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Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 27(3) 241-252, 2011
BIORREMEDIACIÓN DE SUELO CONTAMINADO CON HIDROCARBUROS EMPLEANDO
LODOS RESIDUALES COMO FUENTE ALTERNA DE NUTRIENTES
Adriana MARTÍNEZ-PRADO
1*
, Ma. Elena PÉREZ-LÓPEZ
2
, Joaquín PINTO-ESPINOZA
1
,
Blanca Amelia GURROLA-NEVÁREZ
1
y Ana Lilia OSORIO-RODRÍGUEZ
1
1
Instituto Tecnológico de Durango, Blvd. Felipe Pescador # 1830 Ote. Col. Nueva Vizcaya, C. P. 34080,
Durango, Dgo., México. *Autor responsable: adriana.martinez@orst.edu
2
Centro Interdisciplinario de Investigación para el Desarrollo Integral Regional (IPN-CIIDIR) Unidad Durango,
Sigma 119, Fracc. 20 de Noviembre, C. P. 34220, Durango, Dgo., México.
(Recibido junio 2010, aceptado enero 2011)
Palabras clave: biorremediación, hidrocarburos del petróleo, suelos contaminados, nutrientes
RESUMEN
En la presente investigación se evaluó el proceso de biorremediación aeróbica de un
suelo contaminado con hidrocarburos de petróleo empleando lodos residuales (biosóli-
dos), provenientes de una planta de tratamiento de aguas residuales (PTAR) domésticas
de la localidad, como fuente alterna de macro y micronutrientes. La contaminación
del suelo fue resultado de derrames accidentales de diesel, aceite y grasas en la unidad
minera San Antonio perteneciente al grupo Goldcorp México, ubicada en el municipio
de San Dimas, en Tayoltita, Durango. Se realizaron experimentos a escala laboratorio
y piloto, ajustados a capacidad de campo y a una relación carbono:nitrógeno (C:N)
= 10:1, en los cuales se evaluaron el efecto de la adición de nutrientes, la densidad
del material a remediar y la in±uencia del tamaño de la partícula en el proceso de
degradación. Se demostró que los lodos residuales propiciaron la estimulación de los
microorganismos nativos del suelo y estos últimos a su vez fueron los responsables
de degradar los hidrocarburos. Los hidrocarburos fueron empleados como fuente de
carbono y de donador de electrones, acoplando la reacción de óxido-reducción con
el oxígeno que fungió como aceptor de electrones. El suelo sometido a remediación
aeróbica alcanzó el límite máximo permisible (LMP) establecido en la normatividad
mexicana vigente (NOM-138-SEMARNAT/SS-2003) en los experimentos realizados
a ambas escalas y se propone como alternativa para que la empresa minera cumpla con
el programa Industria Limpia, al que está adscrita de manera voluntaria.
Keywords: bioremediation, contaminated soils, nutrients, petroleum hydrocarbons
ABSTRACT
In this research an aerobic bioremediation process, of a petroleum hydrocarbon con-
taminated soil, was evaluated using residual sludge (biosolids) from a local domestic
wastewater treatment plant, as an alternative micro and macro nutrient source. Con-
tamination of the soil resulted from accidental spills with hydrocarbons, mainly diesel,
gasoline, and residual oils, from the San Antonio mining unit which belongs to Goldcorp
México Company, located in Tayoltita, from the municipality of San Dimas, Durango.
A. Martínez-Prado
et al.
242
Laboratory and pilot experiments were conducted, adjusting soil water content to feld
capacity and carbon:nitrogen (C:N) ratio to 10:1, evaluating the eFFect oF addition oF
nutrients, density oF the material being remediated, and the in±uence oF soil particle
size in the remediation process. It was demonstrated that the biosolids stimulated the
native microorganisms oF the polluted soil; consequently the hydrocarbon degradation
process was accelerated. The hydrocarbons were used as carbon and electron donor
source, coupling the oxidation-reduction reaction with oxygen which served as the
electron acceptor. Treated soil was remediated and reached the maximum permissible
limit (MPL), established in the Mexican current regulations (NOM-138-SEMARNAT/
SS-2003), at both stages, and it is recommended as an optional process to the mining
company to Fulfll with the Clean Industry Program.
INTRODUCCIÓN
Los problemas de contaminación en el ámbito
local, nacional e internacional son parte de nuestra
vida cotidiana; es preocupante la manera en cómo
se han ido degradando los ecosistemas de nuestro
planeta, y la capa superfcial de la corteza terrestre
no es la excepción. La actividad industrial ha oca-
sionado uno de los problemas más serios en materia
de contaminación de suelos, donde el derrame de
hidrocarburos derivados del petróleo ocupa uno de
los primeros lugares.
En México, y como consecuencia de varios siglos
de actividad minera, la industria de la química bá-
sica, petroquímica y de refnación del petróleo, han
producido grandes cantidades de residuos peligrosos
diFíciles de cuantifcar. Se sabe que en 1999, de acuer-
do a ciFras publicadas por el INEGI-INE (2000), los
sitios contaminados, aún en las estimaciones más
conservadoras, ascendían a varios miles de lugares
y éstos eran equivalentes a 25 967 km
2
de superfcie
de suelo degradado.
La actividad minera del estado de Durango ocupa
uno de los primeros lugares a nivel nacional. Den-
tro de sus empresas mineras destaca la mina San
Antonio, con un área aproximada de 261.56 km
2
,
perteneciente al grupo Goldcorp México y se ubica
en el municipio de San Dimas, en Tayoltita, Durango.
En 1995, la mina ingresó al programa de Auditoría
Ambiental y como resultado de la misma se detectó
suelo natural contaminado con hidrocarburos, cerca
de 800 toneladas, el cual Fue confnado en un alma-
cén. Lo anterior debido al mantenimiento propio de
la maquinaria y equipos dentro de la empresa. Para
resolver este problema la empresa buscó asesoría
para establecer una tecnología de remediación que
Fuera sencilla, ±exible, de bajo costo y que permitiera
alcanzar los niveles aceptables en la normatividad
mexicana vigente (SEMARNAT 2003, Gurrola-
Nevárez 2008, Osorio-Rodríguez 2010).
Existen numerosas tecnologías de remediación de
suelos contaminados y de acuerdo a Volke y Velasco
(2002) se pueden agrupar en 3 tipos: a) biológicos
(biorremediación, bioestimulación, ftorremediación,
biolabranza, etc.), en donde las actividades metabó-
licas de ciertos organismos permiten la degradación,
transFormación o remoción de los contaminantes a
productos metabólicos inocuos; b) fsicoquímicos
(electrorremediación, lavado, solidifcación/estabili-
zación, etc.), aquí se toma ventaja de las propiedades
Físicas y químicas de los contaminantes para destruir,
separar o contener la contaminación; y c) térmicos
(incineración, vitrifcación, desorción térmica, etc.),
en los cuales se utiliza calor para promover la vola-
tilización, quemar, descomponer o inmovilizar los
contaminantes en un suelo.
La biorremediación puede emplear organismos
autóctonos del sitio contaminado o de otros sitios
(exógenos), puede realizarse
in situ
o
ex situ
, en con-
diciones aerobias (en presencia de oxígeno) o anaero-
bias (sin oxígeno). 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, solventes, explosivos,
cloroFenoles, pesticidas, conservadores de madera e
hidrocarburos aromáticos policíclicos, en procesos
aeróbicos y anaeróbicos (Leahy y Colwell 1990,
Dott
et al
. 1995, Dragun y Barkach 2000, Semple
et al.
2001, Wan
et al
. 2002, Volke y Velasco 2003,
Boopathy 2004, Rivera-Espinoza y Dendooven 2004,
Lee
et al
. 2007).
Además se ha incursionado en el desarrollo de
tecnologías emergentes e innovadoras tales como la
ftorremediación, electrorremediación y electrobio-
rremediación, en donde si bien es cierto hoy en día la
inFormación es limitada, la investigación desarrollada
respalda su uso y se encuentra cobrando auge (de la
Rosa-Pérez
et al.
2007, Olguín
et al
. 2007, Unzueta-
Medina 2010).
BIORREMEDIACIÓN DE SUELO CONTAMINADO CON HIDROCARBUROS
243
Sin duda muchas son las alternativas reportadas
como exitosas, pero para seleccionar la tecnología
de remediación adecuada se debe tener en conside-
ración: a) características del sitio, b) tipo de contami-
nante, concentración y características fsicoquímicas,
c) propiedades fsicoquímicas y tipo de suelo a tratar
y d) costo (Volke y Velasco 2002).
Por otra parte, los lodos residuales o biosólidos
son el subproducto resultante del tratamiento bioló-
gico de las aguas domésticas, que cuando no se tiene
un plan de manejo de los mismos causan impacto al
ambiente y a la salud de la población (SEMARNAT
2002) y por tal motivo son considerados como resi-
duos peligrosos (SEMARNAT 2005). Sin embargo
estos lodos residuales, cuando no contienen sustan-
cias tóxicas, pueden ser compostados y ser usados
para mejorar la calidad de los suelos y estimular a
la población microbiana para que promueva la de-
gradación de contaminantes orgánicos, ya que son
ricos en materia orgánica, macro y micro nutrientes.
Además, los lodos residuales contienen una alta
diversidad microbiana, mucho más grande que la de
cualquier suelo Fértil.
Ya que los microorganismos son los agentes
primarios de la degradación de contaminantes orgá-
nicos en el suelo, una premisa es que al incrementar
la densidad microbiana en un suelo contaminado, se
puede también acelerar la degradación de los conta-
minantes orgánicos como los hidrocarburos (Wan
et
al
. 2002, Lee
et al.
2007).
De acuerdo a lo anterior, el proceso más amplia-
mente usado es la biorremediación y la variable a con-
trolar es la bioestimulación de los microorganismos
nativos del suelo a través de la adición de nutrientes
(Fuente alterna). Tal aseveración está basada en el
hecho de que la entrada de grandes cantidades de
carbono (hidrocarburos) perturba el balance natural
de nutrientes en el sistema ocasionando una rápida
disminución de otros, como el nitrógeno y el FósForo,
y con ello se reduce o detiene la tasa de crecimiento
bacteriano.
Como ya se mencionó, los lodos residuales contie-
nen grandes concentraciones de nitrógeno inorgánico,
FósForo y materia orgánica, lo que los hace ideales
para estimular la actividad microbiana del suelo.
Los lodos residuales pueden ser usados como Fuente
alterna de macro y micro nutrientes y al estimular la
actividad microbiana se logrará una mayor degra-
dación de los hidrocarburos presentes en el suelo,
siempre y cuando la concentración de patógenos,
metales pesados y compuestos orgánicos tóxicos sea
baja (Rivera-Espinoza y Dendooven 2003). Dicha
práctica resulta benéfca para el ambiente, dándole
un uso a lo que comúnmente se ha venido manejando
como un desecho.
La biorremediación es un proceso de mineraliza-
ción, al que también se le conoce como composteo.
Dicho proceso es usado para estabilizar los lodos
residuales y del cual se obtiene el humus como
producto, mismo que Funge como mejorador de las
características Físicas de un suelo (Haug 1980). Lo
que resulta de la combinación de suelo con hidrocar-
buro y lodos residuales es un suelo mejorado en sus
características Físicas y sin el contaminante, apto para
ser usado en cualquier actividad agrícola.
Con base en dichos antecedentes y para resolver
el problema de suelo contaminado de la mina, la
presente investigación tuvo como objetivo evaluar al
proceso aeróbico de biorremediación como sistema
de tratamiento, considerando para esto el uso de lodos
residuales como Fuente alterna de nutrientes.
MATERIALES Y MÉTODOS
Para evaluar el eFecto de los lodos residuales
de una planta tratadora de aguas residuales de la
localidad, como Fuente alterna de nutrientes, en
la biorremediación de un suelo contaminado con
hidrocarburos, procedente de una unidad minera,
se establecieron pruebas a nivel laboratorio en dos
etapas y una más a escala piloto.
Lo anterior se realizó a través de diseños expe-
rimentales que evaluaron el eFecto de la adición de
lodos Frescos y mineralizados, como Fuente alterna de
nutrientes, a una relación C:N de 10:1; la densidad del
material a remediar, la cual se modifcó a través de la
adición de vermiculita (material inerte) como agente
corrector y se contrastó con el eFecto de los lodos;
así como la in±uencia del tamaño de la partícula en
el proceso de degradación. Todos los tratamientos
se mantuvieron a capacidad de campo del mismo
(Gurrola-Nevárez 2008, Osorio-Rodríguez 2010).
Procedencia del suelo a tratar
El suelo contaminado a remediar provino de los
talleres del grupo Goldcorp México (antes Luismin
S. A. de C. V.), Unidad Minera San Antonio, en el
municipio de San Dimas Tayoltita, en el estado de
Durango, México. El muestreo Fue eFectuado por la
propia empresa y enviado hasta las instalaciones del
IPN-CIIDIR en la Ciudad de Durango, en donde se
realizaron las pruebas experimentales.
Procedencia de los lodos
Los lodos residuales (biosólidos) empleados
A. Martínez-Prado
et al.
244
fueron recolectados de la planta tratadora de aguas
residuales (PTAR) del Club Campestre de Durango
A. C., ubicada al sur de la ciudad. En la etapa a nivel
laboratorio se emplearon lodos frescos, mientras
que en la escala piloto se usaron los mismos lodos
recolectados pero ya mineralizados, por el tiempo
transcurrido (2 a 14 meses). Tanto el suelo como los
lodos fueron tamizados con una malla de 2 mm antes
de ser usados en los diferentes tratamientos.
Análisis realizados
La biorremediación es producto de la actividad
aeróbica bacteriana y para ello es necesario establecer
sus requerimientos nutricionales y físicos, de aquí que
el material empleado en la formulación de los trata-
mientos fue caracterizado con base en lo siguiente:
Lodos residuales
: Coliformes fecales (CF),
materia orgánica (MO), nitrógeno total (N
T
), con-
tenido de carbono, humedad y densidad (ρ). Cabe
mencionar que los lodos residuales son considerados
como residuos peligrosos, por el alto contenido de
coliformes fecales que contienen, entre otras cosas
(SEMARNAT 2002, SEMARNAT 2005).
Suelo a remediar
: pH, conductividad eléctrica
(CE), concentración de hidrocarburos (como hidro-
carburos totales de petróleo, [HTP]), materia orgáni-
ca, capacidad de campo (CC), textura, sólidos ±jos,
cuenta estándar de microorganismos mesofílicos,
contenido de carbono, humedad y coliformes fecales.
La concentración de hidrocarburos del petróleo se
determinó empleando la técnica TNRCC Method 1005
(TNRCC 2001), cuanti±cado como concentración de
hidrocarburos totales del petróleo en matrices sólidas
y acuosas, usando cromatografía de gases con detector
de ionización de ²ama (Gurrola-Nevárez 2008).
Para determinar el pH y la CE, se pesaron 10 g
de muestra y se mezclaron con 90 mL de agua pu-
ri±cada; la muestra se agitó constantemente durante
1 h y posteriormente se realizó la medición de pH y
CE del extracto. Los medidores se calibraron según
las especi±caciones del fabricante.
Todos los análisis se realizaron de acuerdo al
procedimiento establecido por el método estándar
de análisis (APHA 2005).
Relación carbono-nitrógeno
Para que los microorganismos trabajen de manera
adecuada deben tener a su disposición una buena
cantidad y relación de nutrientes (macro y micro).
La más importante es la de carbono:nitrógeno, por
ser macronutrientes, la cual para procesos de biorre-
mediación va de 10:1 a 30:1. Aunque con relaciones
mayores la atenuación natural ocurre a velocidades
menores, gracias a bacterias ±jadoras de nitrógeno,
según informan Acuña
et al.
(2008). Tomando como
base que una baja relación C:N ofrece mayores velo-
cidades de degradación, los tratamientos a evaluar en
este trabajo se establecieron a una relación de 10:1
empleando nutrientes inorgánicos.
Pruebas de degradabilidad
Las pruebas de degradabilidad se hicieron partien-
do de la consideración de que los nutrientes encontra-
dos en los biosólidos (lodos residuales) estimularían
a los microorganismos nativos presentes en el suelo
contaminado, bajo condiciones aeróbicas para efec-
tuar la degradación de los hidrocarburos totales de
petróleo presentes en el mismo. Para que esto no fuera
motivo de variación entre los tratamientos se igualó
la relación de C:N a 10:1, excepto los controles, con
solución de medio mineral (SMM) y fertilizante
(sulfato de amonio). Se realizaron pruebas a escala
laboratorio (2 etapas) y una piloto como se resume
en la
fgura 1
y se describe a continuación.
Escala laboratorio
Primera etapa
Para establecer la in²uencia de los microorga-
nismos de los lodos en la biorremediación éstos se
usaron de dos formas: esterilizados (en una autoclave
a 120 ºC y una atmósfera de presión, por 15 minutos)
y sin esterilizar.
De acuerdo a lo anterior se establecieron 4 trata-
mientos (por triplicado), el diseño de experimentos se
muestra en el
cuadro I
y
la formulación de los mis-
mos en el
cuadro II
. Los tratamientos se evaluaron
en matrices de 1 kg en frascos limpios de vidrio de
2 L, se taparon con torundas de algodón envueltas
en gasa para permitir el paso del aire y todos a ca-
pacidad de campo.
La capacidad de campo es la cantidad de agua
óptima, retenida en contra de la gravedad sin anegar
el sistema, que necesitan los microorganismos para
su metabolismo y depende de la formulación de la
matriz. Para mejorar la humedad en la incubadora se
introdujo una charola con agua y se mantuvo a nivel
constante a lo largo del experimento.
Cada tres días, por un periodo de 50 días, se mo-
nitoreó pH, CE, contenido microbiano y concentra-
ción de HTP, a cada una de las matrices. La relación
carbono:nitrógeno (C:N) fue de 10:1; elegido con
base en la revisión bibliográ±ca (Rivera-Espinoza y
Dendooven 2003, Acuña
et al.
2008).
BIORREMEDIACIÓN DE SUELO CONTAMINADO CON HIDROCARBUROS
245
CUADRO I.
DESCRIPCIÓN DE LOS TRATAMIENTOS PARA CADA UNA DE LAS ETAPAS
1ª Etapa (nivel laboratorio)
1 kg masa total. Incubada a 30 ºC y mantenidas a capa-
cidad de campo durante 50 días
2ª Etapa (nivel laboratorio)
6 kg masa total. Incubada a 30 ºC y mantenidas a capacidad de campo
(excepto LY1) durante 50 días
Fuente de
nutrientes
Tratamientos
Evaluación
Fuente de
nutrientes
Tratamientos
Evaluación
Sin
nutrientes
LX1: SCC
Testigo (AN,
ajustado a CC)
Sin nutrientes
LY1: S
AN (Sin ajustar a CC)
LY2: SCC
Testigo (AN, ajustado a CC)
LY3: SCC + V
Infuencia de la vermiculita
como modi±cador de densidad
Con
nutrientes*
LX2: SCC + MM Nutrientes de origen
inorgánico
Con nutrientes*
LY4: SCC + L
Infuencia de lodos como
modi±cador de densidad
LX3: SCC + LE
Con nutrientes y sin
MO en lodos
LX4: SCC + L
Con nutrientes y con
MO en lodos
3ª Etapa (escala piloto)
150 kg masa total. Experimentación durante 75 días a temperatura ambiente y mantenidas a capacidad de campo
Fuente de
nutrientes
Tratamientos
Evaluación
Sin
nutrientes
P1: SCC
Testigo (AN, ajustado a CC) en suelo tamizado
P3: SCC + V
Infuencia de la densidad en la degradación
P4: SCC + P
AN, ajustado a CC, en suelo sin tamizar
Con
nutrientes*
P2: SCC + LM + N
E²ecto de los nutrientes en los lodos y el ²ertilizante
* Relación C:N = 10:1; Suelo (S) Piedra (P) Medio mineral (MM) Lodo estéril (LE) Lodo sin esterilizar (L) Lodo mineralizado (LM)
Vermiculita (V) Microorganismos (MO) Sul²ato de Amonio
(N) Atenuación natural (AN ) Suelo a capacidad de campo (SCC)
Fig. 1.
De±nición de las variables evaluadas en las
tres etapas experimentales
1
a
Etapa
(nivel laboratorio)
Evaluar si los lodos residuales fungían como fuente de nutrientes estimulando la
degradación de los HTP comprándolo con una fuente inorgánica de nutrientes
(SMM); el rol de los microorganismos presentes en los lodos y en el suelo en la
degradación; el efecto físico de la materia orgánica (L) sobre el sistema (disminución de
la densidad y aumento de la porosidad del suelo) y medir la atenuación natural en un
suelo solo y sin modificar (testigo)
2
a
Etapa
(nivel laboratorio)
Con base en los resultados de la 1
a
etapa se formularon nuevos tratamientos para
determinar si las diferentes densidades de las matrices evaluadas influyeron en la
degradación de los HTP
3
a
Etapa
(escala piloto)
Tomando como base los resultados de las 2 etapas previas, se escaló el proceso para
evaluar si se conservaba la misma tasa de degradación. Además, se evaluó la influencia
del tamaño de la partícula en la atenuación natural del suelo contaminado a capacidad
de campo.
A. Martínez-Prado
et al.
246
Balance de nutrientes
Para cumplir la relación C:N =10:1 en los tra-
tamientos, excepto el testigo, se tomó en cuenta el
contenido de nitrógeno y carbono en el suelo y en
los lodos, los cálculos correspondientes se realizaron
haciendo uso de la Ecuación 1 propuesta por Tcho-
banoglous (1993):
10
g N en el Suelo
+
g N en
el Lodo
g C en el Suelo
+
g C en
el Lodo
=
(1)
Para establecer la relación C:N en el tratamiento
de suelo sin lodos se utilizó medio mineral (MM).
El MM se preparó agregando a un litro de agua 2
g de nitrato de amonio (NaNO
3
), 1.5 g de fosfato
de potasio monobásico (KH
2
PO
4
), 1.5 g de fosfato
de potasio dibásico (K
2
PO
4
), 0.5 g de sulfato de
magnesio heptahidratado (MgSO
4
•7H
2
O), 1 g de
cloruro de sodio (NaCl) y 1 mL de solución Ferro-
ácido etilendiaminotetraacético (3.6 mM ±eCl
3
+ 50
mM EDTA) (Unzueta-Medina 2010). Dado que al
mismo tiempo se debía ajustar la humedad, el MM
se concentró tanto como fue necesario.
Segunda etapa
Se establecieron 4 tratamientos de acuerdo con
el diseño de experimentos (
Cuadro I
). Consistieron
en matrices de 6 kg en recipientes rectangulares de
plástico; cada uno se dividió en tres secciones iguales,
empleando una malla plástica con el Fn de tomarlas
como replicas (triplicado).
La humedad se mantuvo constante agregando a
cada tratamiento la cantidad de agua que se perdía
por evaporación, la cual se determinó por diferencia
de peso de cada una de las unidades experimentales.
El contenido de agua varía según la capacidad de
campo de cada matriz, por lo que cada tratamiento se
ajustó a su propia capacidad de campo, evitando así
la anegación del material. Cabe destacar que al dis-
minuir la densidad, la porosidad del sistema aumenta
y con ello es más eFciente la aireación (presencia
de oxígeno). La formulación de los tratamientos se
describe en el
cuadro II
.
Escala piloto
Se escaló el proceso a nivel piloto (25 veces)
tomando como base los resultados de los estudios
de la segunda etapa a nivel laboratorio (Gurrola-
Nevárez 2008). Debido a que el material se tamizó,
excluyéndose gravas y piedras impregnadas de
hidrocarburos, se incluyó un tratamiento indepen-
diente (P4) de 6 kg, similar a las matrices evaluadas
en la segunda etapa (
Cuadro I)
. Lo anterior con la
Fnalidad de evaluar la in²uencia del tamaño de la
partícula en la atenuación natural del suelo conta-
minado a capacidad de campo.
La formulación de los tratamientos propuestos
se resume en el
cuadro III
, los cálculos se hicieron
considerando satisfacer la relación C:N = 10:1, capa-
cidad de campo (% de humedad) y densidad.
Balance de nutrientes
Los balances se realizaron de acuerdo a lo esta-
blecido en las pruebas de laboratorio pero en este
caso empleando un fertilizante comercial, sulfato
de amonio (NH
4
)
2
SO
4
, por su facilidad de manejo,
en vez del MM. Dicho fertilizante es de naturaleza
química con fórmula N-K-P, 21 % de nitrógeno y
CUADRO II.
±ORMULACIÓN DE LOS TRATAMIENTOS A NIVEL LABORATORIO
Componente
1ª Etapa
2ª Etapa
LX1
LX2
LX3
LX4
LY1
LY2
LY3
LY4
Suelo, g
1000
1000
647
647
6000
6000
5280
2760
Lodos frescos, g
----
----
353
353
----
----
-----
3240
Medio mineral, mL
----
200
----
----
----
----
-----
----
Agua, mL
200
----
----
----
----
1080
1643
2276
Vermiculita, g
----
----
-----
----
----
----
180
----
Ver descripción de los tratamientos en el
cuadro I
CUADRO III.
±ORMULACIÓN DE LOS TRATAMIENTOS
A ESCALA PILOTO
Componente
P1
P2
P3
P4
Suelo (S), kg
150
125
146.25
4.62
Lodos mineralizados
(LM), kg
----
25
-----
----
Vermiculita (V), kg
----
----
3.75
----
(NH
4
)
2
SO
4
(N), kg
----
4.95
----
----
Agua, mL
18.12
36.69
23.85
0.78
Piedra (P), kg
----
----
----
1.38
Ver descripción de los tratamientos en el
cuadro I
BIORREMEDIACIÓN DE SUELO CONTAMINADO CON HIDROCARBUROS
247
24 % de azufre, de color café pardo y en forma de
cristales en la presentación estándar.
Para cumplir la relación C:N = 10:1 se tomó en
cuenta el contenido de nitrógeno en los lodos, en el
fertilizante y en el suelo, así como el contenido de
carbono en el suelo y en los lodos, haciendo uso de
la Ecuación 2 como a continuación se detalla (Tcho-
banoglous 1993):
10
kg N en el suelo
+
kg N en el lodo
+
x
(
kg N en fertilizante
)
kg C en el suelo
+
kg C en el lodo
=
(2)
La formulación de cada tratamiento fue pesada,
homogeneizada perfectamente y colocada en tres
bastidores de madera de dimensiones de 100
x
96
x
14 cm, debidamente identiFcadas.
La toma de la muestra se realizó cada tres días de
manera aleatoria empleando el método de cuarteo,
para así obtener una muestra representativa de 100
g. En cada toma el material era mezclado de forma
manual, haciendo uso de una pala para proporcionar
una distribución uniforme.
Se monitorearon las características físicas, quí-
micas y microbiológicas de cada una de las matrices
cada 72 horas, durante los primeros 50 días de ex-
perimentación; posteriormente se tomó una muestra
por semana durante 25 días más.
Análisis de la información
Los datos obtenidos, a nivel laboratorio y piloto,
se normalizaron y con ello se establecieron las ciné-
ticas de degradación. Las diferencias entre las velo-
cidades de degradación fueron validadas mediante
un análisis de pendientes separadas y la prueba de
medias Newman-Keuls a una α = 0.05, utilizando
el software STATISTICA versión 7
®
(StatSoft Inc.
2004).
Para establecer el peso de la variación encontrada
es común usar los valores de ± y p en estadística. A
mayor valor de ± mayor es el soporte para decir que
existen diferencias signiFcativas entre los tratamien-
tos. Por otra parte, p es el valor de probabilidad, esto
se interpreta al revés, entre menor es el valor (ej:
0.00001) implica la posibilidad de estar equivocado
cuando se dice que son diferentes.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Es importante destacar que se trabajó con dos
lotes de suelo contaminando enviados por la empresa
minera. Dichos lotes fueron diferentes en contenido
de HTP y textura.
El primer lote contenía 51 191 ² 2746 mg HTP
kg
–1
suelo (ppm), mientras que en el segundo fue
de 1752 ² 46 mg HTP kg
–1
suelo. El primero se
utilizó en los experimentos a escala laboratorio y
el segundo en la escala piloto. El lote de suelo em-
pleado en la escala piloto estuvo muy por debajo
del límite máximo permisible (LMP) establecido
por la norma para suelo de uso industrial (5000 mg
HTP kg
–1
suelo). Aún así se decidió trabajar con este
suelo para evaluar la alternativa de tratar un suelo
CUADRO IV.
CARACTERIZACIÓN DE SUELO SOMETIDO A TRATAMIENTO
Parámetro
Nivel laboratorio
Escala piloto
HTP
(mg HTP kg
–1
de suelo seco)
51 191 ² 2 746
1 752 ² 46
Cuenta estándar de mesóFlos
(U±C g
–1
suelo)
38 600
108
Coliformes fecales
(U±C g
–1
suelo)
170
1 500
Materia orgánica
% base seca (cenizas)
9.43 ² 0.59
12.15 ² 0.23
Contenido de carbono
(% base seca)
5.24 ² 0.33
7.03 ² 0.98
Humedad (%)
1.92 ² 0.29
1.65 ² 0.17
Capacidad de campo (%)
14.83 ² 1.83
12 ² 0.07
Textura
Areno limoso:
% de arena = 81.28
% de limos = 15.28
% de arcilla = 3.44
±ranco arenoso:
% de arena = 78.72
% de limos = 18.36
% de arcilla = 2.92
pH
6.96 ² 0.044
8.46 ² 0.14
Conductividad eléctrica (µS cm
–1
)
516 ² 9
302.5 ² 16.37
HTP: Hidrocarburos totales de petróleo; U±C: Unidades formadoras de colonias
A. Martínez-Prado
et al.
248
que pudiera ser destinado para fnes agrícolas, cuyo
LMP es de 1200 mg HTP kg
–1
suelo.
Caracterización del suelo
El suelo contaminado sometido a tratamiento pro-
cedió de 2 lotes diFerentes, los resultados obtenidos
en la caracterización se detallan en el
cuadro IV
.
Caracterización de los lodos residuales (biosóli-
dos)
Escala laboratorio:
Se utilizó un solo lote de
lodos para todos los experimentos considerados en
las 2 etapas a nivel laboratorio, pero con diFerentes
tiempos de madurez. En la primera etapa se usó el
lodo recién generado (Fresco) y en la segunda etapa
se emplearon los lodos remanentes que permanecie-
ron a la intemperie por dos meses. Los resultados se
presentan en el
cuadro V.
Escala Piloto:
Para esta etapa los lodos estaban
mineralizados, con una madurez de 14 meses, por lo
que Fueron caracterizados de nuevo, los resultados
están en
el cuadro VI
.
Pruebas de degradabilidad
Los resultados obtenidos se normalizaron, debido a
que las diFerentes Formulaciones modifcaron el conte-
nido de hidrocarburos. En otras palabras, a tiempo cero
los tratamientos contenían diFerentes concentraciones
de hidrocarburos debido a la Formulación de los mis-
mos. De tal Forma que se cuantifcó el porcentajes de
HTP removidos con respecto a la concentración inicial
en cada matriz, para así comparar las efciencias de
remoción alcanzadas por los tratamientos.
Escala laboratorio
Se monitoreó CE, pH, HTP y microorganismos
mesoFílicos cada tres días, por triplicado y durante
50 días; así como la cantidad de coliFormes Fecales
al inicio del experimento y hasta que alcanzaron el
límite máximo permisible por la norma NOM-004-
SEMARNAT-2002 (SEMARNAT 2002).
Primera etapa
: Las cinéticas de degradación a
lo largo de 50 días no mostraron diFerencias esta-
dísticas signifcativas entre ellas (± = 0.51554 y p
= 0.67252). Esto indica que todos los tratamientos
mostraron la misma velocidad en la degradación del
hidrocarburo; pero al compararse las cinéticas de 0
a 18 días, entonces sí existieron diFerencias signif-
cativas (± = 7.382, p = 0.0108) entre ellos, además
de un comportamiento lineal correspondiente a una
reacción de primer orden.
De acuerdo con lo anterior los mejores tratamientos
Fueron los que contenían lodos residuales con una re-
moción de 78.9 ² 1.70 % (LX3: suelo a capacidad de
campo + lodo estéril) y del 82.3 ² 3.21 % (LX4: suelo
a capacidad de campo + lodo sin esterilizar), contra
68.53 ² 5.82 % (LX1: suelo a capacidad de campo) y
de 69.79 ² 5.76 % (LX2: suelo a capacidad de campo
+ MM)
(
Fig. 2
). De aquí que el mejor tratamiento
Fue LX4, sin embargo no se logró alcanzar el LMP
establecido por la normatividad (SEMARNAT 2003).
CUADRO V.
CARACTERIZACIÓN DE LODOS A ESCALA
LABORATORIO
Parámetro
1ª Etapa
2ª Etapa
Nitrógeno total (%)
5.72
2.00
Materia orgánica (%)
34.92
27.50
Contenido de carbono (%)
19.40
15.29
Humedad (%)
89.66
7.39
Densidad (kg L
–1
)
1.7508
0.958
ColiFormes Fecales (U±C g
–1
)
143 456.00
--------
CUADRO VI.
CARACTERIZACIÓN DE LODOS A ESCALA
PILOTO
Parámetros
Valor
pH
7.57
² 0.05
Conductividad eléctrica, (µS cm
–1
)
385.00
² 12.58
Contenido de nitrógeno, (%)
1.57
² 0.02
Contenido de carbono, (%)
33.75
² 2.58
Materia orgánica, (%)
39.95
² 0.84
Densidad (g mL
–1
)
0.3942 ² 0.02
Humedad, (%)
9.25
² 0.56
ColiFormes Fecales, (U±C g
–1
suelo)
1 900
Cuenta estándar de mesóflos,
(U±C g
–1
suelo)
104 000
Capacidad de campo, (%)
21.48
² 1.37
Fig. 2.
Comparación de la degradación de HTP escala labora-
torio: 1ª Etapa, las barras indican la desviación estándar
entre las 3 repeticiones de cada punto
LX1 (SCC)
LX3 (SCC+LE)
Tiempo (días)
Concentración normalizada de HTP
LX2 (SCC+MM)
LX4 (SCC+L)
50
40
30
20
10
0
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
0.9
1
BIORREMEDIACIÓN DE SUELO CONTAMINADO CON HIDROCARBUROS
249
En el pH se observó un incremento de aproxima-
damente 2 unidades (pH fnal entre 8 y 8.5) en todos
los tratamientos. El rango recomendado para una
buena degradación aeróbica de hidrocarburos en el
suelo oscila entre 5 y 9, con un óptimo de 7 (Dragun
y Barkach 2000).
En relación a la CE, el tratamiento Formulado con
MM (LX2) presentó valores 4 veces mayor que en
los otros tres tratamientos (LX1, LX3 y LX4) como
era de esperarse por la presencia de sales en el medio.
Sin embargo los valores no ±uctuaron a lo largo de
los 50 días de experimentación.
La adición de nutrientes en los biosólidos es-
timuló a los microorganismos nativos del suelo
contaminado. Estos degradaron a los hidrocarburos,
empleándolos como Fuente de carbono y donador
de electrones, en un proceso aeróbico al utilizar al
oxígeno como aceptor de electrones.
Segunda etapa
: La degradación de los HTP Fue
monitoreada a lo largo de 50 días, encontrándose
que las diFerencias entre las cinéticas de remoción
Fueron estadísticamente signifcativas (² = 163.391
y p = <0.01). Además, el análisis de las pendientes
de las curvas (ANOVA de una vía), para los datos
de 0 a 18 días, mostraron una tendencia lineal con
una tasa de utilización de primer orden, indicando
que también existieron diFerencias signifcativas (²
= 134.65 y p = <0.01).
El tratamiento con mayor pendiente (tasa de utili-
zación de sustrato o remoción) Fue el correspondiente
a LY3 (suelo a capacidad de campo + vermiculita),
lo cual confrma la in±uencia que tiene la baja den-
sidad de la matriz, lo que propicia un intercambio
de aire (oxígeno) mayor. Sin embargo cabe resaltar
que el porcentaje de degradación Fue menor que el
alcanzado en LY4.
El tratamiento LY1, suelo sin ajustar a capacidad
de campo, Fue empleado como testigo de atenua-
ción natural y la concentración de HTP permaneció
prácticamente constante a lo largo del experimento
(7.59 ³ 2.24 %).
De nueva cuenta, el tratamiento de suelo a ca-
pacidad de campo (LY2) presentó una remoción
considerable (59.78 ³ 3.43 %); lo cual indica que
existió sufciente transFerencia de oxígeno hacia la
matriz de suelo por no estar anegado, permitiendo que
los microorganismos degradaran los hidrocarburos
de Forma natural y sin ayuda de Fuentes alternas de
nutrientes.
En LY3 (suelo a capacidad de campo + vermi-
culita) se alcanzó una remoción del 80.34 ³ 1.43 %;
atribuible a la in±uencia que tiene el haber modif-
cado la densidad de la matriz, lo que permitió una
mayor diFusión de oxígeno.
Por último, el mejor tratamiento Fue LY4 (suelo a
capacidad de campo + lodos sin esterilizar); se alcanzó
el LMP establecido por la norma (5000 mg HTP kg
–1
suelo) con un 93 ³ 3.25% de remoción. Se considera
que los microorganismos Fueron estimulados gracias
a la adición de los nutrientes presentes en los biosóli-
dos como Fuente alterna, demostrándose el éxito del
proceso de remediación. La concentración fnal del
tratamiento LY4 Fue de 1789 ³ 840 mg HTP kg
–1
de
mezcla en base seca. El comportamiento de los por-
centajes de remoción de HTP se observa en la
fgura 3
.
El pH y la CE (500 µS cm
–1
) mantuvieron el mis-
mo comportamiento que en la primera etapa.
Escala piloto
Esta prueba se eFectuó tomando como base los
resultados de la 2ª etapa experimental a nivel labo-
ratorio. Se hizo el escalamiento a 25 veces el mate-
rial tratado con respecto a la segunda etapa a nivel
laboratorio y se evaluó el eFecto de los nutrientes, la
humedad y la densidad del material a remediar en la
degradación de los hidrocarburos a la misma relación
de C:N (10:1). Se utilizó un testigo correspondiente
al proceso de atenuación natural y la in±uencia del
tamaño de partícula del material. La humedad de
todos los tratamientos se ajustó a la CC propia de la
matriz a evaluar.
El análisis de los resultados indicó que los tra-
tamientos P1 (suelo a capacidad de campo) y P3
(suelo a capacidad de campo + vermiculita) Fueron
estadísticamente iguales con un porcentaje de remo-
ción muy similar, de 67 ³ 1.19 % y 66 ³ 1.06 %, res-
pectivamente. El tratamiento P2 (suelo a capacidad
Fig. 3.
Remoción (%) de hidrocarburos escala laboratorio: 2ª
Etapa, las barras indican la desviación estándar entre las
3 repeticiones de cada punto
Tiempo (días)
Remoción de HTP (%)
LY1 (S)
LY3 (SCC+V)
LY2 (SCC)
LY4 (SCC+L)
50
40
30
20
10
0
0
20
40
60
80
100
120
A. Martínez-Prado
et al.
250
de campo + lodos mineralizados + fertilizante) fue
diferente estadísticamente con una remoción del 58
± 2.68 %. En la
fgura 4
se observan las cinéticas de
remoción de las diferentes formulaciones.
En el tratamiento P4 (suelo a capacidad de campo
+ piedra), en donde solamente se evaluó la inFuencia
del tamaño de partícula (suelo sin tamizar) se logró
una remoción de 33 ± 1.78 %; mismo que no fue
analizado estadísticamente por la diferencia de escala
en la masa tratada (
Cuadro I
).
Se presentó una ligera disminución del pH en los
tratamientos a lo largo del experimento, oscilando
entre un rango de 7 y 8. La CE en los tratamientos
P1 y P3 fue muy similar, del orden de 300 µS cm
–1
,
permaneciendo constante a lo largo de los 75 días;
mientras que para P2 inició con valores de 4500 µS
cm
–1
y ²nalizó con 3500 µS cm
–1
.
Es importante destacar que la concentración de
HTP del lote de suelo sometido a tratamiento en la
tercera etapa fue muy bajo, 1752 ± 46 mg HTP kg
–1
de suelo, comparado con el nivel de concentración
del suelo remediado en la escala laboratorio. Esto
indica que el suelo con²nado en el almacén de la
empresa minera procede de distintos puntos y que
la concentración no es homogénea.
Con el ²n de respaldar los resultados de la degrada-
ción de HTP, en ambas escalas, se enviaron muestras
de suelo contaminado a analizar al laboratorio certi-
²cado ALS Laboratory Group. Los resultados fueron
muy similares a los encontrados en los análisis propios.
Comparación con otros autores
De acuerdo con Lee
et al
.
(
2007), la adición de
nutrientes tales como nitrógeno y fósforo en una rela-
ción de C:N:P que va desde 100:10:1 hasta 500:10:1
a suelos contaminados con hidrocarburos, incrementa
la velocidad de remoción de dichos contaminantes,
lo cual fue comprobado en el presente trabajo. Estos
autores obtuvieron entre un 42 y 51 % de remoción en
el suelo contaminado con HTP después de 105 días,
agregándole un fertilizante al suelo contaminado,
mientras que el valor de atenuación natural fue de
18 % después del mismo periodo.
En el presente trabajo se logró mayor porcentaje
de remoción en tratamientos de suelo de característi-
cas similares. El suelo fertilizado se puede comparar
al suelo + medio mineral (69.79 ± 5.7 % de remoción)
y en atenuación natural se obtuvo un 7.59 ± 2.24 %.
Lee
et al
.
(
2007) trabajaron con volúmenes menores
de suelo contaminado, proporcionándole menor ai-
reación y sin ajustar a capacidad de campo. Las va-
riaciones pueden deberse al cambio en esos factores.
Wan
et al
.
(2001) realizaron un experimento en
el cual mejoraron la degradación de hidrocarburos
agregando materiales orgánicos, entre ellos lodos
residuales. Ellos encontraron que la mejor relación
suelo:lodo residual fue del 1:0.5 en base húmeda
(sin tomar en cuenta la relación C:N), obteniendo
una remoción superior al 98 %, mientras que para
suelo solo, obtuvieron un 65 % de remoción. Esto se
puede deber a diferencias en los tratamientos, ya que
en dicho experimento, se mantuvieron los tratamien-
tos a aireación constante. Ellos encontraron que la
cinética de degradación de HTP es bien descrita por
una ecuación de primer orden, especialmente para
los primeros 15 días. En la presente investigación se
con²rman dichos resultados.
CONCLUSIONES
El proceso de biorremediación aerobia de suelo
contaminado con hidrocarburos de petróleo, a nivel
laboratorio y piloto, alcanzó tasas de remoción del
66 al 93 %, donde el mejor tratamiento fue el que
contenía lodos residuales (biosólidos) como fuente
alterna de nutrientes. La mineralización o madu-
rez de los lodos inFuyó en la tasa de remoción de
hidrocarburos, entre más frescos mayor remoción.
La densidad fue también un factor importante para
aumentar el porcentaje de degradación.
Mantener los suelos a capacidad de campo y con
aireación constante es también un buen estimulante
de la Fora nativa y permitió remociones entre el 60
y 70 %, lo cual es una buena alternativa cuando no
existen plantas de tratamientos de aguas residuales
cerca a los sitios contaminados.
Con base en un análisis de los resultados, se de-
terminó que tanto la presencia de nutrientes, como
Fig. 4.
Comportamiento de la concentración normalizada de
HTP en el proceso aeróbico de biorremediación a escala
piloto, las barras indican la desviación estándar entre las
3 repeticiones de cada punto
Tiempo (días)
Concentración normalizada
de HTP
P1 (SCC)
P3 (SCC+V)
P2 (SCC+LM+N)
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0.7
0.8
0.9
1
BIORREMEDIACIÓN DE SUELO CONTAMINADO CON HIDROCARBUROS
251
la densidad y la cantidad de agua disponible, fueron
factores que ayudaron a la remoción de los HTP; sin
embargo, fue la mezcla de estos tres factores la que
mejores resultados brindó, lográndose al agregar los
biosólidos al suelo contaminado.
El empleo de desechos orgánicos de fácil de-
gradación como aditivos o correctores de densidad,
resulta una alternativa técnicamente factible, viable
y sencilla que favorece la degradación de contami-
nantes orgánicos en suelos a través de procesos de
composteo, ya que éstos mejoran las propiedades del
sistema y aportan nutrientes para mantener activas
las poblaciones microbianas.
AGRADECIMIENTOS
Esta investigación fue Fnanciada por ±ondos
Mixtos Durango (Clave: DGO-2006-CO1-44107),
por la DGEST (Clave: 915.09-P), por el grupo minero
Goldcorp México (Usuario), ITD e IPN-CIIDIR.
Beca de estudios de maestría por CONACyT México
y beca de licenciatura del programa incorporación de
estudiantes a la investigación (DGEST).
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