
del medio por lo general es modificado por los microorganismos contenidos en éste, según las
fuentes de energías disponibles y su metabolismo, el medio puede acidificarse o alcalinizarse. El
pH puede disminuir si existe un metabolismo que genere ácidos orgánicos como es el caso de la
metabolización de los hidrocarburos. La actividad metabólica de los microorganismos puede ser
responsable de un cambio de pH y este cambio puede desde entonces utilizarse como indicador
de un cambio metabólico en el cultivo. (Braibant, 2004).
La conductividad eléctrica es una medida de gran utilidad para determinar la distribución y la
concentración de contaminantes como sales, ácidos o bases en un suelo, adicionalmente permite
evaluar si el suelo tiende a cambiar el contenido de agua lo cual se considera relevante para la
degradación de hidrocarburos. Como lo demostró Ramirez et (2005) quien encontró que los
valores de conductividad eléctrica estuvieron relacionados con el contenido de sales en el suelo
donde la remoción de HTP fue de 87% durante tres meses de estudios de laboratorio.
En cuanto a la temperatura juega un papel muy importante para la adaptación de los
microrganismos, ya que las bajas temperaturas dificultan el biotratamiento de los contaminantes,
como lo afirma Terrence (2011) en un estudio de biorremediación en suelos árticos dice: “La
Bioremediacion en estos suelos es desafiante debido a las acciones de logísticas y porque las
temperaturas de suelo sobrepasan los 0° C durante ~2 meses cada año”, debido a esto, “El
nitrógeno a menudo es añadido al suelo contaminado in situ para estimular la comunidad
77 existente microbiana, pero poco es sabido como las sustancias nutritivas añadidas son usadas por
estos microrganismos” Ramzit y Ta hirlusain (2004).
78
CONCLUSIONES
En esta investigación se llegó a una serie de conclusiones entre las que se destacan las
siguientes:
• La técnica de biorremediación es una alternativa viable para la remoción de
hidrocarburos, aspecto que se demostró con el tratamiento biológico estimulado con
la aplicación de cultivo mixto, fertilización y aireación en esta investigación.
• La intervención de las diferentes cepas bacterianas en el cultivo mixto aporta
mejores resultados en la actividad degradadora del cultivo sobre la fuente
carbonada, además el proceso se estimuló con la aplicación de nutrientes y
aireación, factores que ayudaron a mejorar los resultados en cuanto al crecimiento
bacteriano y degradación de hidrocarburos.
• En el estudio de tratabilidad se logró obtener excelentes promedios de crecimiento
bacteriano durante 105 días de estudio, especialmente en los tratamientos que
contenían cultivo mixto, fertilización y aireación. Obteniéndose diferencias
altamente significativas entre los tratamientos evaluados (P<0,0001). Al realizar la
prueba de medias de tukey se obtuvo diferencias altamente significativas P<0,0001,
presentando los mejores promedios de densidad poblacional en los tratamientos
BCMNA y BCMN con valores de 2,0x1011 y 3,2x108 UFC/mL respectivamente.
Mientras que los tratamientos BCMA, BCM presentaron los menores promedios de
crecimiento, a pesar de tener cultivo mixto en las mismas proporciones; sin
embargo, no contenían fertilización con nitrógeno y fósforo.
• Se obtuvo un porcentaje de remoción de hidrocarburos totales (HT) altamente
significativo (P<0,0001) entre los tratamientos evaluados y a través de la prueba de
tukey, destacando entre los mejores tratamientos el BCMNA con 80% de remoción
y el BCMN con 61%, aspecto que se encuentra relacionado con el crecimiento
bacteriano y la adición de nutrientes, ya que estos tratamientos también presentaron
la mayor densidad poblacional, indicando que existe correlación directa entre el
cultivo mixto, la adición de nitrógeno y fósforo y la degradación de hidrocarburos.
79
Los demás tratamientos BCMA y BCM obtuvieron porcentajes de remoción de HT
poco significativos, 44% y 47% respectivamente.
• El contenido de nitrógeno y fósforo se determinó en todos los tratamientos
observando que la remoción producto de la utilización de estos nutrientes
presentaron diferencias altamente significativas (P<0,0001), con una correlación
positiva entre el contenido de estos elementos y la remoción de hidrocarburos, ya
que los tratamientos BCMNA y BCMN presentaron mayor remoción de HT. Es
importante señalar que la remoción de nitrógeno siempre fue mayor que la del
fósforo en los tratamientos que contenían estos elementos, ya que en el caso de los
tratamientos donde no se agregaron los nutrientes, el valor del nitrógeno permaneció
prácticamente constante y para el caso del fósforo se observó que los
microorganismos reciclan partes del fósforo consumido en el sistema.
• Los valores de pH, se mantuvieron entre 8,87 - 9,29 no se observó tendencia a la
acidificación en ninguno de los tratamientos a pesar de que en la remoción de
hidrocarburos para los tratamientos BCMNA y BCMN se obtuvieron buenos
porcentajes de remoción de HT 80% y 61% respectivamente.
• La conductividad eléctrica se mantuvo entre los valores de 78,5 – 86,2 μS/cm, es
importante señalar que este factor no se vio perturbado en ningún momento durante
todo el estudio.
• Los valores de temperatura de encontraron alrededor de 23,8 - 25,5° C. temperatura
estable e ideal para la mayoría de las bacterias, este parámetro no influyó en
ninguno de los tratamientos para el desarrollo de los microorganismos ni para la
remoción de hidrocarburos; sólo fue medido para el control del ambiente del medio
donde se desarrollaban las bacterias.
80
RECOMENDACIONES
En base a los resultados obtenidos en esta investigación se recomienda:
• Aplicar la técnica de biorremediación referida en este estudio para el tratamiento de
los sedimentos contaminados con hidrocarburos de la laguna B, utilizando bacterias
autóctonas, ya que se obtienen resultados satisfactorios en cuanto a la remoción de
hidrocarburos totales.
• En vista de que el estudio se llevó a cabo a nivel de prueba piloto, se recomienda
realizarlo a una escala real en la laguna B de la planta de tratamiento de aguas del
complejo petroquímico Ana Maria Campos.
• Aplicar la tecnología ensayada donde ocurra un evento, o derrame de manera tal de
evaluar la eficiencia en otras condiciones ambientales.
81
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