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XIV CONGRESO DE INGENIERIA SANITARIA Y AMBIENTAL
AIDIS - CHILE
Santiago, Octubre de 2001
TRATAMIENTO DE SUELOS INTEMPERIZADOS CONTAMINADOS CON
PETRÓLEO EN BIOREACTORES DE LECHO FLUIDIZADO
A. Pandelara*, G. Aroca*, M. Gutiérrez** y R. Chamy*
* Escuela de Ingeniería Bioquímica, Universidad Católica de Valparaíso,
Av. Brasil 2147,Valparaíso, Chile
email: [email protected] [email protected]
** Departmento de Biotecnología, Universidad Autónoma Metropolitana, Iztapalapa. Av. Michoacán y la
Purísima s/n, Col. Vicentina, Iztapalapa, México DF, México
email: [email protected]
RESUMEN
La contaminación es un fenómeno inherente a todo proceso industrial y tiene relación no sólo con las aguas y el
aire, sino también con los suelos y subsuelos. La contaminación por compuestos derivados de la industria
petrolera es un hecho muy común en muchas partes del mundo y la biorremediación ha sido una de las
alternativas más utilizadas debido a características ambientales, de costo, facilidad de simplicidad en la mayoría
de los casos y al amplio campo de aplicación que ha tenido (hidrocarburos, pesticidas, residuos de explosivos,
etc.) Los sitios contaminados desde mucho tiempo presentan una contaminación que es muy recalcitrante a la
acción microbiana debido a que presentan baja biodisponibilidad del hidrocarburo. Una alternativa de
tratamiento la constituye el uso de reactores en los cuales se provee de las condiciones de nutrientes, aireación,
microorganismos y agentes solubilizantes necesarios para aumentar la velocidad y extensión de la degradación.
El tratamiento en reactores logró buenos niveles de degradación considerando la recalcitrancia de los
contaminantes. Tanto la adición de nutrientes (bioestimulación) como la adición de microorganismos exógenos
(bioaumentación) aumentaron la degradación de los hidrocarburos. El Tritón tuvo un gran efecto positivo en la
degradación en tanto que el tolueno mantuvo los resultados obtenidos con el consorcio solamente.
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XIV CONGRESO DE INGENIERIA SANITARIA Y AMBIENTAL
AIDIS - CHILE
Santiago, Octubre de 2001
TRATAMIENTO DE SUELOS INTEMPERIZADOS CONTAMINADOS CON
PETRÓLEO EN BIOREACTORES DE LECHO FLUIDIZADO
A. Pandelara*, M. Gutiérrez**, G. Aroca* y R. Chamy*
* Escuela de Ingeniería Bioquímica, Universidad Católica de Valparaíso,
Av. Brasil 2147, Valparaíso Chile.
email: [email protected] [email protected]
** Departmento de Biotecnología, Universidad Autónoma Metropolitana, Iztapalapa. Av. Michoacán y la
Purísima s/n, Col. Vicentina, Iztapalapa, México DF, México
email: [email protected]
INTRODUCCIÓN
El petróleo es una mezcla compleja de compuestos alifáticos, aromáticos y alicíclicos. Algunos de estos, como
los hidrocarburos policíclicos aromáticos pueden ser carcinógenos y provocar agudos efectos tóxicos o incluso
alteraciones genéticas, dependiendo del número y configuración de anillos bencénicos, y de la presencia y
posición de algunos sustituyentes (compuestos clorados por ejemplo) (1). Otro importante efecto negativo para
la salud, es que los hidrocarburos pueden bioacumularse en la cadena alimenticia, con lo cual se incrementa el
efecto nocivo (2).
Dentro de las alternativas para tratar un suelo contaminado, existen las físico-químicas, como el lavado o
enjuague del suelo (por ejemplo con solventes que extraen el material contaminante); se puede estabilizar
químicamente el compuesto o solidificarlo en algunos casos para detener el avance de la pluma de
contaminación; otra alternativa es la incineración de los residuos orgánicos, alternativa que presenta un alto
costo. También es posible airear el suelo contaminado y producir un stripping que elimina los compuestos
contaminantes volátiles. A la vez con esta alternativa es posible favorecer la actividad microbiana. Otras
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alternativas biológicas de tratamiento son la Fitorremediación, en la cual las plantas limpian suelos y aguas
subterráneas con su habilidad natural para tomar, acumular y/o degradar constituyentes desde el sitio
contaminado. Finalmente está la alternativa de la biorremediación, proceso que utiliza microorganismos para
remover los contaminantes desde el suelo o sistemas acuíferos, para transformarlos en compuestos menos
contaminantes, como dióxido de carbono y agua. Es una tecnología que en general requiere bajo costo de capital
y es efectivo en un amplio rango de concentración de contaminantes.
Dentro de los factores a considerar en la biorremediación, hay que tener en cuenta que la biodegradación de
contaminantes orgánicos en el ambiente natural se ve restringida por razones como:
? si la población nativa de microorganismos es pobre la biorreacción limita el proceso,
? los compuestos a ser degradados no están disponibles a la acción de los microorganismos y la transferencia
de masa es la que limita,
? el compuesto o sus metabolitos intermediarios son tóxicos a los microorganismos nativos y la
biodegradación es inhibida.
Otro gran factor a considerar además de la naturaleza de la contaminación, es el tiempo que ha transcurrido
desde que ocurrió la contaminación. Los suelos intemperizados, son aquellos en los cuales el episodio de
derrame o vertido no ha sido reciente, de tal modo que la composición de la mezc la contaminante en el suelo ha
ido variando en el tiempo. En el caso de la contaminación por petróleo, la composición de la mezcla puede
cambiar considerablemente desde que ocurrió el incidente de contaminación: la fracción más volátil se removió,
lo soluble lixivió a suelo más profundo o aguas subterráneas, y lo fácilmente degradable ha sido biodegradado.
De este modo, se obtiene un suelo residual que es mucho más persistente o recalcitrante que la contaminación
que le dio origen (2).
En los suelos intemperizados los problemas difusionales y de transferencia de masa llegan a controlar el proceso
de la biorremediación, por lo tanto, el contaminante no está accesible para su biodegradación por parte de los
microorganismos. Esto puede deberse a: (3)
? reacciones de oxidación química que incorporan los contaminantes a la materia orgánica contenida en el
suelo,
? difusión lenta hacia los poros de la materia orgánica y absorción en ella, o
? formación de películas semirígidas cerca de la fase líquida no acuosa, con alta resistencia a la transferencia
de masa con la fase acuosa.
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En resumen, los suelos intemperizados poseen una baja biodisponibilidad. La biodisponibilidad es un concepto
que se refiere al acceso que los microorganismos tienen hacia los contaminantes presentes en el medio
contaminado, y está determinada por la velocidad de transferencia de masa en relación a la actividad microbiana
de las células. La biodisponibilidad es un factor que depende de propiedades físicas, químicas y estructurales
tanto del suelo como del contaminante, de la partición en multifase (no acuosa-acuosa-sólida), la presencia de
compuestos tóxicos (el contaminante mismo, metales pesados, salinidad), así como de la naturaleza de los
microorganismos.
Según lo anterior, es fundamental lograr mejorar la transferencia de masa si se pretenden lograr buenos
resultados en cuanto a la biodegradación. Los procesos de transferencia de masa (disolución y desorción) del
contaminante a partir de la matriz del suelo pueden ser mejorados ya sea utilizando reactores que provean de un
buen grado de mezclamiento, o agregar agentes que aumenten la solubilización del contaminante para hacerlo
disponible a los microorganismos, tales como solventes o tensoactivos.
Los biorreactores en general son ventajosos frente a otras técnicas de biorremediación (compostaje,
landfarming, biorremediación In Situ) ya que las variables fisicoquímicas (pH, concentración de nutrientes,
biomasa, velocidad de transferencia de oxígeno, agitación o mezclamiento, etc.) pueden ser controladas (1). Las
condiciones en un reactor pueden optimizarse y mejorar la actividad microbiana. El efectivo mezclamiento
alivia los problemas de transferencia de masa; por otro lado, los surfactantes, detergentes y agentes
solubilizantes pueden agregarse para mejorar la solubilidad acuosa de los contaminantes hidrofóbicos (5).
Son variados los casos en que se han empleado reactores en el tratamiento de suelos que son excavados y
sometidos a estos tratamientos. Se han realizado estudios en reactores en columnas con arena, variando el
contenido de agua y el contenido de HTP, y analizando la adición de nutrientes y aireación en condiciones
controladas para su mejor estudio. Esta configuración no es precisamente un reactor que se pretenda utilizar a
nivel piloto o a escala real, sino más bien es un modelo de estudio de un proceso de biorremediación In Situ (6).
Se han utilizado reactores en dos etapas para tratar hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) de alto peso
molecular. En un primer paso, un biorreactor se inocula con un cultivo de microorganismos que degraden HAP
de bajo peso molecular y ciertos compuestos heterocíclicos y fenólicos. En un segundo paso se toma el material
del primer reactor y se lleva a un reactor inoculado con diferentes microorganismos que degraden hidrocarburos
de alto peso molecular, PAHs y pentaclorofenol (5).
En el tratamiento biológico de arenas o suelos arcillosos, los métodos clásicos como el apilamiento o
landfarming resultan ineficientes dada las características de estos suelos. La consistencia del suelo tiene
influencia sobre el transporte del agua y nutrientes, lo cual resulta muy importante en la biodegradación. En este
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caso se ha propuesto una técnica que combina pretratamientos físicos realizados en un hidrociclón
conjuntamente con un reactor airlift. El hidrociclón actúa a la vez como lavador y separador. El posterior
tratamiento microbiológico de la fracción concentrada es realizado en el reactor airlift, el cual funciona como un
reactor de suspensión sólido líquido (7).
Otro tipo de reactores de lecho en suspensión es el de columna de burbujeo, en los cuales no se establecen dos
zonas con distintas densidades de líquido. Los reactores de columna de burbujeo y lechos fluidizados han sido
ampliamente utilizados en la industria como contactores gas-líquido y sólido-líquido.
En el presente estudio se utilizaron dos reactores de lecho fluidizado, para analizar la degradación microbiana de
los hidrocarburos intemperizados de suelos contaminados con petróleo tratados en suspensión. Se estudio ele
efecto de la adicion de nutrientes, de un consorcio microbiano, de un tensoactivo y un solvete en el aumento de
la biodisponibilidad y consiguientemente de la degradación de los contaminantes.
MATERIALES Y MÉTODOS
Suelo contaminado
El suelo utilizado (ver figura 1) fue proveniente de un pantano próximo a una refinería de petróleo, en el sur del
estado de Veracruz, México. Este suelo posee una textura franco arcillosa y presenta una contaminación de
muchos años con residuos de la empresa refinadora, con un promedio de 230.000 ppm de HTP. El suelo fue
utilizado a esta concentración y también fue mezclado con suelo sin contaminar para trabajar a menores
concentraciones de contaminante. El suelo fue secado, disgregado y tamizado (entre las mallas 4 y 20) para un
mejor manejo y homogeneizado adecuadamente.
Figura 1. Vista del suelo contaminado mostrando su heterogeneidad.
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Medio de Cultivo
Se utilizó un medio mineral cuya composición es (mg/L): NaNO3, 3.000; K2HPO4, 1.000; MgSO4, 250; KCl,
500; CaCl2·2H2O, 100. Además se adicionó 2 mL/L de soluciones trazas, cuya composición es (g/L):
ZnSO4·7H2O, 2,2; H3BO3, 1,1; MnCl2·4H2O, 0,5; CoCl2·6H2O, 0,16 y CuSO4·5H2O, 0,16. El pH del medio fue
ajustado a 6,0 adicionando HCl diluido. La única fuente de carbono utilizada fue el mismo extracto de HTP
obtenido del suelo contaminado.
Microorganismos
Para las pruebas de degradación se utilizó un consorcio microbiano que fue aislado (por M, Gutiérrez et al.) de
la rizósfera del mismo suelo citado anteriormente. A partir de las raíces de plantas que lograron sobrevivir en
este suelo contaminado, se obtuvo el consorcio microbiano, que posteriormente fue crecido en medio mineral
con HTP como única fuente de carbono y energía. El cultivo fue almacenado por congelación en glicerol al
30%, con resiembras mensualmente. Para obtener el inóculo, se vierte el contenido del vial en el medio mineral
con HTP, en una proporción de 1/5. Posteriormente se transfiere sucesivamente a un medio nuevo con nuevo
hidrocarburo, hasta completar el volumen de inóculo deseado. En la figura 2 se aprecia una siembra del
consorcio, en la cual aparecen distintas colonias que conforman el consorcio degradador.
Figura 2. Distintas Colonias en el Consorcio Degradador de HTP en placa de Petri.
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Estudios de biodegradación en reactor
Se utilizaron dos reactores que fueron aireadas por la parte inferior como lo muestra la figura 3. Se utilizaron dos reactores de tipo II. Las características de los reactores se muestran en la siguiente tabla:
Reactor I Reactor II
Diámetro, cm 8,6 14 y 26
Altura total, cm 72 116
Volumen de líquido, L 1,62 6
Suelo, g 350 1.800
Se utilizó una aireación que permitiera la fluidización de más de 70% del suelo contenido en el reactor.
Figura 3. Reactor RI utilizado en las pruebas de degradación.
Figura 4. Reactores RII utilizados en las pruebas de degradación. Izquerda: consorcio,
derecha: consorcio + tolueno.
Extracción de HTP desde suelo contaminado
El nivel de HTP presente en el suelo contaminado se determinó por el método gravimétrico de la EPA (método
3050), basado en una extracción líquido-sólido. Para esto se utilizaron mezclas de solventes hexano-acetona en
relación 1:1, utilizando muestras de peso conocido de suelo contaminado. Este suelo debe estar seco
previamente y se pone en un dedal de extracción al sistema de reflujo, por 18-24 horas. Luego de extraído, se
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deja evaporar el solvente, se seca hasta peso constante, se enfría y determina gravimétricamente. Este método es
válido tanto para el suelo contaminado a tratar (a tiempo cero) como para medir la evolución de la
biodegradación en el reactor, tomando muestras a intervalos de tiempo.
RESULTADOS
En primer lugar se realizaron experiencias con el reactor RI, de modo de probar la hidrodinámica del sistema al
tratar suelo en suspensión. La primera experiencia se realizó con el suelo contaminado suspendido en agua. Los
resultados se muestran en la figura 5. En todos los gráficos a continuación la línea segmentada representa la
tendencia de los puntos experimentales.
100
150
200
250
300
350
400
450
0 30 60 90 120 150 180
Tiempo, h
Con
cent
raci
ón, g
HT
P/kg
sue
lo
Figura 5. Cinética de degradación de HTP en reactor RI con agua
sin consorcio.
Sin considerar el punto experimental inicial, se logró un porcentaje de degradación del 36.8% en 160 horas de
tratamiento. Se aprecia un descenso en el nivel residual de hidrocarburos del suelo, sin embargo, el punto inicial
presenta la concentración más baja, lo cual indica que no hubo degradación y que, por el contrario, pareciera que
el suelo se contaminara en lugar de descontaminarse. Esta situación se repite en las cinéticas mostradas a
continuación. En primer lugar se pensó que la diferencia radicaba en que el primer punto de la cinética fue
tomado a partir del suelo seco; en cambio los otros puntos son las tomas de muestras de reactor que son secadas
y luego extraídas. Posteriormente se determinó que la diferencia se debía a la fluctuación generada en el propio
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reactor, más que el hecho de que estuviera mojada o no la tierra. La fluidización del lecho hace que las
partículas más livianas y aquellas con mejores propiedades de flotabilidad sean las que permanezcan
mayormente fluidizadas (que es de donde se toma la muestra del suelo). Lo que se postula es que son
precisamente aquellos granos de suelo que contienen mayor cantidad de hidrocarburos los que se fluidizan
mayormente, debido a la hidrofobicidad que presentarían, lo cual hace que aparentemente la concentración de
contaminante en el suelo aumente. Esto quedó demostrado posteriormente en experiencias en las que el tiempo
cero fue considerado como luego de media hora de estar en fluidización en el suelo.
Por otra parte es importante considerar que se logró un gran porcentaje de degradación, que no era esperado
debido a que no se agregó medio nutritivo (sólo agua) y tampoco se inoculó con el consorcio. Esto lleva a
concluir que la degradación se debió al efecto de la biodegradación debido a microorganismos propios del suelo
contaminado. Se descarta la acción degradadora de carácter abiótico debido a que en pruebas realizadas en
viales agregando azida de sodio para inhibir la acción microbiana, no se registró actividad degradadora.
Posteriormente, para ver la influencia de la adición de nutrientes, se realizó una segunda prueba, cuyos
resultados se muestran en la figura 6.
En esta experiencia se logró un 43,5% de degradación en 120 horas, lo cual indica la importancia de la
bioestimulación en este caso, a pesar de que el propio suelo también aportaba una fuente de nutrientes, como lo
comprobó la experiencia anterior.
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0 20 40 60 80 100 120
Tiempo, h
Con
cent
raci
ón, g
HT
P/ k
g su
elo
Figura 6. Cinética de degradación de HTP en reactor RI con
medio mineral sin consorcio.
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Una vez demostrado que existe una población nativa del suelo y que se puede ver mejorada su acción por
bioestimulación, se realizó una prueba agregando el tensoactivo Tritón X-100, pare anallizar su efecto sobre la
biodisponibilidad del contaminante. Los resultados se muestran en la figura 7.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 20 40 60 80
Tiempo, h
Con
cent
raci
ón, g
HT
P/kg
sue
lo
Figura 7. Cinética de degradación de HTP en reactor RI con medio mineral más Tritón X-100 sin consorcio.
En esta experiencia se obtuvo un 54,7% de degradación en 70 horas, demostrando que además del consorcio
nativo y de la bioestimulación, es necesario agregar un agente que aumente la solubilización de los compuestos
orgánicos para hacerlos más disponibles, y con ello mejorar la biodegradación, tanto en extensión como en
velocidad. Hay que decir, sin embargo, que esta prueba tuvo la dificultad técnica de que, debido a la forma de
aireación, a través de un difusor, la presencia del tensoactivo hizo crear gran cantidad de burbujas que debían ser
controladas cada cierto tiempo con antiespumante.
Luego de probar estas condiciones en el reactor pequeño, se procedió a realizar unas pruebas en el reactor RII.
En este caso, se realizaron pruebas con la adición del consorcio microbiano exógeno. Como el tensoactivo
presentó la dificultad de la espumación, se probó con el tolueno como otro agente que pudiera promover la
solubilización de los hidrocarburos.
Los resultados de la prueba con consorcio y consorcio más tolueno por pulsos en el reactor RII se muestran en la
figura 8.
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Figura 8. Cinética de degradación de HTP en reactor RII con medio mineral + consorcio y medio mineral + consorcio + tolueno por pulsos.
En la experiencia con consorcio se alcanza rápidamente una condición estacionaria, de modo que se logra un
34% de degradación en el séptimo día y posteriormente no mejora la degradación. Comparando con el resultado
en RI (43,5%), hay que indicar dos situaciones: la primera es que en este caso se usó una proporción suelo/agua
mucho mayor que la empleada en el reactor chico, lo cual pudo haber tenido un efecto negativo sobre la
aireación y consiguientemente disminuir la biodegradación. Por otro lado pudo haberse esperado mayor
degradación por el hecho de la bioaumentación, sin embargo no ocurrió así. Una posible explicación es que con
la flora nativa del suelo contaminado está satisfecha la demanda de población microbiana necesaria para
efectuar la degradación, de modo que una adición extra no debería afectar el comportamiento de la degradación
en el reactor. Por otro lado, es importante destacar que en estos casos se tomó la medición del tiempo cero como
la muestra de suelo extraída del reactor luego de media hora de sometida a la agitación, y no se presentaron los
bajos resultados obtenidos en las experiencias en RI.
La experiencia con tolueno presenta un comportamiento no uniforme y logra un 35% de degradación. En esta
experiencia se agregó 500 mL de tolueno al inicio y posteriormente se hicieron 9 pulsos de 50 mL cada uno. Al
inicio, luego de agregar el tolueno y agitar la mezcla, el reactor se puso casi por completo negro, debido al
hidrocarburo que fue instantáneamente desorbido (ver figura 4). Este hidrocarburo se pegó a las paredes y por lo
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0 5 10 15 20 25 30
Tiempo, d
HT
P re
sidu
al, g
HT
P/g
suel
o ConsorcioConsorcio + Tolueno
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tanto las muestras de los primeros días correspondían a partículas de tierra con un mínimo de contaminante, lo
que explicaría el rápido descenso inicial en la cinética. Sin embargo, con el tiempo, el hidrocarburo se fue
soltando debido tanto a la acción microbiana como al esfuerzo de corte al que estaba siendo sometido
constantemente por el suelo fluidizado. Esto hizo que las siguientes muestras fueran aumentando la
concentración, por lo cual la curva sube para luego llegar a un estado estacionario, al igual que el caso del
consorcio.
CONCLUSIONES
El suelo contaminado pudo ser tratado efectivamente en los reactores con suelo en suspensión siendo agitado
mediante aireación. El suelo contaminado contiene una población autóctona de microorganismos capaces de
degradar el hidrocarburo presente en el suelo. Esta degradación se ve mejorada al dar mejores condiciones
ambientales, como la aireación, los nutrientes o un agente solubilizante como el Tritón X-100. El efecto de la
inoculación es positivo, aunque leve, indicando que la principal limitancia del sistema está dada por la baja
biodisponibilidad del suelo y no por la falta de nutrientes o microorganismos, como es de esperarse en los
tratamiento de suelos intemperizados. El efecto del tolueno no está claro pues aun cuando desorbe efectiva e
instantáneamente el hidrocarburo, no aumenta considerablemente el efecto sobre la degradación. El tratamiento
en reactores puede ser una interesante alternativa para aquellos suelos de difícil degradación, como el caso de
los suelos intemperizados. Mayores investigaciones deben realizarse en el tratamiento de suelos con solventes y
tensoactivos en reactores, de modo de estudiar tensoactivos que no sean tan problemáticos por la fomación de
espuma (o estudiar otro tipo de reactor, con agitación mecánica), y estudiar la adición de tolueno por pulsos
pequeños para mejorar la desorción sin afectar la degradación.
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REFERECIAS BIBLIOGRÁFICAS
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