(Recopilación
bibliográfica)
Systems of treatment of oil
sludge
(Review)
- Resumen
- Alternativas de tratamiento de
los residuos sólidos petrolizados - Bioaumentación.
Utilización de surfactantes
químicos - Utilización de
biosurfactantes - Oxidación
química - Bioaumentación
- Conclusiones
- Bibliografía
En este artículo se realiza una revisión
bibliográfica de los métodos
que existen actualmente para tratar los residuos sólidos
que se depositan en lo fondos de los tanques de almacenamiento de
combustibles Se concluye que la utilización de agua calentada
con vapor de la refinería disminuye la viscosidad de los
lodos petrolizados, facilitando su extracción de los
tanques de almacenamiento, se logra una extracción
adicional de hidrocarburos
de los lodos petrolizados cuando se aplican chorros a presión
con determinada relación agua / solvente (diesel), o
surfactantes para emulsionar los hidrocarburos, la fase
orgánica de los residuales líquidos
extraídos se recupera mediante sedimentación y
reintroducción en el proceso de
refinación. Se propone la utilización del proceso
de biorremediación para tratar los residuales
sólidos, él cual puede incrementar su eficiencia con la
utilización de surfactantes químicos o
biológicos y agentes oxidantes como el peróxido de
hidrógeno y el, ozono.
El tratamiento de los residuales de la industria de
refinación del petróleo, comprende la disposición
de los lodos acumulados en el fondo de los tanques de
almacenamiento de combustibles, así como de los lodos que
se encuentran en los separadores API. Estos desechos contienen
hidrocarburos que pudieran ser recuperados y reutilizados en la
industria de refinación, además de contener
contaminantes peligrosos al medio como metales pesados,
hidrocarburos poliaromáticos de carácter cancerígeno, entre otros.
El desarrollo de
una tecnología eficiente para el tratamiento de
estos desechos, debiera incluir la recuperación del
valor
energético de estos residuales y su reintroducción
en el proceso productivo. El estudio de la variante
tecnológica más adecuada depende de las
características del residuo sólido a tratar, las
condiciones del sitio contaminado, así como del costo de la
propuesta tecnológica realizada.
La biorremediación es una de las
tecnologías que pudiera utilizarse para tratar estos
desechos, por el bajo costo de su implementación, y por la
completa destrucción de los contaminantes, o su
transformación a compuestos como ácidos
grasos, aldehídos, cetonas, que no son dañinos al
medio. Sin embargo, la presencia de compuestos persistentes en
suelos o matrices
acuosas, como los hidrocarburos aromáticos
policíclicos o los bifenilos policlorados, han conducido
al desarrollo de varias tecnologías para incrementar la
biodegradabilidad de estos contaminantes.
El objetivo de
este trabajo es
realizar una actualización bibliográfica, sobre
diferentes técnicas
utilizadas para el tratamiento de los lodos petrolizados que se
acumulan en el fondo de los tanques de almacenamiento de
combustibles, con vistas a proponer las mejores alternativas,
para la recuperación de su valor energético y el
tratamiento de los sólidos resultantes mediante la
biorremediación.
Análisis
y discusión de la bibliografía
consultada.
La bibliografía consultada consta de
artículos de revistas relacionadas con la temática
de la química
ambiental y la microbiología aplicada, patentes obtenidas
por la vía de Internet. Es actualizada y
abarca fundamentalmente el período 1990 al 2003; el 39 %
corresponde a la etapa entre 2000 – 2003, el 35 %
corresponde al período entre 1995 – 2000, el 18 % al
período 1990 – 1994, y solamente el 8 % al
período anterior a los años 90.
Tecnologías utilizadas en la limpieza de tanques
de almacenamiento de petróleo y
recuperación del valor energético de estos
residuales.
En la industria de refinación
del petróleo se generan distintos tipos de residuales
entre los cuales se encuentran aquellos acumulados en el fondo de
los tanques de almacenamiento de petróleo. Estos
residuales comúnmente llamados lodos, se han convertido en
un grave problema debido a que las regulaciones ambientales
existentes los clasifican como un residuo peligroso, con las
correspondientes dificultades en el método de
su disposición y tratamiento, generalmente costosos, sin
embargo, mediante apropiados sistemas
tecnológicos, pueden ser convertidos en materiales de
valor energético o pueden ser dispuestos de manera
conveniente (Jonson, Jr. et al., 1993).
Los hidrocarburos acumulados en el fondo de estos
tanques sufren un envejecimiento que es gobernado por tres tipos
de procesos:
- Físicos, tales como evaporación,
disolución y emulsificación. - Químicos, como oxidación química
o fotoquímica. - Biológicos, como la degradación
aeróbica y anaeróbica.
Dichos procesos alteran algunas de las propiedades de
los hidrocarburos presentes en estos residuales tales como la
densidad,
viscosidad y el contenido de carbón, originando la
precipitación de éstos hacia el fondo de los
tanques en los cuales predominan las fracciones de punto de
ebullición superior a 350 oC. Además, el
oxígeno
atmosférico reacciona con los compuestos no saturados
dando origen a gomas y ácidos que coprecipitan con otras
impurezas formando emulsiones en el agua. La
presencia de complejos metálicos, nitrógeno,
oxígeno y azufre contribuye a esto.
En estos residuales también se encuentran una
gran variedad de sólidos tales como metales pesados,
arena, arcilla, productos
corrosivos y residuos de catalizadores, lo que provoca que la
carga contaminante que contienen estos desechos sea
sustancialmente elevada. La composición del lodo puede
variar significativamente lo cual está en dependencia del
origen de éste, por ejemplo: los lodos acumulados en el
fondo de los tanques de almacenamiento de petróleo, lodos
que se encuentran en el fondo del separador API, y los lodos
acumulados en el fondo de los tanques de separación por
flotación inducida (IAF: Induced Air Flotation). En la
composición de estos lodos varía fundamentalmente
el contenido de agua e hidrocarburos más que el contenido
de sólidos (Clements, et al., 1978). Podemos citar algunas
composiciones reportadas para estos lodos petrolizados: 90 % de
hidrocarburos, 5 % agua y 5 % sólidos, aunque otros
presentan composiciones de 20 % hidrocarburos, 50 % de
sólidos, y la composición de agua no es limitada
aunque tiene un límite práctico de 75 % (Jonson,
Jr. et al., 1993).
La presencia en estas fracciones del petróleo de
una elevada concentración de hidrocarburos
poliaromáticos, los cuales presentan propiedades
mutagénicas y cancerígenas, justifica que estos
residuales sean clasificados por agencias internacionales como la
EPA (Environmental Protection Agency) como altamente
peligrosos.
Los métodos tradicionales de limpieza de tanques
de almacenamiento de petróleo requieren el uso extensivo
de trabajo manual en el
interior de éstos mediante el empleo de
palas. Sin embargo, se ha tratado de reducir la exposición
del personal a
elementos tóxicos mediante la utilización de
diversas tecnologías. Las diferentes alternativas que se
han desarrollado con el objetivo de extraer estos residuales de
los tanques de almacenamiento de petróleo, incluyen en
algunos casos, la recuperación del valor energético
de estos desechos (Moran, 1989; Krajicek et al, 1992; Davis,
1979).
Se ha utilizado la aplicación de agua a
presión en la limpieza de estos tanques de almacenamiento,
y esta fase acuosa es trasladada a otros tanques para el
recobrado del petróleo contenido en ella. Posteriormente
se emplean bioemulsificadores para la extracción del
residuo oleoso remanente, para lo cual se utilizan una gran
variedad de microorganismos degradadores de petróleo, los
cuales forman emulsiones de hidrocarburos en agua mientras crecen
en estos compuestos. Como ejemplo tenemos el Mycobacterium
rhodichorous NCIB9905 que al crecer en n-decano produce un
emulsificante no iónico, la Candela petrophilium produce
un agente emulsificante compuesto de una mezcla de
péptidos y ácidos grasos, y la Pseudomona
aeruginosa produce surfactantes ramnolípidos. Estos
microorganismos en su etapa de crecimiento aeróbico en los
residuos oleosos de los tanques, liberan al medio estas
sustancias extracelulares que exhiben gran especificidad en la
emulsificación de sustratos hidrocarbonatos que contienen
compuestos alifáticos, aromáticos y
cíclicos. La adición de nutrientes es indispensable
para que este proceso fermentativo transcurra adecuadamente. Como
fuente de nitrógeno se adicionan sales de amonio como
sulfato, cloruro, o nitrato de amonio, o también urea;
como fuentes de
potasio se adicionan fosfato dibásico o monobásico
de potasio; y se debe adicionar alguna fuente de cationes
divalentes como Mg y Ca (Gutnick et al, 1981, Hannay,
1993).
Otra tecnología aplicada con frecuencia en estos
procesos, es la inyección de vapores calientes para
disminuir la viscosidad del lodo que se encuentra en el interior
de los tanques lo que facilita su extracción (Powell, J.,
E., Jr., 1998; Wartel, M., 1997; Miyasaky, M.,T, 1996).
Posteriormente, se aplican chorros a presión con
determinada relación agua / solvente (diesel), o
tensoactivos para emulsionar los hidrocarburos, proceso que se
realiza mediante recirculación continua hasta que estos
residuales son bombeados hacia otro tanque donde se realiza la
separación de fases mediante sedimentación. El agua
es trasladada a un sistema de
tratamiento de residuales líquidos y la fase
orgánica es recuperada y reintroducida en el proceso de
refinación. Típicamente el 10 % del volumen de lodo
permanece en el fondo del tanque como un residuo
semisólido (Deal et al, 1998; Jonson; Jr. et al., 1993;
Scalliet, 2000).
La sedimentación donde son separados los
hidrocarburos, agua y sólidos se produce según el
siguiente esquema:
Primera capa: hidrocarburos residuales y
agua
Segunda capa: capa acuosa fragmentada en una capa
superior libre de partículas sólidas y una inferior
conteniendo sólidos y agua.
Tercera capa: sólidos con menos del 10 % de
hidrocarburos.
Para la satisfactoria separación de estas capas
es necesario un tiempo de
residencia de 1 a 2 horas. Como puede observarse, los
sólidos resultantes contienen menos que el 10 % de
hidrocarburos, y en estas condiciones pueden ser tratados mediante
biorremediación (Clements et al, 1978).
Se han utilizados mecanismos para evitar la
formación de estos lodos en el fondo de los tanques de
almacenamiento de petróleo. Entre estos podemos citar la
circulación continua del contenido de hidrocarburo en el
tanque, mediante un chorro de combustible que se introduce
horizontalmente en el fondo de éste. Esta
circulación continua de la masa de combustible sobre todo
en la zona cercana al fondo de los tanques evita la
formación del lodo. Otros procedimientos
emplean un barrido automático en el fondo de los tanques
mediante un brazo mecánico (Deal et al,
1998).
El llamado sistema THOR utiliza agua que es calentada
con vapor de la refinería para disminuir la viscosidad del
lodo y mejorar su extracción, la cual es bombeada al
tanque mediante una bomba sumergible. El agua se mantiene
circulando durante todo el proceso de liquefacción del
contenido del tanque lo cual dura normalmente de 7 a 8
días. La temperatura
requerida para procesar el lodo depende de la estabilidad de la
emulsión, de la viscosidad del lodo y de la intensidad del
mezclado. El hidrocarburo recobrado es reintroducido en el
proceso de refinación mezclándose con el crudo en
determinadas cantidades. También se ha reportado la
adición de solventes seguida por la adición de
sales inorgánicas las cuales generan gases y
calor,
facilitando la remoción y la flotación de la fase
orgánica (Franco et al, 1996). Para esto se utiliza una
solución acuosa de sales de nitrógeno, formada
preferentemente por una sal oxidante como cloruro de amonio o
sulfato de amonio, con una sal reductora como el nitrito de sodio
en presencia de un catalizador que es un ácido
débil como el ácido acético. En esta
limpieza termoquímica se libera nitrógeno gaseoso
lo cual causa turbulencia y la flotación espontánea
del lodo, que también es calentado por la
liberación de calor en esta reacción,
solubilizándose en el solvente. Dependiendo de la
composición de estos lodos, o sea si contienen una
considerable cantidad de hidrocarburos de bajo peso molecular,
los gases pueden ser recobrados para ser reutilizados (Clements
et al., 1978)
Sistema semejante ha sido utilizado por otros autores
los cuales reportan una combinación de solventes de
extracción constituida por al menos un hidrocarburo
alifático de 8 – 10 átomos de carbono en la
molécula, al menos un hidrocarburo aromático del
tipo benceno o naftaleno, y un agente emulsificante y
dispersante. Esta mezcla tiene un gran poder de
disolución con respecto al lodo, el cual está
compuesto por hidrocarburos pesados que tienen la propiedad de
romper las emulsiones que pueden ser producidas entre
éstos y el agua. Estos constituyentes de la mezcla de
extracción tienen la capacidad de actuar como dispersantes
con las partículas de hidrocarburos y también con
las de sólidos, impidiendo que estas últimas se
aglomeren (Forster, 1984).
Como se conoce, la composición de estos lodos –
siendo una mezcla de hidrocarburos, sólidos y agua – le
impide ser directamente utilizado en las refinerías como
combustible, por lo que se requiere la remoción de las
porciones significativas de sólidos y agua. Con este
objetivo se han desarrollado diversas tecnologías como la
separación de estos sólidos de la fase acuosa
mediante filtros presurizados. Este sistema se ha aplicado a
fondos de tanques que son relativamente de fácil bombeo,
generándose un sólido de fácil
disposición. Para lograr un recobrado adicional de
productos útiles se emplea una extracción con
solventes, y los sólidos generados se tratan mediante
biorremediación (Jonson, Jr. et al.,1993 ).
Se ha utilizado extensivamente la aplicación de
la pirólisis para el tratamiento de estos residuales, en
sistemas de tratamiento que recuperan entre el 85 al 90 % de los
hidrocarburos presentes originalmente en el lodo. Esta unidad de
pirólisis trae como ventaja la generación de
gas utilizable
como combustible, y la disminución del contenido de
hidrocarburos en los residuos sólidos. Mediante la
conversión pirolítica se transforman los
hidrocarburos sólidos en gases e hidrocarburos
líquidos, y las temperaturas requeridas son de 1200
– 1800 oF. Los gases obtenidos a elevadas
temperaturas son condensados en sus constituyentes
líquidos que pueden ser utilizados en la misma unidad de
conversión pirolítica (Breu, 1995).
Alternativas de
tratamiento de los residuos sólidos
petrolizados.
Biorremediación.
La gran mayoría de las sustancias químicas
contaminantes de la industria pueden ser degradadas por los
microorganismos. Esto se produce mediante la combinación
de procesos metabólicos donde se obtiene una
degradación parcial de estos contaminantes, o mediante la
utilización de estas sustancias como sustratos de
crecimiento por los microorganismos, produciéndose, al
menos, la mineralización de parte de la molécula.
De esta forma, con la estimulación del crecimiento
microbiano in situ, puede obtenerse la destrucción
o conversión de estos contaminantes en productos menos
dañinos. Este procedimiento
conocido como biorremediación, necesita la presencia de
determinados compuestos para lograr el crecimiento microbiano,
como nutrientes, y donantes de electrones y/o aceptores de
electrones.
La mayoría de los contaminantes pueden ser
clasificados como compuestos alifáticos o
aromáticos que contienen diferentes grupos
funcionales, tales como: – OH, – Cl, – NH2, –
NO2 y – SO3. Comportándose como
donantes de electrones, estos contaminantes son oxidados como
consecuencia del metabolismo
microbiano, y en el mejor de los casos, son mineralizados. Como
ya se mencionó, algunos de los intermediarios producidos
en estas reacciones son asimilados como fuente de carbono para el
crecimiento microbiano (Bouwer et al., 1993). Las condiciones
ambientales tales como la ausencia o presencia de oxígeno,
la disponibilidad de otros aceptores de electrones como los
nitratos o los sulfatos, influyen en el grado de
degradación de estos compuestos.
Mientras los microorganismos aerobios utilizan
reacciones oxidativas para la transformación de estas
sustancias, los anaerobios utilizan reacciones de tipo
reductivas. Existen diversos mecanismos propuestos que describen
detalladamente como ocurren estos procesos (Reineke, W., 2001;
Reineke, W., 1998).
Los tratamientos de biorremediación pueden ser
realizados in situ o ex situ. Los tratamientos
in situ se aplican directamente al sitio contaminado, los
cuales pueden incluir la inyección de aire mediante
tuberías (Gruíz et al., 1995). Los tratamientos
ex situ requieren la excavación y el transporte del
suelo
contaminado, lo cual puede traer como consecuencia elevados
gastos. En
algunos casos ésto puede estar justificado por la elevada
eficiencia del proceso biológico si se realiza en
reactores de fase fluidizada, pues en estas condiciones el
contacto entre los microorganismos, contaminantes, nutrientes y
oxígeno es mayor que en el sistema en fase sólida.
Además la agitación continua garantiza la
concentración homogénea de estos contaminantes en
el reactor, y por tanto la mayor biodisponibilidad de estos
compuestos a los microorganismos que se encuentran en las
partículas de suelo (Saporano et al., 2002).
En el caso específico de la
biorremediación de los lodos petrolizados, después
de ser extraídos de los tanques de almacenamiento de
combustible mediante una tecnología conveniente, es
montado el sistema de tratamiento que incluye su mezclado con
la tierra,
nutrientes, y agua. En la actualidad se aplican variadas
tecnologías para incrementar la eficiencia de la
biorremediación, lo cual depende del tipo de sustancia
contaminante, su concentración, y las condiciones
medio ambientales. Este tipo de tecnologías de tratamiento
de residuales se han aplicado con resultados favorables a
residuos que contienen hidrocarburos aromáticos
policíclicos (HAPs) o bifenilos policlorados (BPCs), los
cuales por sus características estructurales y poca
solubilidad tienden a ser persistentes en el medio
ambiente. Además, estas sustancias presentan
propiedades cancerígenas y mutagénicas, y su
incorporación en la cadena alimenticia del ser humano
puede provocar un daño
irreversible (Angelova, B. et al, 1999).
Entre las tecnologías a las que se ha hecho
referencia anteriormente podemos citar:
- Utilización de surfactantes
químicos. - Utilización de surfactantes
biológicos o biosurfactantes. - Empleo de agentes oxidantes como el peróxido
de hidrógeno o el ozono.
Utilización de surfactantes
químicos.
Como se ha explicado, uno de los componentes
mayoritarios en estos lodos petrolizados son los hidrocarburos
aromáticos policíclicos (HAPs), los cuales son
difíciles de biorremediar debido a la baja solubilidad en
agua de estos compuestos. Además, los HAPs muestran una
gran tendencia a ser adsorbidos e incorporados
dentro de los microporos del suelo (Knaebel et al., 1994), por lo
que su biodegradación requiere, primero, la
extracción de los HAPs del suelo hacia la fase acuosa para
su posterior catabolismo por los microorganismos. Los
surfactantes mejoran o incrementan la transferencia de masa de
los contaminantes hidrofóbicos desde la fase sólida
o líquida no acuosa hacia la fase acuosa, mediante la
disminución de la tensión interfacial y mediante la
acumulación de los compuestos hidrofóbicos dentro
de la micelas (Li et al., 2002; Bardi, L., 2000).
La molécula de surfactante está
constituida por una mitad hidrofílica y una mitad
hidrofóbica. Este última es usualmente una cadena
hidrocarbonada que disminuye la solubilidad en agua de estas
moléculas, mientras la parte polar, frecuentemente
ionizable, realiza el efecto contrario, y de esta forma puede
hacer el papel de intermediario entre fases
inmiscibles.
A concentraciones inferiores a la concentración
micelar crítica
(CMC), los surfactantes existen fundamentalmente como
monómeros y no contribuyen a aumentar la solubilidad de
los HAPs, mientras que por encima de la CMC, los surfactantes
adicionados se agregan para formar micelas de tamaño
coloidal para lograr el aislamiento de su parte lipofílica
del agua. La formación de micelas permite que estos
contaminantes se introduzcan en el núcleo
hidrofóbico de las micelas, y de esta manera se aumenta la
solubilidad aparente de estos compuestos en fase acuosa (Kim et
al, 2001; Randazzo et al, 2001; Berti et al, 2000; Briganti et
al; 1999; Berti et al, 2002, Liu et al., 1995).
Lo anterior explica que la solubilidad de los HAPs sea
proporcional a la concentración de los surfactantes cuando
ésta es superior a la CMC. Cuando se emplean
concentraciones menores o cercanas a la CMC, la adición de
surfactantes no incrementa la solubilidad de los HAPs (Li et al.,
2002; Kim et al, 2001; Tiehm et al., 1994; Brown et al., 1999,
Cassidy et al, 2002). Además, se ha demostrado que a
concentraciones específicas de surfactantes, todas
superiores a la CMC, los surfactantes disminuyen la
adhesión de las bacterias a
las partículas de suelo, de tal manera que ellas se
comportan como si estuvieran en suspensión en un sistema
de crecimiento sin la presencia del suelo (Brown et al.,
1999).
Dos mecanismos son responsables de la transferencia de
los HAPs de las micelas hacia los microorganismos:
- Difusión de los HAPs a través de las
micelas a la fase acuosa y de ésta se difunde hacia los
microorganismos. - Contacto directo entre las micelas y la membrana
celular, quizás acompañada por la fusión a
la membrana, como ha sido postulado para el liposoma
fosfatidilcolina (Tiehm et al., 1994).
Para aumentar la solubilidad de los HAPs se deben
emplear surfactantes que no sean fácilmente biodegradados,
para que no inhiban la biodegradación de estos
contaminantes mediante una degradación competitiva. La
biodegradación de los surfactantes no iónicos es
más difícil cuando la parte hidrofóbica de
la molécula es ramificada y cuando se incrementa la
longitud de la cadena etoxilada. Un anillo aromático
incluido en la parte hidrofóbica de la molécula
también limita su biodegradación. Los surfactantes
conformados por estructuras
poliméricas voluminosas también son degradados
lentamente (Kim et al, 2001; Tiehm et al., 1994).
Un parámetro importante para describir las
propiedades físicas de los surfactantes es el balance
lipofílico-hidrofílico (BLH), el cual está
determinado por la relación entre las partes
hidrofóbicas y hidrofílicas de la molécula
de surfactante. Este parámetro se utiliza para estimar la
hidrofobicidad de un surfactante. Los surfactantes con menores
valores de BLH
forman micelas más grandes. Esto significa que el
núcleo de las micelas tiene un mayor volumen, si se
compara con el de surfactantes homólogos que tienen un
mayor BLH, por lo que pueden incluir en ellos más
moléculas de hidrocarburos (Li et al., 2002).
Generalmente, el incremento de la temperatura produce un
aumento de la solubilidad de estos sistemas. Sin embargo, el
mecanismo que explica el efecto de la temperatura difiere para
surfactantes de distintos tipos. En los surfactantes
iónicos el incremento de la temperatura aumenta la
agitación térmica de las moléculas de
surfactantes, y se incrementa así el espacio disponible
para la solubilización en las micelas. En las soluciones de
surfactantes no iónicos, el aumento de la temperatura
tiende a incrementar el número de agregación y por
tanto el tamaño de las micelas. Se ha reportado el
crecimiento de las micelas cuando la temperatura se incrementa de
22 a 30 oC (Li et al., 2002).
En la aplicación práctica de los
surfactantes se puede hacer referencia al procedimiento
convencional de " bombeo y tratar", en el cual la solución
acuosa (nutrientes-surfactantes) es inyectada al suelo mediante
bombeo en el sitio contaminado, y después extraída
nuevamente del suelo, de tal forma que la solución agua-
surfactante va atravesando distintas porciones del suelo
contaminado. De esta forma, el contaminante es extraído de
las partículas de suelo y esta más biodisponible
para los microorganismos degradadores (Jahnke et al, 2000; Carey,
2001)
En general, los surfactantes son vertidos al suelo o
aplicados mediante spray. La cantidad de solución que se
utiliza depende de la cantidad de hidrocarburos que están
presentes en el suelo. Típicamente el rango empleado es de
1 a 30 porciento en peso basado en el contenido de contaminantes
en el suelo. Se ha reportado el uso de soluciones constituidas
por una mezcla de surfactantes con un HLB ( balance
–lipofílico- hidrofílico) en el rango de 4.5
a 12.5 (Jahnke et al., 2000).
Después de la aplicación de la
solución de surfactante al suelo éste debe ser
mezclado, al menos, de 4 a 24 pulgadas desde su superficie
utilizando un arado, y después son aplicados los
nutrientes mediante un spray (Varadaraj et al., 1995).
También pueden ser adicionados los surfactantes y los
nutrientes al suelo en una misma solución (Varadaraj et
al., 1994, Varadaraj et al., 1996, Varadaraj et al, 1998). Estos
nutrientes son los suministradores de N y P, y entre ellos
tenemos compuestos como el nitrato de amonio, el fosfato de
amonio, urea, proteínas,
aminoácidos, fosfato amónicos de metales alcalinos
y nitratos, los cuales son solubles en agua.
Como se ha explicado anteriormente, la
utilización de surfactantes químicos incrementa la
solubilidad de los compuestos hidrocarbonatos que componen los
lodos petrolizados, y por tanto la eficiencia de la
biorremediación, pues se facilita significativamente el
contacto microorganismo
– hidrocarburo. Sin embargo, para la aplicación
práctica de esta tecnología, se deben tener en
cuenta diversos factores de los cuales depende el incremento de
la biodegradación microbiana. Entre estos podemos citar el
tipo de surfactante utilizado, lo cual esta íntimamente
relacionado con su estructura
química. Esto quiere decir que en algunos surfactantes, la
longitud de la parte hidrofílica de su molécula,
puede limitar el contacto entre el núcleo micelar y la
molécula de hidrocarburo, no siendo el más adecuado
para su utilización en estos fines. Además, la
concentración empleada de éste también juega
un rol muy importante, pues como ya se ha explicado, solamente a
concentraciones superiores a la CMC, puede incrementarse la
solubilidad de estas moléculas
hidrofóbicas.
El empleo de surfactantes en la bioremediación
in situ puede llegar a ser un tecnología muy
costosa, por lo debe estar avalada por un incremento
significativo en la eficiencia del proceso. Por esta
razón, antes de su aplicación práctica deben
realizarse ensayos a
nivel de laboratorio,
para determinar las condiciones óptimas para el diseño
del sistema tecnológico a gran escala. En estos
experimentos
se deben determinar la concentración de surfactantes que
posibilite el mayor incremento en la biodegradación de los
contaminantes, la biodegradabilidad del surfactante y su
toxicidad hacia los microorganismos autóctonos.
Utilización de
biosurfactantes.
Los microorganismos producen una gran variedad de
sustancias tensoactivas o surfactantes. Los biosurfactantes son
frecuentemente producidos por bacterias capaces de crecer en los
hidrocarburos y se ha demostrado que estimulan el crecimiento de
estas bacterias y aceleran la biorremediación. Estos
surfactantes ayudan a dispersar los hidrocarburos, incrementan su
área superficial para el crecimiento microbiano, y ayudan
a separar las bacterias de estos compuestos emulsionados,
después que los hidrocarburos que éstas utilizan
como substrato se han agotado (Ron et al., 2002).
La causa fundamental de la difícil
degradación de los compuestos hidrofóbicos de alto
peso molecular es su baja solubilidad en agua, lo cual incrementa
la adsorción de éstos al suelo al enlazarse
irreversiblemente, y limita la disponibilidad de estas sustancias
el ataque microbiano (Knaebel et al., 1994). Los surfactantes al
disminuir la tensión interfacial, extraen estas
moléculas hidrofóbicas y las hacen más
disponibles a los microorganismos (Ron et al., 2002).
La producción de biosurfactantes está
asociada a la capacidad de los microorganismos de utilizar los
hidrocarburos como sustratos. Se ha reportado la pérdida
de la capacidad de crecer en hexadecano para la Pseudomona
areuroginosa mutante PG201, al disminuir la secreción
de sus ramnolípidos extracelulares. Se ha sugerido que la
producción de determinados biosurfactantes está
condicionada por la presencia de sustratos específicos, y
la estimulación del crecimiento celular que se manifiesta
en presencia de éste, está restringida al organismo
productor solamente. Sin embargo, muchos investigadores
consideran que los microorganismos degradadores de estos
contaminantes hidrofóbicos, son capaces de utilizar los
biosurfactantes producidos por otras especies para biodegradar
los contaminantes hidrofóbicos (Ron et al.,
2002).
Existen dos tipos de biosurfactantes que son producidos
por las bacterias: los constituidos por moléculas de bajo
peso molecular y los polímeros de elevado peso molecular.
Los biosurfactantes de bajo peso molecular son generalmente
glicolípidos, en
los cuales los carbohidratos
están unidos a largas cadenas de ácidos
alifáticos, o lipopéptidos. Los bioemulsificadores,
tales como los ramnolípidos, son disacáridos que
están acilados con una larga cadena de ácidos
grasos o ácidos grasos hidroxilados. Uno de los más
estudiados es el ramnolípido producido por varias especies
de Pseudomonas, el cual está constituido por dos
moles de ramnosa y dos moles de ácido
β-hidroxidecanoico (Ron et al., 2002). Los biosurfactantes
de bajo peso molecular tienen una baja concentración
micelar crítica e incrementan la solubilidad aparente de
los hidrocarburos incorporándolos en las cavidades
hidrofóbicas de las micelas.
Los biosurfactantes de elevado peso molecular
están compuestos por polisacáridos,
proteínas, lipopolisacáridos, lipoproteínas,
o mezclas
complejas de estos biopolímeros. Estos son menos efectivos
reduciendo la tensión superficial, sin embargo son
eficientes al cubrir las gotas de hidrocarburos e impedir que
éstas se unan, emulsionando así a estas sustancias
y aumentando su área superficial (Ron et al., 2002; Rocha
et al., 1997). De esta manera, estos biopolímeros que son
producidos por la célula
al mismo tiempo que los biosurfactantes de bajo peso molecular,
emulsifican los hidrocarburos incrementando su área
superficial, mientras que los segundos, incrementan la
solubilidad y la separación de las células de
las gotas de hidrocarburos después de que estas las han
utilizado (Falatko et al, 1992). Además se caracterizan
por poseer una elevada especificidad a los substratos, por
ejemplo, algunos emulsifican eficientemente mezclas de
hidrocarburos alifáticos y aromáticos, pero no
emulsifican a estos diferentes tipos de hidrocarburos por
separado; otros pueden emulsificar hidrocarburos puros pero
solamente de elevado peso molecular. El biosurfactante de este
tipo más estudiado es producido por diferentes especies de
Acinetobacterias, el cual es un complejo de un
heteropolisacárido y una proteína, cuya actividad
superficial resulta de la presencia de ácidos grasos que
son unidos a los polisacáridos por la vía O-
éster y enlaces N- acilados (Ron et al., 2002).
Muchos de estos lípidos
que constituyen los biosurfactantes son los componentes
mayoritarios de la membrana celular, formando una doble capa de
lípidos con la parte hidrofílica hacia la parte
interior y exterior de la membrana (Falatko et al,
1992).
La cantidad liberada de estos biosurfactantes por la
célula,
depende del substrato utilizado, las condiciones ambientales, la
disponibilidad del sustrato y la actividad de la biomasa (Ron et
al., 2002; Déziel et al., 1996; Falatko et al, 1992). En
un estudio realizado sobre la producción de
biosurfactantes utilizando como sustrato naftaleno y fenantreno,
se obtuvo una menor producción de glicolípidos a
partir del fenantreno, pues éste es mucho menos soluble en
agua que el naftaleno, y las células requieren más
tiempo para adaptarse a la utilización de este sustrato
poco accesible (Falatko et al, 1992).
Si el biosurfactante está unido a la
célula, puede provocar que la superficie celular
microbiana se haga más hidrofóbica en dependencia
de su orientación. Por ejemplo, la hidrofobicidad de la
superfie celular de la Pseudomona areuginosa es muy
incrementada por la presencia de un ramnolípido unido a la
membrana celular (Falatko et al, 1992), mientras que la
hidrofobicidad de las Acinobacterias es reducida por la
presencia del emulsificador. Todo esto sugiere que los
microorganismos pueden usar sus biosurfactantes para regular las
propiedades de su superficie celular, y de esta forma, unirse o
desunirse a los hidrocarburos de acuerdo a sus necesidades.
Durante la fase de crecimiento exponencial, la emulsión
– conteniendo los hidrocarburos – es unida a la
célula en la forma de una minicápsula.
Después que son degradados todos compuestos que utiliza la
célula como substrato, ésta se separa de esta
emulsión para buscar otro substrato fresco (Ron et al.,
2002).
Las especies de Pseudomonas, las cuales son
frecuentemente aisladas de los suelos contaminados con HAPs,
producen un biosurfactante compuesto por una mezcla de diferentes
ramnolípidos extracelulares cuando crecen en substratos
insolubles (Noordman et al, 2002, Arino et al., 1996). Se ha
observado que estos compuestos producidos durante su crecimiento
en naftaleno, promueven la solubilización de este
substrato. Sin embargo, la producción de biosurfactantes
no parece estar motivada solamente, para facilitar la
asimilación de los sustratos insolubles, pues la
liberación de estos glicolípidos ha ocurrido en
sustratos solubles tales como el glicerol. La excreción de
estos biosurfactantes por la célula parece obedecer
más a una necesidad fisiológica como es la
adhesión de las bacterias a las interfases, así
como a la regulación de la hidrofobicidad de la membrana
celular, cuando se produce una limitación en la cantidad
de nutrientes como el nitrógeno. Otra posibilidad es que
estos ramnolípidos ejercen un efecto tóxico sobre
las otras especies, y de esta forma la Pseudomona
areuginosa garantiza su supremacía sobre los otros
microorganismos (Arino et al., 1998).
Se ha reportado la adsorción de los surfactantes
al suelo, lo cual se debe al alto contenido de materia
orgánica que éstos tienen (Kanaebel et al., 1994).
Este es un gran problema para la utilización
práctica de los surfactantes, y teniendo en cuenta que
unos son más afectados que otros, las propiedades de
adsorción necesitan ser caracterizadas previamente para la
determinación de cuán grave puede afectar este
fenómeno a los surfactantes generados en la
degradación de los hidrocarburos por estas bacterias
(Falatko et al, 1992).
Al parecer, solamente una mezcla de los surfactantes
producidos durante la degradación de estos hidrocarburos,
incluyendo lípidos celulares, incrementa la solubilidad y
facilita la degradación de estos compuestos. Los
lípidos celulares tienen excelentes propiedades como
surfactantes y pueden formar micelas a bajas concentraciones,
pero estos surfactantes no liberan los compuestos
orgánicos solubilizados para su degradación
(Falatko et al, 1992). Un incremento en la solubilidad aparente
del naftaleno ha sido observada cuando la concentración de
glicolípidos excretados por la especie Pseudomonas
areuginosa 19SJ excede la concentración micelar
crítica (Déziel et al., 1997).
La estabilidad de la dispersión y emulsión
de los hidrocarburos depende de parámetros químicos
y físicos, tales como el pH, la
temperatura, y la disponibilidad de oxígeno que influye
directamente en el metabolismo del substrato. La actividad del
biosurfactante es particularmente sensible a los cambios del pH,
y se ha observado que la mayor actividad del
emulsificación se ha obtenido a pH cercanos al neutral
(Rocha et al., 1997).
Los bioemulsificadores pueden ser adicionados como un
aditivo para estimular la biorremediación, sin embargo,
también se puede incrementar la concentración de
bioemulsificadores mediante la adición de bacterias que
los producen. Las bacterias que producen los bioemulsificadores
pueden también participar en la biodegradación de
los hidrocarburos, y alternativamente, pueden funcionar como una
familia de
bacterias que suministran los emulsificadores a las otras
bacterias que degradan estos contaminantes (Ron et al.,
2002).
Aunque se ha discutido mucho acerca de los mecanismos
por los cuales los microorganismos producen surfactantes,
sí se ha establecido como un hecho confirmado, que las
bacterias productoras de biosurfactantes se encuentran en mayor
concentración en los suelos contaminados por hidrocarburos
(Déziel et al., 1996).
Si comparamos los resultados que han reportado al
emplear surfactantes químicos y surfartantes
biológicos debemos decir que estos últimos son
más efectivos incrementando la biodisponibilidad de los
compuestos hidrofóbicos que los surfactantes
químicos, pues son más selectivos, menos
tóxicos, más resistentes a los cambios del medio
ambiente y
más económicos.
En la aplicación de varios surfactantes
químicos se han reportado, efectos positivos y negativos
en la biodegradación (Ron et al., 2002; Tiehm et al.,
1994; Rocha et al., 1997). Por ejemplo, en la hidrólisis
del dodecil sulfato de sodio se forman iones
HSO4- que conducen a la
acidificación del medio, y por tanto se afecta
negativamente a la población microbiana. Sin embargo, otros
surfactantes químicos como el Triton X100 o el Tween 80,
han sido utilizados con muy buenos resultados en la
biorremediación. Todo esto quiere decir que los resultados
que se obtendrían de la aplicación de este tipo de
productos con el objetivo incrementar la biodegradación
microbiana, deben ser estudiados para cada caso
específicamente, y para cada surfactante, sea de origen
biológico o químico.
En el tratamiento de los lodos petrolizados se aplican
también tecnologías basadas en la oxidación
química de estos contaminantes. Estos procesos se combinan
con la biorremediación, de tal manera que se produce
inicialmente la oxidación o transformación parcial
de estos contaminantes a compuestos más solubles en agua,
los cuales en estas condiciones pueden ser más
fácilmente biorremediados.
Se han reportado para la remediación de suelos
contaminados con hidrocarburos aromáticos
policíclicos, y/o hidrocarburos policlorinados sistemas
tecnológicos en los cuales se utilizan una
combinación de tratamientos en la siguiente secuencia:
tratamiento biológico / químico /
biológico,. De esta manera, estos hidrocarburos son
primeramente biodegradados en una digestión
aeróbica o anaeróbica en condiciones apropiadas,
obteniéndose el producto de la
primera biodigestión. Posteriormente, éste es
sometido a un tratamiento químico con peróxido de
hidrógeno en presencia de iones ferrosos, preferentemente
en un reactor en fase fluidizada donde son oxidados los
hidrocarburos, siendo en este estado
más fácilmente biodegradables. Estos productos
obtenidos son entonces sometidos a una segunda digestión
aeróbica o anaeróbica (Soni et al,
1999).
Este tratamiento químico se realiza mediante la
reacción de Fenton, donde se produce la generación
de radicales hidroxilos que facilitan la oxidación de
contaminantes tales como los fenoles, clorofenoles, bifenilos
policlorinados (BPCs), alcoholes
polivinílicos, hidrocarburos poliaromáticos (HAPs)
y clorobenceno (Nadarajah et al, 2002). La aplicación del
peróxido de hidrógeno a suelos o sistemas
acuáticos comprende una variedad de reacciones
competitivas tales como:
H2O2 + Fe2+ →
OH• + OH- + Fe3+
H2O2 + Fe3+
→
HO2• + H+ +
Fe2+
OH• + Fe2+ →
OH- + Fe3+
HO2• + Fe3+ →
O2 + H++
Fe2+
H2O2 + OH• →
H2O + HO2•
R• + Fe3+→
Fe2+ + productos
Como puede verse, la reacción de Fenton comprende
la producción de radicales hidroxilo por la acción
de los iones ferrosos en el peróxido de hidrógeno,
liberándose iones férricos e iones hidroxilos.
Posteriormente, el ión férrico cataliza la
producción de radicales hidroperóxidos e ión
hidrógeno, convirtiendose el ión férrico a
ferroso (Kukor et al, 2002; Siegrist et al., 2000; Gates –
Anderson et al., 2001).
La reacción estequiométrica simplificada
entre el peróxido de hidrógeno y el tricloroetileno
(TCE) se muestra a
continuación:
3 H2O2 +
C2HCl3 → 2 CO2 + 2
H2O + 3 HCl
Como es conocido, la hidroxilación de los
compuestos orgánicos es un paso necesario para la
degradación biológica, e incrementa la solubilidad
éstos. Como en la reacción de Fenton precisamente
lo que ocurre es la hidroxilación de estos compuestos,
este tratamiento químico incrementa la biodegradabilidad y
disponibilidad de contaminantes como los HAPs y de los
hidrocarburos policlorados. Al preceder el tratamiento
químico con una digestión aeróbica, se logra
incrementar la eficiencia del proceso químico,
quién a su vez, incrementa la efectividad del tratamiento
biológico que le sigue (Soni et al, 1999).
El tratamiento químico utilizado según
este procedimiento destruye preferencialmente los hidrocarburos
aromáticos de 4 a 6 anillos, y se obtienen HAPs
parcialmente oxidados, o sea, compuestos hidroxilados o
epoxidados que son más susceptibles a la
biorremediación que los HAPs originales, particularmente
aquellos conteniendo de 4 a 6 anillos (Soni et al,
1999).
Aunque la reacción de Fenton tiene la capacidad
de oxidar los HAPs produce una sustancial disminución del
pH del suelo a 2 o 3. A este pH muchos metales pesados se hacen
solubles y migran hacia las aguas subterráneas, y
además este rango de pH es incompatible con cualquier
forma de tratamiento biológico. Por esta razón
muchos trabajos consideran una inoculación de
microorganismos después del tratamiento químico,
pero incrementando el pH cercano al neutro, para restaurar la
población de microorganismos después de exponer el
medio a las condiciones de oxidación (Soni et al, 1999;
Kukor et al, 2002 ).
El pH óptimo para la transformación del
antraceno usando la reacción de Fenton es pH 4, y se ha
reportado para otros hidrocarburos como los BPCs y pesticidas,
que el rango efectivo para la generación de iones
hidroxilo en la reacción de Fenton es de pH 3 – 5.
En esta reacción se han utilizado generalmente relaciones
H2O2 Fe3+ desde 2:1 hasta 300:1
para la transformación de varios hidrocarburos. Sin
embargo, se evita la utilización de concentraciones
elevadas que provocan la oxidación completa de estos
contaminantes, y sólo se realiza la oxidación
parcial de estos compuestos para que se conviertan en productos
más solubles y menos tóxicos para incrementar la
degradación microbiana, o para inducir el cometabolismo de
los compuestos originales. Por supuesto, después del
pretratamiento con la reacción de Fenton, el pH debe ser
ajustado a 7 para garantizar que el medio sea biocompatible con
el desarrollo microbiano, y finalmente son adicionados los
nutrientes y el inóculo (Nadarajah et al,
2002).
Como se ha explicado anteriormente, este tratamiento de
oxidación utilizando la reacción de Fenton se
favorece a bajos pH, pues un incremento de éste disminuye
la solubilidad de los iones férricos (convertidos a partir
de los iones ferrosos por los radicales hidroxilo), que
precipitan como un complejo oxihidróxido, y como
consecuencia la eficiencia de esta reacción disminuye.
Pero por otra parte, con la utilización de un pH
óptimo de 2 no podrían ser aplicados el tratamiento
químico y el biológico al unísono, pues este
último se ve desfavorecido en estas condiciones.
Además, a bajos pH son solubilizados los metales pesados
los cuales podrían causar un gran daño al ecosistema.
Sin embargo, en la literatura se ha reportado
un tratamiento utilizando una reacción de Fenton
modificada la cual puede realizarse a pH cercanos al neutro, y de
esta forma el tratamiento químico sería más
biocompatible a la degradación microbiana (Soni et al,
1999; Kukor et al, 2002).
En este procedimiento el pH del sistema es ajustado
aproximadamente a 6 con una solución de álcali (por
ejemplo: NaOH), una solución buffer ( por ejemplo: buffer
fosfato de potasio) o carbonato de calcio. El metal de
transición empleado en esta reacción, que
fundamentalmente es el hierro, es
enlazado a un agente quelante, y esta modificación evita
su precipitación como una sal insoluble y hace el proceso
más biocompatible. Por supuesto, el quelato formado es
biodegradable, y se debe escoger de tal forma que no se una tan
fuerte al metal de transición que impida la
participación del metal en la generación de
radicales libres. Generalmente se usa el catecol o el
ácido gálico que normalmente están en los
suelos, y son fácilmente degradados por los
microorganismos, de tal forma que su utilización como
quelatos no traería ninguna contaminación adicional. Aunque esta forma
modificada de la reacción de Fenton no es tan eficiente
como la reacción sin modificar, tiene la ventaja de que es
directamente compatible con el proceso de biodegradación
al realizarse bajo condiciones de pH neutro (Kukor et al, 2002;
Nam et al., 2001).
Este procedimiento de oxidación puede ser
aplicado como un pretratamiento para los compuestos
orgánicos que serían biodegradados, o ser utilizado
como un paso posterior a la biodegradación para destruir
los contaminantes residuales. Según resultados reportados,
la biodegradación seguida por esta reacción de
Fenton modificada logró ser más efectiva que el
procedimiento inverso. Esto quiere decir que los HAPs
fácilmente biodegradables (de dos o tres anillos), son
destruidos mediante la biodegradación, y entonces la
reacción de Fenton modificada elimina los más
recalcitrantes, o sea, los de 4 y 5 anillos aromáticos.
Esto coincide con investigaciones
donde se plantea que cuando en el suelo se encuentran en forma
mayoritaria HAPs de 4 a 5 anillos, la oxidación
química es preferida como pretratamiento, y cuando los
hidrocarburos de 2 a 3 anillos abundan en el suelo, la
biodegradación es recomendada como un paso inicial, para
reducir la excesiva biodegradabilidad de los hidrocarburos (Kukor
et al, 2002; Nam et al., 2001).
Otra técnica para incrementar el tratamiento
biológico in situ de suelos contaminados, comprende
la utilización de un peróxido de metal,
fundamentalmente peróxido de magnesio, el cual es
preparado en combinación con una fuente de fosfato
(fosfatos diácidos de metales alcalinos, hidrógeno
fosfato de metales alcalinos, fosfato de amonio, fosfato
diamónico, o mezclas de éstos). La
intercalación con el peróxido de esta fuente de
fosfato, extiende el período de la liberación del
oxígeno hasta aproximadamente 30 días, debido al
efecto que ejerce la estructura molecular del fosfato. De esta
manera, se hace más lento el proceso de liberación
del oxígeno del peróxido, y se incrementa el
potencial redox del suelo durante toda la duración del
tratamiento. Las concentraciones empleadas de peróxido de
magnesio hacen que este no ejerza un efecto tóxico,
además de que la adsorción de trazas de magnesio es
esencial para la bioquímica
celular (Koenigsberg et al, 1993).
Otros de los agentes oxidantes empleados es el ozono
(O3), el cual ha sido aplicado mediante su
inyección en el subsuelo para remediar compuestos
orgánicos en zonas de aguas subterráneas. El ozono
es un agente oxidante extremadamente fuerte, no es dañino
al medio y puede oxidar compuestos como benceno y los HAPs. Su
descomposición es afectada significativamente por el pH,
su concentración y la presencia de radicales libres (por
ejemplo, el HCO3-). La presencia de
sustancias inorgánicas (por ejemplo, OH-,
Fe-2) y compuestos orgánicos (por ejemplo,
sustancias húmicas) pueden iniciar y promover la
descomposición del ozono mediante reacciones en cadena de
tipo radical (Siegrist et al., 2000). La descomposición
del ozono en agua se produce mediante un proceso que es limitado
por la reacción inicial del ozono con los iones hidroxilo
para obtener radicales hidroperóxidos e iones
superóxidos:
O3 + OH- →
HO2• +
O2–
Los contaminantes oxidables por el ozono incluyen HAPs,
pesticidas e hidrocarburos alifáticos (incluyendo
moléculas alifáticas saturadas). La reacción
de descomposición simplificada del ozono con el TCE se
muestra a continuación:
O3 + H2O +
C2HCl3 → 2
CO2 + 3 HCl
Debido a la elevada reactividad e inestabilidad del
ozono, éste es producido on site mediante
generadores eléctricos. La descomposición del ozono
genera una oxigenación que beneficia significativamente la
biorremediación. La aplicación de esta
tecnología en un sitio contaminado depende de las
condiciones presentes en dicha zona. Se han desarrollado sistemas
de oxidación química in situ donde se
inyecta ozono intermitentemente junto con aire comprimido
mediante conductos verticales en aguas subterráneas
contaminadas (Siegrist et al., 2000).
Las cantidades de ozono requeridas para la
remediación de sitios contaminados con HAPs, varía
en un amplio rango en dependencia de las características
de dicho sitio, y el nivel de contaminación. Se ha
reportado que al menos dos horas de exposición directa al
ozono son requeridas para remediar algunos sitios contaminados
con estos compuestos (Siegrist et al., 2000). Con estas
tecnologías se han logrado remediar suelos contaminados,
lodos, playas, lagunas y otros sistemas acuíferos
incluyendo lagos.
Se han desarrollado diferentes tecnologías entre
las cuales se puede citar el empleo de cámaras de mezclado
agitadas donde el ozono es inyectado. El tamaño de
partícula de los suelos tratados debe ser pequeño
(1,27 cm ) para incrementar la accesibilidad del ozono hacia los
hidrocarburos contaminantes, así como asegurar una
vigorosa agitación y mezclado (Bradley, J., P.,
2002).
En estos sistemas se utilizan opcionalmente un
tratamiento de oxidación primaria con oxidantes como el
peróxido de hidrógeno, permanganato, persulfato,
etc., junto a la utilización de surfactantes y
catalizadores metálicos para facilitar estas reacciones de
oxidación. Entre estos catalizadores podemos citar
metales, óxidos metálicos, aleaciones
metálicas, que pueden alcanzar una transición a un
estado de oxidación superior como el hierro,
níquel, manganeso, cobalto, cobre, etc. De
la reacción del peróxido de hidrógeno con
estos materiales contaminados se libera dióxido de carbono
y otros gases como consecuencia de la oxidación de los
compuestos orgánicos menos estables. Este tratamiento
inicial facilita la transferencia de estos contaminantes a la
fase acuosa donde ellos son directamente accesibles al ozono,
además de oxidar los compuestos más
fácilmente oxidables, lo que disminuye la cantidad de
ozono a inyectar y el tiempo de tratamiento. La adición de
bases se recomienda si la mezcla tiene carácter
acídico, pues el tratamiento con ozono es más
efectivo en condiciones ligeramente básicas. La
aplicación de calor y/o presión adicional puede
realizarse para acelerar la reacción (Bradley, J., P.,
2002).
Como se ha explicado anteriormente, se puede lograr un
significativo incremento en la biorremediación de los
residuos oleosos, empleando la oxidación química
combinada con la degradación biológica, mediante la
transformación parcial de estos contaminantes a
través de los procesos de oxidación, en productos
de más fácil degradación. Utilizando la
reacción de Fenton combinada con el biotratamiento, la
biodegradación es de 2 a 4 veces superior a la lograda con
la aplicación individual de estas técnicas. Se ha
reportado en el tratamiento químico –
biológico de suelos contaminados en reactores de fase
fluidizada, que el pretratamiento de Fenton durante 48 horas en
presencia de un surfactante no iónico, seguido
posteriormente por 7 días de tratamiento biológico,
trae como resultado la destrucción del 80 – 85% de
los HAPs. De esto puede concluirse, que la reacción de
Fenton incrementa considerablemente la efectividad del
tratamiento biológico para los hidrocarburos de elevado
peso molecular como los HAPs, y las eficiencias que se han
obtenido demuestran que los productos de la reacción de
Fenton no son tóxicos para el cultivo microbiano
(Nadarajah et al, 2002).
Estos tratamientos de oxidación se llevan a cabo,
fundamentalmente, en reactores de fase fluidizada, donde es
posible la introducción de inóculos y
nutrientes para iniciar la etapa de biodegradación aerobia
o anaeróbica, según sea el caso, después de
realizada la oxidación previa de estos compuestos. Se
utilizan comúnmente surfactantes químicos para
incrementar la transferencia de los hidrocarburos desde la fase
sólida a la fase líquida e incrementar la
efectividad de la acción de los agentes oxidantes. La
combinación de la aplicación de surfactantes y
agentes oxidantes, puede conducir al establecimiento de un
proceso tecnológico muy efectivo para el tratamiento de
estos residuales.
Con la oxidación química de los residuales
sólidos petrolizados, se puede lograr una
destrucción rápida y total de éstos, pero la
utilización de reactores y generadores de ozono hace esta
tecnología muy costosa. Es por esto que una variante muy
utilizada es la combinación de agentes oxidantes como el
peróxido de hidrógeno el cual se incorpora a los
tratamientos de biorremediación in situ, para
incrementar el potencial redox del medio microbiano, y facilitar
la biotransformación de los hidrocarburos.
La bioaumentación es la aplicación de
microorganismos a los sitios contaminados, o en los bioreactores
donde son tratados estos desechos, para acelerar la
descomposición de los contaminantes. A pesar de los
avances que se han obtenido en la utilización de la
bioaumentación en el tratamiento en pequeña escala
de lodos activados, y en los bioreactores para el tratamiento de
aguas residuales, esta técnica no ha sido ampliamente
aplicada. Esto se debe a que la bioaumentación es menos
predecible y controlable que la destrucción química
o biológica de los contaminantes (Limbergen et al,
1998).
En la bioaumentación se han utilizado grupos de
bacterias que son aisladas de los sitios contaminados, pero
también se pueden emplear microorganismos que son
modificados genéticamente, y que tienen la capacidad de
degradar diferentes compuestos químicos. Existen muchas
investigaciones sobre la adición de especies de bacterias
a los lodos activados, las cuales actúan como donantes de
plásmidos catabólicos a las especies
autóctonas. La transferencia de estos plásmidos a
las bacterias indígenas, juega un rol importante en la
adaptación de estos microorganismos a la presencia de
compuestos recalcitrantes, y como consecuencia, incrementa la
acción biodegradadora de estos microorganismos (Limbergen
et al, 1998; Watanabe, 2001).
La adaptación de las bacterias a los compuestos
xenobióticos cuando le son transferidos estos
plásmidos por los microorganismos inoculados, se debe a
que éstas adquieren nuevas características
genéticas. Esta transferencia puede ocurrir entre
diferentes especies, como gram-positivas y gram-negativas, e
incluso entre bacterias, levaduras y plantas. La mayor
limitación de la transferencia de genes en el medio
ambiente, puede deberse a la baja probabilidad de
que células de diferentes especies de bacterias, se
encuentren bajo condiciones que las hacen fisiológicamente
competentes para donar o recibir material genético
(Limbergen et al, 1998).
Los aspectos principales que determinan la eficiencia,
la eficacia y el
costo de la bioaumentación, son la naturaleza de
los xenobióticos, las condiciones fisicoquímicas, y
el potencial metabólico de la microbiota. El proceso de
mineralización de los contaminantes está precedido
por un período de aclimatación, que es el tiempo
que transcurre entre la inoculación y el inicio de la
degradación de estos compuestos, donde las bacterias
inducen las enzimas y se
producen mutaciones o cambios genéticos (Limbergen et al,
1998).
La adaptación de las bacterias inoculadas es el
prerrequisito indispensable para obtener una actividad
degradativa óptima, y en esto puede influenciar el
tamaño del inóculo y el tiempo necesitado por estas
especies para su crecimiento. Se han incrementado las
posibilidades de sobrevivencia de estos microorganismos
adicionados al suelo, con una etapa de preadaptación en un
medio mínimo en condiciones similares a las presentes en
el suelo, en cuanto a concentración y tipo de
contaminantes, de tal manera que ésto pudiera evitar los
problemas
causados por el impacto que se produce al ser cambiado
bruscamente el medio en que viven estos microorganismos
(Limbergen et al, 1998).
La degradación de los contaminantes por
diferentes especies de la comunidad
microbiana, también puede ocasionar efectos negativos pues
se pueden formar productos intermedios que son tóxicos,
por lo que es necesario el
conocimiento de la vía metabólica de los
organismos inoculados (Limbergen et al, 1998).
Se ha reportado la utilización de la
técnica de bioaumentación en biorreactores de lecho
fluidizado, para mejorar la degradación de los
poliaromáticos presentes en los sedimentos que se han
extraído del fondo de los puertos como el de Nueva York.
La aplicación de microorganismos degradadores de HAP
(Paenibacillus validus PR-P1, Arthrobacter sp.
PR-P3 y Sphingomonas sp. PR-P12), no incrementó la
biodegradación al ser adicionados con un contenido
microbiano de 106 y 108 células/mL
(Lauren et al, 2002).
El potencial de degradación de los hongos
lignodegradadores hacia los compuestos recalcitrantes, tales como
los fenoles clorinados, pesticidas, bifenilos clorinados (BPCs) e
hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), ha
sido objeto de intenso estudio. La habilidad de estos
microorganismos para degradar una gran variedad de compuestos se
atribuye, en parte, a la acción de las enzimas
lignolíticas. Sin embargo, se ha reportado que con la
bioaumentación empleando este microorganismo en suelos
contaminados por derrames de petróleos, no se ha obtenido
un efecto significativo en el incremento de la eficiencia de la
biorremediación, lo cual es debido a que la competencia por
los nutrientes entre las bacterias del suelo y este hongo, ejerce
un papel inhibitorio hacia este organismo (Baheri et al,
2002).
La utilización como inóculo de los
microorganismos autóctonos del suelo contaminado, tiene la
ventaja de que estos ya están adaptados a los
contaminantes que van a ser degradados. Estas especies son
cultivadas en un medio de crecimiento donde se utilizan como
substrato los propios hidrocarburos presentes en el suelo, que
son extraídos utilizando un solvente apropiado. Sin
embargo, según se ha reportado en algunos casos, no se han
logrado incrementos notables en la velocidad del
proceso en tratamientos ex situ en reactores de fase
fluidizada, lo cual se atribuye a que puede haber existido una
insuficiente adaptación de estas especies a las
condiciones del reactor (Saporano et al, 2002).
Se conoce un método analítico novedoso
para cuantificar los microorganismos durante el proceso de
bioaumentación de forma rápida y no destructiva,
mediante la utilización del gen lux derivado de la
Vibrio sp, cuya bioluminiscencia ocurre
instantáneamente y depende de la concentración
celular y de la actividad metabólica. De esta manera, el
gen lux ha sido aplicado en la determinación de
microorganismos y contaminantes específicos, mediante su
incorporación en los microorganismos inoculados. Con este
procedimiento los degradadores de xenobióticos con este
gen incorporado, son adicionados al suelo contaminado para el
estudio de la bioaumentación, y el comportamiento
de los microorganismos es evaluado mediante la detección
bioluminiscente (Tanaka et al, 2002).
Se conoce la preparación de inóculos de
hongos para la bioaumentación de suelos contaminados, los
cuales son combinados con grandes cantidades de sustratos
orgánicos o desechos de la agricultura,
pero esta técnica es muy trabajosa y la calidad del
inóculos obtenido es muy variable. Mejores resultados
mostró la fabricación de estos inóculos de
hongos en forma de pastillas, en las cuales están
incluidas el portador, los nutrientes, y el hongo que se
encuentra formando una capa cubriendo esta estructura. Como
sustrato utilizado en estas pastillas podemos citar el
aserrín de álamo, el almidón, granos de
harina y lignosulfato de calcio. Posteriormente, la pastilla
conformada por estos constituyentes, es cubierta por un hidrogel
de alginato de sodio el cual contiene la biomasa del hongo. El
crecimiento de estos microorganismos y la actividad degradadora
que éstos presentan, puede ser predeterminada en cada
inóculo. Esta estructura en forma de pastillas donde esta
incorporado el hongo, proporciona suficiente fuerza
mecánica, la cual es indispensable en la
aplicación a los suelos donde el daño a los
cultivos de hongos puede ocurrir como consecuencia de los
procesos de destrucción y remoción del suelo, lo
cual puede disminuir el potencial del inóculo (Lestan et
al, 1996).
La efectividad de la bioaumentación depende de la
sobrevivencia y actividad de los microorganismos en el suelo. Los
hongos introducidos con esta técnica, presentan una gran
resistencia al
ataque de las bacterias y hongos autóctonos del suelo. La
presencia de una capa de hongos que se encuentra cubriendo la
pastilla, limita el acceso a los nutrientes, presentes en el
interior de la pastilla, a los microorganismos autóctonos,
y de esta forma, mediante esta ventaja competitiva se garantiza
el crecimiento y sobrevivencia de los hongos inoculados (Lestan
et al, 1996).
Si comparamos los resultados que se han obtenido en el
empleo de la bioaumentación, con los efectos logrados en
el incremento de la biodegradación de los hidrocarburos
utilizando surfactantes y procesos de oxidación, podemos
decir que con la introducción de microorganismos en
sistemas de biorremediación in situ, o en reactores
de fase fluidizada, se han reportado resultados muy
contradictorios, y en muchas ocasiones negativos. Los procesos
cometabólicos que se generan entre las distintas especies
autóctonas que se encuentran en los sitios contaminados,
son difíciles de reproducir a nivel de laboratorio en las
cepas que serían inoculadas, inclusive utilizando especies
modificadas genéticamente. Es por esto que de todas las
tecnologías anteriormente discutidas, la
bioaumentación es la que menos se ha utilizado para
incrementar la biorremediación de los
contaminantes.
- La utilización de agua calentada con vapor de
la refinería disminuye la viscosidad de los lodos
petrolizados, facilitando su extracción de los tanques
de almacenamiento de combustibles. - Se logra una extracción adicional de
hidrocarburos de los lodos petrolizados cuando se aplican
chorros a presión con determinada relación agua /
solvente (diesel), o surfactantes para emulsionar los
hidrocarburos. - La fase orgánica de los residuales
líquidos extraídos se recupera mediante
sedimentación y reintroducción en el proceso de
refinación. - La eficiencia de la biorremediación de los
residuales sólidos se incrementa si se emplean
tecnologías como la utilización de surfactantes
químicos o biológicos, y la utilización de
agentes oxidantes como el peróxido de
hidrógeno. - El empleo del ozono como agente oxidante es muy
efectivo para el tratamiento de residuales, pero su
aplicación práctica requiere el empleo de
reactores fluidizados y generadores de ozono, haciendo costosa
su ejecución. - La bioaumentación es una tecnología con
la que no siempre se logran buenos resultados, por lo que no se
propone su utilización.
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Ing. Eloy Companioni Damas
MSc José Alfonso Álvarez
González
Dr. Miguel A. Díaz Díaz
Centro de Investigaciones del
Petróleo.
Washington # 169 esquina Churruca, Cerro. Ciudad de la
Habana, Cuba.