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ESCUELA TÉCNICA SUPERIOR DE INGENIEROS DE MINAS Y ENERGÍA Titulación: Graduado en Ingeniería de los Recursos Energéticos, Combustibles y Explosivos PROYECTO FIN DE GRADO DEPARTAMENTO DE ENERGÍA Y COMBUTIBLES ANÁLISIS ESTADÍSTICO DE LA EVOLUCIÓN TEMPORAL DE UN PROCESO DE BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS CON DIESEL IGNACIO ALDONZA BARRENA SEPTIEMBRE DE 2018 ESCUELA TÉCNICA SUPERIOR DE INGENIEROS DE MINAS Y ENERGÍA Titulación: Graduado en Ingeniería de los Recursos Energéticos, Combustibles y Explosivos ANÁLISIS ESTADÍSTICO DE LA EVOLUCIÓN TEMPORAL DE UN PROCESO DE BIORREMEDACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS CON DIESEL Realizado por Ignacio Aldonza Barrena Dirigido por Marcelo Fabián Ortega Romero Departamento de Energía y Combustibles Índice I. ABSTRACT .............................................................................................................. 1 II. RESUMEN ................................................................................................................ 1 1. Objetivos y Alcance .................................................................................................. 2 2. Biorremediación de hidrocarburos en suelos ............................................................ 4 2.1 Introducción y antecedentes ............................................................................... 4 2.2 Cantidad y estado del hidrocarburo ................................................................... 5 2.3 Tipos de Hidrocarburos ...................................................................................... 9 2.3.1 Hidrocarburos alifáticos o saturados ................................................................ 9 2.3.2 Hidrocarburos aromáticos ................................................................................ 9 2.3.3. Resinas .......................................................................................................... 10 2.3.4 Asfaltenos ....................................................................................................... 10 2.3.5 Productos derivados del petróleo ................................................................... 10 2.4 Biorremediación ............................................................................................... 11 2.5 Factores abióticos: PH, Humedad, Temperatura y Oxígeno ............................ 14 2.6 Factores bióticos: Poblaciones Microbianas, Nutrientes, Surfactantes y Tipo de Suelo 16 2.7 Modelo lineal ................................................................................................... 20 2.8 Contraste de Hipótesis ..................................................................................... 21 2.9 Legislación ambiental en suelos contaminados ............................................... 23 3. Materiales y Métodos .............................................................................................. 26 3.1 Tipos de Suelo ................................................................................................. 26 3.2 Caracterización del Diésel ............................................................................... 27 3.3 Caracterización de Nutrientes y Surfactantes .................................................. 28 3.3.1 Fertilizante Oleofílico .................................................................................... 28 3.3.2 Fertilizante de liberación lenta ....................................................................... 30 3.3.3 Surfactante ...................................................................................................... 30 3.4 Diseño del Experimento y del Muestreo .......................................................... 31 3.5 Preparación del suelo ....................................................................................... 32 3.6 Preparación y Análisis de las Muestras ........................................................... 33 3.7 Cuantificación de TPHs ................................................................................... 34 3.8 Modelo lineal ................................................................................................... 34 3.9 Datos utilizados en los modelos ....................................................................... 34 4. Resultados y Análisis .............................................................................................. 37 4.1 Nivel de Concentración 1 ................................................................................. 39 4.1.1 Suelo 1 ............................................................................................................ 39 4.1.2 Suelo 2 ............................................................................................................ 41 4.2 Nivel de Concentración 2 ................................................................................. 43 4.2.1 Suelo 1 ............................................................................................................ 43 4.2.2 Suelo 2 ............................................................................................................ 45 5. Conclusiones ........................................................................................................... 48 6. Bibliografía ............................................................................................................. 51 7. Estudio Económico ................................................................................................. 54 ANEXO A: Tabla de Datos ............................................................................................ 56 1 ABSTRACT The purpose of this research is to find a mathematical model, by using statistical tools, to predict the time evolution of the total petroleum hydrocarbons (TPH) concentrations in the bioremediation process of diesel-contaminated soils. The relevance of this mathematical model is that it enables making precise comparisons to determine the efficiency of different treatments and the influence of both soil and concentration levels. In the process of attaining this model, a series of experiments were performed; taking into account two types of soil, two concentration levels of hydrocarbons and six possible treatments. During a year, 1824 laboratory tests were spread all over eight field campaigns in plots of 4x4 m. The results of these experiments show that the bioremediation process of contaminated soils can be adjusted to an exponential model, a first order kinetic equation, and the accurate comparisons have demonstrated satisfactory results on the efficiency of some treatments. RESUMEN El propósito de este estudio es utilizar herramientas estadísticas para hallar el modelo matemático que prediga la evolución temporal de la concentración del total de hidrocarburos del petróleo (TPH) en un proceso de biorremediación de suelos contaminados con hidrocarburos. Para alcanzar este objetivo se desarrolló un diseño de experimentos, que incluyó dos tipos de suelo, dos niveles de concentración de hidrocarburos y seis tratamientos. Se realizaron 1824 tests de laboratorio divididos en 8 campañas durante un año en parcelas de 4 x 4 m. Los resultados obtenidos muestran que el proceso de biorremediación pude ajustarse a un modelo exponencial, una ecuación cinética de primer orden, y las comparaciones han demostrado resultados satisfactorios en la eficiencia de algunos tratamientos. 2 1. Objetivos y Alcance Analizar mediante un modelo estadístico la eficiencia de diferentes tratamientos en función del suelo y las concentraciones. Los objetivos más específicos serán: Encontrar un modelo estadístico que prediga la evolución temporal del total de hidrocarburos del petróleo presentesen los diferentes tipos de suelo. Comparar los modelos aplicados a los diferentes tipos de suelo y los diferentes tratamientos aplicados al suelo. En base a los estudios previos realizados identificar a través del modelo estadístico el tratamiento y la concentración más eficientes. Para la consecución de estos objetivos se han llevado a cabo una serie de ensayos, a lo largo de un año de experiencia, en campo (en parcelas de tierra situadas en la refinería de Puertollano), al mismo tiempo que se replicaban dichos ensayos en laboratorio a través de microcosmos. Previamente a estas fases de experimentación, en campo y laboratorio, se han llevado a cabo una caracterización físico-química de los suelos y productos contaminantes a utilizar en las parcelas, caracterización biológica de los suelos y una caracterización de los nutrientes y surfactantes que se van a utilizar en el proceso de biorremediación. Con este estudio se decide utilizar los siguientes factores a ser tomados en cuenta en el diseño de experimentos: Tipo de suelo: suelo I y suelo II. Concentración de gasóleo: 10.000 y 20.000 ppm. Fertilizante de liberación lenta: Sí y No Fertilizante oleofílico: Sí y No Surfactante: Sí y No Con estos factores y manteniendo la humedad constante durante el proceso se realiza el diseño de experimentos equilibrado que consta en un total de 24 ensayos realizados por duplicado con lo que en total se montaron 48 parcelas de 4 m x 4 m en la refinería de Repsol en Puertollano y 24 microcosmos montados en los laboratorios de la Universidad de Granada. 3 Con los experimentos definidos se intenta ajustar un modelo matemático que prediga la evolución temporal de las concentraciones de hidrocarburo en función de los factores antes descritos con el principal objetivo de encontrar la mejor combinación de factores que hacen que las tasas de biodegradación de hidrocarburos sea la más efectiva y llegar a resultados concluyentes de los efectos predominantes en un proceso de biorremediación. 4 2. Biorremediación de hidrocarburos en suelos 2.1 Introducción y antecedentes La industria de la refinería del petróleo es una de las industrias con mayor producción en el mundo. Europa occidental, Estados Unidos y América Latina poseen las capacidades más grandes de refino y enormes inversiones son hechas cada año en equipamientos, su modernización y mantenimiento, incluyendo la prevención y tratamiento de los accidentes contaminantes (Rajasekar, Maruthamuthu, Ting, Balasubramanian, & Rahman, 2012). Se puede atribuir a la contaminación por hidrocarburos del petróleo la designación de mayor contaminación ambiental a nivel global. La contaminación de terreno y aguas subterráneas por liberación de hidrocarburos se produce principalmente en los oleoductos y en los tanques de almacenamiento aunque también puede darse en balsas de acumulación de desechos, combustiones incompletas y averías en barcos (Kao et al., 2010). Uno de los principales problemas que causan estos accidentes se debe a que la mayor parte de países con grandes producciones de petróleo no son los mayores consumidores, por lo que se realizan movimientos masivos de petróleo desde las áreas productoras hasta las consumidoras (Thapa & Ghimire, 2012). La biodegradación de suelos contaminados con hidrocarburos procedentes del petróleo es un proceso complejo que depende de la naturaleza y la cantidad de hidrocarburos presentes en el suelo. Los hidrocarburos del petróleo pueden dividirse en cuatro clases: asfaltenos, saturados, aromáticos y resinas. Éstos se adhieren a los componentes del suelo haciéndose difícil su degradación o eliminación. El uso de microorganismos para degradar y eliminar estos residuos es la forma más natural y efectiva existente en la actualidad. Estudios realizados en los fondos marinos, así como en países con suelos contaminados, permitieron reconocer la efectividad de las bacterias en la degradación. (Das & Chandran, 2011). La biorremediación es el uso productivo de los procesos, acelerando la efectividad de la biodegradación, para eliminar o desintoxicar contaminantes que han encontrado su forma de avanzar a través del suelo amenazando el ecosistema (Thapa & Ghimire, 2012). Numerosos microorganismos, incluyendo hongos, bacterias y levaduras, son conocidos por su capacidad para degradar hidrocarburos. 5 Contaminantes presentes en la fase líquida no acuosa o absorbidos en la matriz del suelo no suelen estar disponibles para la degradación microbiana, por lo que la tasa de degradación es a menudo limitada por problemas de transferencia de masa (Torres, 2010). Todos los ecosistemas contienen algún tipo de microorganismo degradador de hidrocarburos, sólo que varía su cantidad y diversidad. Los microorganismos degradadores más importantes tanto en el agua como en el suelo son: Pseudomonas sp, Achromobacter, Acinetobacter, Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus, Flavobacterium y Norcadia (Torres, 2010). Algunas de estas especies son capaces de degradar hidrocarburos alifáticos y otras de degradar hidrocarburos aromáticos, pero pocas son capaces de degradar ambas clases de moléculas. Sin embargo, la completa degradación de hidrocarburos con estructura compleja (PAHs) puede requerir una comunidad de microorganismos que secuencialmente intercambien y transformen las moléculas que se han ido desmembrando. La tasa de degradación microbiana de los hidrocarburos está influida por diversos parámetros físico-químicos y biológicos incluidos la cantidad de microorganismos, el número de especies, la presencia de nutrientes, el oxígeno, el pH, la temperatura, etc. Por ejemplo, la biodegradación aeróbica es considerablemente más rápida que la anaeróbica (Voicu, Nescu, & Roaie, 2009). 2.2 Cantidad y estado del hidrocarburo En general, los hidrocarburos del petróleo son compuestos intermedios entre altamente biodegradables y difícilmente biodegradables. Su orden decreciente en función de la susceptibilidad a ser degradados es: n-alcanos > alcanos ramificados > aromáticos > alcanos cíclicos (Pardo & Perdomo, 2004). Los componentes más resistentes a la degradación sólo son degradados después de los que son más susceptibles. En el caso de los n-alcanos, la degradación aeróbica está inversamente relacionada con la longitud de la cadena. Los n-alcanos comprendidos del C12 al C22 presentan una susceptibilidad mayor a ser degradados alcanzando las mayores tasas de degradación en µg/h (Mohanty & Ã, 2008). Los estudios más recientes ponen su atención en la biodegradación de mezclas de hidrocarburos ya que los compuestos son raramente encontrados individualmente y la presencia de unos y otros afecta a la globalidad (Lee & Cho, 2009). 6 Los alcanos lineales cuando son asimilados por las bacterias son metabolizados por la ruta de la β-oxidación produciendo alcohol como intermediario. Entre más carbonos tenga la cadena lineal el compuesto es más hidrofóbico, volviéndolo no biodisponible para las bacterias, dando como resultado que los alcanos de cadenas largas (>C40) se degraden en un mayor lapso de tiempo. En relación al tolueno cabe destacar que es el de mayor consumo bajo condiciones aerobias, sin embargo, dependiendo de las bacterias presentes en las zonas contaminadas, estas moléculas pueden seguir diferentes rutas metabólicas. En la degradación de los poliaromáticos se observa que la tasa de consumo disminuye conforme aumentan los anillos aromáticos. Esto se debe principalmente a que se incrementa la hidrofobicidad y por ende no están disponibles a los microrganismos (Aguirre-macedo, 2014). Las resinas y asfaltenos se consideran compuestos resistentes a la biodegradación. Esto se debe a que su estructura es muy compleja y deben intervenir diferentes tipos de enzimas que sean capaces de oxidar tanto alcanos lineales como cíclicos, hidrocarburosaromáticos, poliaromáticos y heteropoliaromáticos (Ambientales, 2008). Diversos microorganismos oxidan los hidrocarburos, pero no los pueden ocupar como fuente de carbono. La bacteria Pseudomona methanica, por ejemplo, no puede crecer utilizando el etano debido a su incapacidad para asimilar los productos de oxidación en sus vías metabólicas centrales. Este fenómeno se definió como co-oxidación (In, Biodegradation, & Hydrocarbons, 2008). La co-oxidación es un proceso en el que los hidrocarburos, supuestamente invariantes, son oxidados cuando se presentan como co-sustrato en un medio en el que una diversidad de hidrocarburos se acondiciona. La tasa de biodegradación de hidrocarburos en ambientes naturales como el suelo, generalmente, es más reducida comparada con la observada en un laboratorio experimental sugiriendo que la actividad microbiana se ve afectada por diferentes parámetros del suelo incluyendo la naturaleza y cantidad de nutrientes inorgánicos, que pueden ser insuficientes, para la óptima proliferación o actividad microbiana; la accesibilidad y biodisponibilidad de los contaminantes y características del suelo tales como la estructura y la textura. Para asegurarnos de degradar parcial o totalmente los hidrocarburos presentes en el suelo es necesario un contacto eficiente entre los microorganismos activos y dichos contaminantes. 7 No obstante, la mayoría de estos contaminantes orgánico interactúan con los componentes del suelo, principalmente con la arcilla. Estas interacciones pueden aumentar o disminuir la tasa de biodegradación. Como, por ejemplo, los resultados del estudio realizado por Amellal indicaron que bajo condiciones realistas del suelo con comunidades bacterianas intactas y autóctonas, la biodegradación de una mezcla de hidrocarburos aromáticos en el suelo está controlada por la naturaleza de los mismos así como por algunos parámetros del suelo tales como la naturaleza de la fracción de partículas y agregados en los cuales han sido asociados los hidrocarburos aromáticos (Amellal, et al., 2001) (Martienssen, et al., 2007). La composición del crudo varía dependiendo del yacimiento del cual se extrae. La composición del crudo suele encontrarse entre estos valores: 84-87% Carbono, 11-14% Hidrógeno, 0-6% Azufre, 0-1% Nitrógeno, 0-2% Oxígeno y cantidades inferiores a 1200 ppm de metales tales como el vanadio, níquel o cobalto. Se considera que los hidrocarburos son los compuestos dominantes del crudo representando entre el 50 y el 98 % en peso del contenido total. Estos son mezclas complejas de diferentes moléculas, que pueden agruparse en distintas fracciones de hidrocarburos. El petróleo también posee compuestos orgánicos con sulfuro, nitrógeno y oxıgeno, y constituyentes metálicos en poca proporción. Debido a la complejidad de la composición del petróleo, la biodegradación por parte de las bacterias dependerá de las proporciones que tenga de cada una de sus fracciones Dependiendo de las estructuras químicas que los conforman los hidrocarburos pueden clasificarse en: alcanos, cicloalcanos, aromáticos y poliaromáticos. Los componentes más presentes en el crudo son los alcanos y cicloalcanos, hidrocarburos saturados los cuales no tienen enlaces dobles. Los hidrocarburos aromáticos, incluyendo los PAH son hidrocarburos derivados del anillo de benceno (Cid Molina, 2014; Medina, Garcıa, & Paricaguan, 2014). Una vez se produce el derramado del contaminante en el suelo los compuestos alifáticos se pierden por volatilización, mientras que los policíclicos se mantienen (Torres, 2010). Los hidrocarburos del petróleo que se mantienen pueden contener benceno, tolueno, etilbenceno e isómeros de xileno, también denominados BTEX (Kao et al., 2010; Malik & Ahmed, 2012) y los poliaromáticos, denominados PAH, como el diaromático naftaleno y los triaromáticos fenantreno, antraceno y fluoreno (Torres, 2010). 8 En el gasóleo las proporciones predominantes son: 30% en parafinas (n-alcanos e isoprenoides), 45% de cicloalcanos y un 25% de aromáticos. En concreto a nivel de compuestos aromáticos encontramos alquilbencenos, y más abundantemente, el naftaleno y sus alquilados. También se ha encontrado, en cantidades menores, el fenantreno y el fluoreno y sus productos metilados. No contienen pireno ni fluoranteno (compuestos de 4 anillos aromáticos), cuyos puntos de ebullición son más elevados que el intervalo utilizado en la destilación de fracciones intermedias. Generalmente, el transporte y la dispersión del petróleo derramado en la superficie del mar son gobernados por los procesos físicos, químicos, y biológicos que dependen de las condiciones hidrodinámicas, meteorológicas y de las características ambientales del hidrocarburo. Estos procesos, que influencian la dinámica del transporte del crudo derramado, incluyen la advección, la difusión turbulenta, la dispersión superficial, la evaporación, la disolución y la emulsificación. Cuando el petróleo se derrama en la superficie del mar, se dispersa y forma una película fina llamada mancha de petróleo. Un derrame de hidrocarburo, de forma generalizada, lleva consigo una serie de cambios progresivos de sus propiedades físico-químicas. Estos cambios se atribuyen al proceso de intemperización o meteorización el cual se inicia una vez ocurre el derrame y continúa indefinidamente e incluye: evaporación, disolución, dispersión, oxidación, emulsión, sedimentación y biodegradación. La mayor parte de los hidrocarburos se acumulan directamente en el agua y bajo la zona de fuga, extendiendo una pequeña cuña hacia la zona de menor velocidad de flujo. Éstos se van diluyendo hasta alcanzar la saturación irreductible, valor por el cual el hidrocarburo deja de fluir, así mismo el hidrocarburo sufre un rápido desplazamiento en la componente horizontal que se ve frenado a medida que se extiende la mancha (Alonso, 2012). 9 2.3 Tipos de Hidrocarburos 2.3.1 Hidrocarburos alifáticos o saturados Los hidrocarburos alifáticos (también conocidos como saturados o parafínicos) se dividen en alcanos acíclicos (normales o ramificados) y cicloalcanos (o naftenos). Normalmente predominan los alcanos (cadenas lineales), extendiéndose hasta 40 átomos de carbono o más, pero normalmente se alcanza un máximo que varía desde valores próximos a 25 hasta valores próximos a 15 a medida que crece la madurez del petróleo. Entre los alcanos ramificados se suele encontrar a los iso-alcanos y posiblemente cantidades menores de anteiso-alcanos; ambos grupos exhiben un número de átomos de carbono similares a los de los n-alcanos. Los alcanos acíclicos isoprenoides pueden ser constituyentes importantes, en especial el pristano y el fitano que provienen de la clorofila contenida en la materia orgánica inicial. Desafortunadamente, el término iso-alcano se utiliza a veces para describir todos los alcanos ramificados y no solamente los 2-metilalcanos. Los alcanos acíclicos de menos de cinco átomos de carbono son gases en condiciones ambientales, mientras que los que contienen de cinco hasta quince átomos de carbono son líquidos. Los n-alcanos con más de 15 átomos de carbono suelen ser desde líquidos viscosos hasta ceras sólidas. Es conveniente indicar que muchos de los compuestos más pesados de los crudos de petróleo se mantienen disueltos en los más ligeros (García Martínez, 2005). 2.3.2 Hidrocarburos aromáticos Los PAH son sustancias formadas por dos o más anillos aromáticos unidos, encontrados comúnmente en las fracciones pesadas de los destilados de petróleo, aunque también pueden formarse por la combustión incompleta de materia orgánica. Los PAH se encuentran habitualmente en estado sólido y su estructura de anillos aromáticos conjugados, les confiere una resistencia a agentes químicos. La solubilidad en agua de los PAH decrece al aumentar su peso molecular y, por lo tanto, su carácterlipofílico aumenta; los PAH de mayor peso molecular, al ser los más lipofílicos, tienen mayor significación medioambiental, pues esta característica los hace ser potencialmente bioacumulables (Mireles-Morales, Frías, & Cortés, 2013). Se incluyen compuestos aromáticos heterocíclicos que contienen azufre, como los tiofenos, o nitrógeno, como los carbazoles. 10 2.3.3. Resinas Las resinas han sido utilizadas para modificar la estabilidad de los asfaltenos del mismo y otros crudos, tomando como parámetro de calidad el punto de floculación de los asfaltenos. Se ha encontrado que las propiedades estabilizantes de las resinas dependen del tipo de crudo con el que sean mezcladas y que su efectividad se hace mayor cuando se mezcla con el crudo del cual provienen. Goual y Firoozabadi (2002), separaron las resinas de cuatro crudos, midieron su momento dipolar y evaluaron el efecto al adicionarlas nuevamente al mismo crudo; encontrando un efecto positivo en la estabilidad de los asfaltenos, donde las resinas con un alto momento dipolar, son más efectivas en la reducción de la cantidad de asfaltenos precipitados con nC5 (Crudo & Su, 2004). 2.3.4 Asfaltenos Los asfaltenos son un continuo de compuestos aromáticos de elevado peso molecular presentes en la fracción más pesada del petróleo, denominada bitumen, así como en las lutitas y arenas bituminosas. Los asfaltenos pueden definirse como la fracción del crudo que es soluble en tolueno y se precipita en n-alcanos como pentano y heptano. La apariencia de los asfaltenos depende del alcano usado para precipitarlo. Los asfaltenos funcionan como agentes emulsificantes en el crudo, es decir, estabilizan pequeñas gotas de aguas en su interior (Cid Molina, 2014). 2.3.5 Productos derivados del petróleo El proceso de refinado del crudo consiste en la destilación a temperaturas crecientes para la obtención de 4 fracciones principales: gasolina, queroseno, destilados medios y residuo. La gasolina se obtiene por destilación del crudo en un intervalo de temperatura entre 20-180ºC, teniendo una composición de n-alcanos más ligera (C6-C11) que los fueles y gasóleos(C10-C25). El gasóleo, que es la fracción del crudo más importante en este trabajo, se obtiene por destilación en un intervalo de temperaturas entre 185-345ºC (Viñas & Solanas, 2005). 11 2.4 Biorremediación El éxito de la biorremediación por bioestimulación depende de la existencia, en el lugar contaminado, de microorganismos con la capacidad metabólica apropiada para transformar los compuestos y degradarlos. Por este motivo es importante caracterizar el suelo sobre el cual se trabaja (Medina, Jhonny, et al., 2014). En lugares con contaminación previa, los microorganismos autóctonos se habrán distinguido en la degradación de estos contaminantes, obteniendo una tasa más alta de degradación que otras bacterias. La biorreparación por bioaumento suele ser eficaz cuando se realiza en condiciones controladas de laboratorio, pero en condiciones reales de campo su tasa es menor. La aceleración de degradación de hidrocarburos por adición de nutrientes y modificación del ambiente promueve un crecimiento espontáneo de los microorganismos apropiados para la misma. Antes de iniciar la biorremediación in situ propiamente dicha, es importante establecer el potencial de los microorganismos endógenos para metabolizar el material contaminante y valorar los factores limitantes a ser controlados durante el tratamiento. Si bien un aspecto crítico es la presencia de bacterias con la capacidad degradadora; la biodisponibilidad es un factor de mucha más importancia en los procesos de biodegradación. Los microorganismos degradadores de hidrocarburos producen una variedad de surfactantes activos que contribuyen a mejorar la biodisponibilidad, pero en ocasiones es necesario adicionar surfactantes cuando los contaminantes son altamente hidrofóbicos y/o seguramente adsorbidos por las partículas o materia orgánica del suelo (Arrieta Ramirez, 2011). La tasa de biodegradación y la cantidad eliminada de hidrocarburo depende más del tipo de hidrocarburo que de la cantidad de hidrocarburo presente en un emplazamiento contaminado, ya que, es más importante la limitación de nutrientes y oxígeno que en sí la cantidad. En determinados ambientes, como el marino, el suministro de carbono aumenta siendo el factor limitante la cantidad de fósforo y nitrógeno utilizada por los microorganismos (Chandran, 2010). Aunque puede suceder que si la cantidad de hidrocarburos es excesiva se produzcan efectos tóxicos sobre las bacterias degradadoras, debido a la gran cantidad de factores influyentes en la biodegradación, no se dan concentraciones a partir de las cuales las bacterias queden totalmente inhibidas. 12 En ensayos realizados en laboratorio variando los niveles de concentración se llegó a la conclusión de que la tasa de biodegradación es inversamente proporcional a la concentración de hidrocarburos (Rahman, 2002). En los estudios de Rahman se muestra que al hacer ensayos con el mismo crudo variando la concentración de hidrocarburos las tasas de biodegradación se reducen en tanto en cuanto es mayor el peso molecular y más compleja la estructura molecular. Las tasas de biodegradación en función de la concentración en cadenas lineales cortas como los alcanos no tienen un margen de variación amplio a diferencia de aquellos que son ramificados o de cadena lineal más larga. Dependiendo del tipo de microorganismo, son más propensos a la degradación de unos tipos u otros de hidrocarburos, siendo importante la colaboración de la comunidad. En algunos casos, debido a que las cadenas más cortas o lineales son las primeras en ser biodegradadas puede llegar un momento en el que los microorganismos ya no tengan la capacidad para seguir biodegradando ningún tipo de compuesto produciéndose una paralización de la biodegradación (Lee & Choo, 2009) (Rajasekar et al., 2012; Riojas González, Torres Bustillos, Mondaca Fernández, de Jesús Balderas Cortes, & Gortáres Moroyoqui, 2010). En relación al tipo de hidrocarburo, la diversidad presente en la composición de los diferentes crudos del petróleo y sus productos influyen en la biodegradación de éstos (Tyagi, 2011). Un ejemplo de esta variación en función de la heterogeneidad de los hidrocarburos son los estudios de Zhendi Wang donde muestra los diferentes grados de biodegradación. Estos grados comprenden desde: 3 a 41% en los TPH, 0 a 47% en saturados, 16 a 90% en n-alcanos. Dentro de los n-alcanos, los alcanos lineales de cadena corta fueron los más susceptibles a la biodegradación debido a los factores explicados anteriormente. Los ratios de biodegradación en orden decreciente correspondieron a los hidrocarburos saturados, los aromáticos ligeros, aromáticos con alto peso molecular y compuestos polares. Estos datos son correspondidos en estudios previos y ulteriores(Lan et al., 2015). La biodegradabilidad de los crudos por lo tanto depende en gran medida de la composición. Los crudos pesados están compuestos por una mayor cantidad de elementos de peso molecular alto, en oposición de los crudos ligeros cuyos componentes tienen por lo general un peso molecular más bajo. 13 Los componentes de menor peso molecular son más propensos a la volatilización siendo su tasa de degradación natural o abiótica más alta. Los componentes de mayor peso molecular, pertenecientes a los crudos pesados, presentan menores tasas de biodegradación debido a la resistencia que presentan las comunidades microbianas a estos compuestos (Altgelt, 2016.). Los hidrocarburos que han estado presentes durante un largo espacio de tiempo en el suelo ofrecen mayor resistencia a la biodegradación. Una vez han sido liberados en el suelo, los hidrocarburos del petróleo son objeto de reacciones bióticas y abióticas que producirán cambiosfísicos y bioquímicos en el suelo y en el compuesto. La evaporación, las perdidas fotolíticas por hidrólisis y la biotransformación degradan aquellos compuestos más fácilmente degradables reduciendo su concentración. En el suelo quedarán aquellos componentes más tenaces que son más resistentes a la biodegradación (Jiang et al., 2016). Estudios realizados en suelos contaminados con gasóleo, tales como los realizados por Kaczorek, Cyplik y Szulc (Ben Ayed et al., 2015; Kaczorek, Urbanowicz, & Olszanowski, 2010; Szulc et al., 2014), se puede concluir que la bioremediación de parte de este producto es posible en un tiempo prudencial. En concreto, aquellas cadenas con un peso molecular más bajo serán las biodegradadas en menor tiempo. 14 2.5 Factores abióticos: PH, Humedad, Temperatura y Oxígeno Para llevar a cabo una biorremediación efectiva los factores abióticos tales como el pH, la humedad y la temperatura han de ser tenidos en cuenta. El pH es un factor químico importante que influye en la recuperación de suelos contaminados por hidrocarburos, ya que puede afectar principalmente a las poblaciones de Pseudomonas y la biodisponibilidad de las fuentes de carbono y energía. Este factor se constituye como uno de los indicadores del proceso de biorremediación y aunque las Pseudomonas se pueden adaptar fácilmente a condiciones extremas, estas cepas microbianas tienen un determinado rango de tolerancia. A pH extremadamente alcalino o extremadamente ácido la biodegradación se hace lenta. Generalmente los suelos contaminados por hidrocarburos tienden a ser ácidos, lo cual limita el crecimiento y la actividad de las Pseudomonas. El rango óptimo para la biodegradación está entre 6–8 pH. Sin embargo, para mantener una mejor capacidad degradante, por periodos de tiempo prolongados, el pH debe ser neutro, entre 7.4–7.8, evitando al máximo las fluctuaciones. El agua es importante para su desarrollo porque actúa como medio de transporte de nutrientes y oxígeno a la célula ya que forma parte de su protoplasma bacteriano. Es conveniente mantener una humedad del orden del 25 - 75 % de la capacidad de campo, la cual se define como la masa de agua que admite el suelo hasta la saturación, que depende de cada tipo de suelo. En valores menores la degradación se ve inhibida. Sin embargo, para encontrar el nivel de humedad perfecto además de depender del tipo de suelo, también cabrá analizar el tipo de contaminación por hidrocarburos y si ésta será anaerobia o aerobia (Viñas Canals, 2005) como refleja Ayotamuno en su estudio (Ayotamuno, 2006) donde utilizando una humedad inferior al 20% en suelos arcillosos (45%) con menor porosidad obtuvo mejores resultados que utilizando una humedad superior. La biodegradación de hidrocarburos en ecosistemas terrestres puede ser limitada por la cantidad de agua disponible en el medio para el crecimiento y metabolismo de las Pseudomonas ya que si ésta es muy baja disminuye el transporte de contaminantes y nutrientes por el suelo. Al igual que la humedad, la temperatura es un factor ambiental que se debe tener en cuenta en el momento de la aplicación de la técnica de biorremediación, así como en la evaluación de la eficacia del procedimiento. 15 La velocidad de degradación aumenta con la temperatura, por lo que un incremento de la misma es útil. Cuando la temperatura se incrementa en 10°C la biorremediación se duplica, pero se elevan los costos. En estudios previos realizados por Rahman concluye que el uso de una mezcla de bacterias puede degradar eficientemente los hidrocarburos del petróleo alcanzando su máxima eficiencia a una temperatura de unos 30ºC. Según los estudios realizados por Delille también es posible conseguir altas tasas de rendimiento a bajas temperaturas pero es muy importante analizar previamente las condiciones locales, atmosféricas y del suelo, y las propiedades físicas y químicas (Delille, 2007). Para mantener constante este factor se hace necesario cubrir la zona del derrame ya sea con paja, vegetación o plástico para conservar la radiación solar, o la utilización de electrodos enterrados en el suelo o la circulación constante de agua caliente (Esmeralda et al., 2008). Aunque el oxígeno no es un factor limitante, es uno de los elementos más esenciales de la degradación por microorganismos. El oxígeno es necesario para la ruptura inicial de los hidrocarburos y para la consecuente reacción en cadena. Si la concentración de hidrocarburos presente en el suelo es muy alta, el oxígeno presente verá reducida su concentración rápidamente causando condiciones anaeróbicas (Thapa, 2012). Una célula de combustible biológica (MFC, siglas en inglés) proporciona a las bacterias anaeróbicas un aceptor de electrones alternativo (AEA) en su ánodo de estado sólido, el cual está conectado a través de un circuito eléctrico a un cátodo en contacto con oxígeno u otros componentes oxidantes. La presencia de terminales aceptores de electrones (TEAs) como el oxígeno, el nitrato, el sulfato, el dióxido de carbono, el manganato o el hierro (NO3-, SO42-, CO2, MN4+ y FE3+) presentes en las inmediaciones de las bacterias es necesaria para la bioremediación de contaminantes de hidrocarburo bajo condiciones anaeróbicas. Por lo tanto un déficit de estos TEAs resultará en un decremento de la tasa de biodegradación o en una degradación nula (Morris & Jin, 2012). 16 2.6 Factores bióticos: Poblaciones Microbianas, Nutrientes, Surfactantes y Tipo de Suelo Al igual que los factores abióticos, los factores bióticos condicionan en gran medida la biodegradación presente en el suelo. Entre algunos de los factores bióticos más importantes destacan el suelo, la capacidad metabólica del microorganismo, los nutrientes, la respiración y la aireación. La estructura del suelo se encuentra dividida en tres tipos de capas a las que se les llama horizontes y su diferenciación se debe tanto a la dinámica interna, ya sea por su composición y textura, como al transporte vertical debido a la lixiviación o la capilaridad. El horizonte A es el más superficial, en el cual abunda materia orgánica descompuesta o humus, el contacto de este con las bacterias facilita la degradación de hidrocarburos como el fenantreno. El horizonte B, también llamado subsuelo, es el más grande, se compone de materiales provenientes de fragmentos de rocas como la arena gruesa y liviana, que cumple funciones de filtración; el limo, el cual mantiene la homeostasis y la arcilla, que retiene el agua. El horizonte C está compuesto de material rocoso que no ha sufrido ninguna alteración química o física. Los contaminantes del petróleo se alojan principalmente en el horizonte A, donde se encuentra el mayor contenido de materia orgánica que incluye a los microorganismos que pueden ser estimulados por la adición de nutrientes, ya sean fertilizantes, o de oxígeno por medio de la agitación. Existen otros tipos de contaminantes como los hidrofóbicos que se absorben y se depositan en los poros del suelo, dificultando la biodegradación (Esmeralda et al., 2008). Se considera el suelo en su conjunto como un sistema disperso, constituido por tres fases (sólida, líquida y gaseosa) donde se pueden distinguir cuatro grandes componentes: materia mineral, materia orgánica, agua y aire, íntimamente ligados, mezclados entre sí. La textura del suelo indica el grado de plasticidad, permeabilidad o sequedad. La materia orgánica del suelo (3-5% en peso), perteneciente a la fase sólida incrementa o disminuye las propiedades físicas y químicas del suelo. El agua constituye la fase líquida del suelo y se encuentra retenida en los huecos de la fase sólida y su presencia dependerá de la numerosidad y tamaño de los poros. Esta fase interviene en el intercambio de iones y de sustancias con el suelo. 17 Como tercera fase se encuentra la atmosfera o aire del suelo,necesaria para la respiración de las plantas (Navarro, 2003). De la textura del suelo se pueden diferenciar cuatro grandes grupos de suelos: líticos o pedregosos, arenosos, francos y arcillosos. Las fracciones de mayor tamaño caracterizan los suelos líticos, donde la proporción de limo y arcilla no supera el 18% del total. Si el porcentaje total de arenas alcanza el 70 % del total de la muestra se considerará que es un suelo arenoso. Los suelos francos están constituidos por una mezcla de arena, limo y arcilla en iguales proporciones. Finalmente, los limosos y arcillosos contienen más del 60% y 45% de limo y arcilla respectivamente, con numerosas subdivisiones. Para una correcta diferenciación nos basaremos en el sistema de identificación de suelos implementado por el Departamento de Agricultura de los EEUU. Chung a través del estudio de dieciséis suelos diferentes determinó que la porosidad y la concentración de carbono en los suelos influían en las tasas de biodegradación de los hidrocarburos, siendo importante analizar la textura y composición del suelo (Chung & Alexander, 2002). Con referencia a la biomasa, se debe tener en cuenta la cinética de crecimiento del microorganismo obteniendo mayor rendimiento metabólico en la fase exponencial, debido a que el aumento de esta es un indicador del proceso de biorremediación. Los nutrientes son uno de los factores más relevantes por ser sustancias químicas necesarias para la actividad microbiana y metabólica de la Pseudomonas sp, por lo que estos constituyentes se deben encontrar disponibles para su asimilación y síntesis, y deben ser controlados para aumentar la eficiencia y el buen desarrollo de la biorremediación. Se dividen en dos grandes grupos: macronutrientes (C, N, P Y K) y micronutrientes (Fe, Cu, Zn, Na, Ca y S). La adición de hidrocarburos al suelo aumenta la cantidad de carbono disponible en el medio para la actividad metabólica de los microorganismos. Si esto ocurre en lugares donde la concentración de nutrientes inorgánicos como N y P es baja, produce unas relaciones C/N y C/P muy altas lo cual es desfavorable para el crecimiento microbiano. Debido a que la disponibilidad de N y P en el medio es un factor limitante en la degradación microbiana de hidrocarburos, se puede ajustar la proporción C/N/P, generalmente a 100:10:1, mediante la adición al medio de ure-fosfato, fertilizantes N-P- 18 K y sales de amonio y fosfato logrando de esta manera acelerar el proceso de biodegradación (Pardo, Perdomo, & Benavides, 2004). Así mismo, el uso excesivo de nutrientes inorgánicos también puede inhibir los procesos de biodegradación. Para evitar el exceso de nutrientes, así como la pérdida de los mismos por lixiviación, también se han utilizado fertilizantes inorgánicos oleofílicos de liberación para la biorremediación de suelos contaminados (Otiniano-garcía, 2004). Además, es importante destacar que cuando se trata de suelos contaminados con hidrocarburos, la acción de los nutrientes inorgánicos puede estar limitada debido a la interacción química con los minerales del suelo (el amonio se puede unir a las arcillas por intercambio catiónico y el fosfato puede precipitar con iones calcio, hierro y aluminio) (Otiniano-garcía, 2004). Dependiendo de las características del suelo y del contenido de materia orgánica, los hidrocarburos de mayor peso molecular y menor solubilidad pueden adsorberse en los microporos de las partículas del suelo, resultando con esto ser inaccesibles como fuentes de carbono y energía para los microorganismos. Ante este escenario los surfactantes actúan logrando incrementar la biodisponibilidad mediante la acción paralela de la desorción y solubilización del contaminante. Sin embargo, la toxicidad e inhibición puede reducir el potencial de las aplicaciones en la bioremediación. Para elegir un surfactante para la biorremediación se debe tener en cuenta el tipo de contaminante que se desea remediar, las propiedades del suelo, así como las del propio surfactante y la existencia de microorganismos degradadores del contaminante que se desea remediar. Los surfactantes son esenciales para el proceso de biorremediación confirmando el hecho de que algunos microorganismos producen su propio surfactante (biosurfactante) para solubilizar compuestos inorgánicos hidrofóbicos (Riojas, 2010). La respiración microbiana se basa en que, en la cadena respiratoria o transportadora de electrones de las células, produce una serie de reacciones de óxido-reducción cuyo fin es la obtención de energía. La cadena la inicia un sustrato orgánico (compuestos hidrocarburados) que es externo a la célula y actúa como dador de electrones, de modo que la actividad metabólica de la célula acaba degradando y consumiendo dicha sustancia. Los aceptores más utilizados por los microorganismos en general y particularmente por las Pseudomonas spp, son el oxígeno y los nitratos. 19 Debido a la aireación del suelo se favorece la degradación de los hidrocarburos por dos motivos: por volatilización, facilitando la migración de la fase volátil de los contaminantes, y por biodegradación, ya que al incrementar la oxigenación del suelo se va a estimular la actividad bacteriana. Se tienen en cuenta los siguientes factores: se degradarán más fácilmente las moléculas más pequeñas (hasta CO2), siendo más fácilmente biodegradables los compuestos parafinados o de cadena lineal que los compuestos aromáticos (Esmeralda et al., 2008). 20 2.7 Modelo lineal Se llama función lineal de una variable, a una función de la forma: y 0 1 x En donde: α0: En una constante y es la ordenada en el origen (valor de Y cuando X=0) α 1: También es una constante y es la pendiente (cambio de Y al aumentar X en 1) Por lo tanto, el modelo lineal es un modelo de regresión lineal entre dos variables y x 0 1 x Que también es un modelo probabilístico que se puede escribir: yi 0 1 xi i=1, 2, 3,…, n Donde el término yi es el escalar que se corresponde a la observación i-ésima de la variable endógena del modelo, también denominada variable dependiente, o endógena. De esta forma, y= [y1 y2 …. yn] es el vector columna de dimensión (nx1) que recoge todas las observaciones de la variable endógena del modelo. Por su parte, xi es la observación i-ésima de la variable explicativa, por lo tanto, es la variable explicativa, variable exógena o variable independiente del modelo. Así, x= [x1 x2 …. xn] es el vector columna de dimensión (nx1) que recoge todas las observaciones de la variable exógena del modelo. Los coeficientes α0 y α1 son desconocidos y deberán ser estimados. Por último, el término εi es una perturbación estocástica agregada al modelo para recoger todos los posibles errores de medida tanto en las variables xi e yi, así como los errores en la especificación lineal del modelo, es decir recogerá todos aquellos factores que por error no se han incluido en el modelo y que pueden afectar a la variable dependiente del modelo. Nótese que, en definitiva, el término de perturbación εi indica en qué medida las variables x e y se apartan de la relación lineal. De nuevo, ε = [ε1 ε2 . . εn] es el vector columna de dimensión (nx1) que recoge todas las perturbaciones estocásticas del modelo. 21 A partir de una muestra aleatoria, la teoría estadística permite: 1. Estimar los coeficientes αi del modelo (hay dos procedimientos: mínimos cuadrados y máxima verosimilitud que dan el mismo resultado). 2. Estimar la varianza de las variables Y|xi llamada cuadrados medios del error y representada por s2 o MSE. A su raíz cuadrada se le llama error estándar de la estimación. 3. Conocer la distribución muestral de los coeficientes estimados, tanto su forma (t) como su error estándar, que permite hacer estimación por intervalos como contrastes de hipótesis sobre ellos.2.8 Contraste de Hipótesis Una hipótesis estadística es una asunción relativa a una o varias poblaciones, que puede ser cierta o no. Las hipótesis estadísticas se pueden contrastar con la información extraída de las muestras y tanto si se aceptan como si se rechazan se puede cometer un error. La hipótesis formulada con intención de rechazarla se llama hipótesis nula y se representa por H0. Rechazar H0 implica aceptar una hipótesis alternativa (H1). En la Tabla 1.4 se muestra un esquema de las hipótesis y los tipos de errores existentes. H0 cierta H0 falsa H1 cierta H0 rechazada Error tipo I (α) Decisión correcta (*) H0 no rechazada Decisión correcta Error tipo II (β) Tabla 1. Esquema de los tipos de hipótesis (*) Decisión correcta que se busca α = p (rechazar H0|H0 cierta). Probabilidad de rechazar la hipótesis nula (H0) siendo esta cierta. β = p (aceptar H0|H0 falsa). Probabilidad de aceptar la hipótesis nula (H0) siendo esta falsa. Potencia =1- β = p (rechazar H0|H0 falsa). Probabilidad de rechazar la hipótesis nula (H0) siendo esta falsa. 22 Los detalles que debemos tomar en cuenta en la formulación de las hipótesis y el análisis posterior son: 1. α y β están inversamente relacionadas. 2. Sólo pueden disminuirse los dos tipos de errores (α y β), aumentando n. Los pasos necesarios para realizar un contraste relativo a un parámetro θ son: 1. Establecer la hipótesis nula en términos de igualdad H0:θ = θ0 2. Establecer la hipótesis alternativa, que puede hacerse de tres maneras, dependiendo del interés del investigador, en el primer caso se habla de contraste bilateral o de dos colas, y en los otros dos de lateral (derecho en el 2º caso, o izquierdo en el 3º) o una cola. H1:θ≠θ0 θ>θ0 θ<θ0 3. Elegir un nivel de significación: nivel crítico para α 4. Elegir un estadístico de contraste: estadístico cuya distribución muestral se conozca en H0 y que esté relacionado con θ y establecer, en base a dicha distribución, la región crítica: región en la que el estadístico tiene una probabilidad menor que α si H0 fuera cierta y, en consecuencia, si el estadístico cayera en la misma, se rechazaría H0. Obsérvese que, de esta manera, se está más seguro cuando se rechaza una hipótesis que cuando no. Por eso se fija como H0 lo que se quiere rechazar. Cuando no se rechaza, no se ha demostrado nada, simplemente no se ha podido rechazar. Por otro lado, la decisión se toma en base a la distribución muestral en H0, por eso es necesario que tenga la igualdad. 5. Calcular el estadístico para una muestra aleatoria y compararlo con la región crítica, o equivalentemente, calcular el "valor p" del estadístico (probabilidad de obtener ese valor, u otro más alejado de la H0, si H0 fuera cierta) y compararlo con α. 23 2.9 Legislación ambiental en suelos contaminados Ley 22/2011 de 28 de Julio que se basa en el Real Decreto 9/2005 de 14 de enero. Esta Ley tiene por objeto regular la gestión de los residuos impulsando medidas que prevengan su generación y mitiguen los impactos adversos sobre la salud humana y el medio ambiente asociados a su generación y gestión, mejorando la eficiencia en el uso de los recursos. Tiene asimismo como objeto regular el régimen jurídico de los suelos contaminados. La legislación actual regula las actividades potencialmente contaminantes del suelo, la culpa y responsabilidad de descontaminación del suelo y los factores y circunstancias por los que un suelo es considerado como contaminado. El Real Decreto 9/2005 en su anexo I determina las actividades potencialmente contaminantes del suelo. En lo relacionado con nuestro trabajo se encuentran: Extracción de crudos de petróleo y gas natural, actividades de los servicios relacionados con las explotaciones petrolíferas y de gas, excepto actividades de prospección, coquerías, refino de petróleo, fabricación de productos químicos básicos y comercio al por mayor de combustibles sólidos, líquidos y gaseosos y productos similares. Artículo 3: Los titulares de las actividades relacionadas en el anexo I estarán obligados a remitir al órgano competente de la comunidad autónoma correspondiente, en un plazo no superior a dos años, un informe preliminar de situación para cada uno de los suelos en los que se desarrolla dicha actividad, con el alcance y contenido mínimo que se recoge en el anexo II. Anexo III: Un suelo será declarado como contaminado cuando se determinen riesgos inaceptables para la protección de la salud humana o, en su caso, de los ecosistemas, debido a la presencia en este de alguna de las sustancias contaminantes recogidas en los anexos V y VI o de cualquier otro contaminante químico. En aquellas circunstancias en que no se disponga de la correspondiente valoración de riesgos, los órganos competentes de las comunidades autónomas podrán asumir que el riesgo es inaceptable y, en consecuencia, declarar un suelo como contaminado cuando concurra alguna de las siguientes circunstancias: 24 1. En aquellos casos en que se considere prioritaria la protección de la salud humana: a) Que la concentración en el suelo de alguna de las sustancias recogidas en el anexo V excede 100 o más veces los niveles genéricos de referencia establecidos en él para la protección de la salud humana, de acuerdo con su uso. b) Que la concentración en el suelo de cualquier contaminante químico no recogido en el anexo V para ese suelo excede 100 o más veces el nivel genérico de referencia calculado de acuerdo con los criterios establecidos en el anexo VII. 2. En aquellos casos en que se considere prioritaria la protección de los ecosistemas: a) Que la concentración letal o efectiva media, CL(E)50, para organismos del suelo obtenida en los ensayos de toxicidad OCDE 208 (Ensayo de emergencia y crecimiento de semillas en plantas terrestres), OCDE 207 (Ensayo de toxicidad aguda en lombriz de tierra), OCDE 216 (Ensayo de mineralización de nitrógeno en suelos), OCDE 217 (Ensayo de mineralización de carbono en suelo) o en aquellos otros que se consideren equivalentes para ese propósito por el Ministerio de Medio Ambiente, es inferior a 10 mg de suelo contaminado/g de suelo. b) Que la concentración letal o efectiva media, CL(E)50, para organismos acuáticos obtenida en los ensayos de toxicidad OCDE 201 (Ensayo de inhibición del crecimiento en algas), OCDE 202 (Ensayo de inhibición de la movilidad en Daphnia magna), OCDE 203 (Ensayo de toxicidad aguda en peces), o en aquellos otros que se consideren equivalentes para este propósito por el Ministerio de Medio Ambiente, efectuados con los lixiviados obtenidos por el procedimiento normalizado DIN-38414, es inferior a 10 ml de lixiviado/I de agua. Artículo 7. Descontaminación de suelos. 1. La declaración de un suelo como contaminado obligará a la realización de las actuaciones necesarias para proceder a su recuperación ambiental en los términos y plazos dictados por el órgano competente. 2. El alcance y ejecución de las actuaciones de recuperación será tal que garantice que la contaminación remanente, si la hubiera, se traduzca en niveles de riesgo aceptables de acuerdo con el uso del suelo. 25 3. La recuperación de un suelo contaminado se llevará a cabo aplicando las mejores técnicas disponibles en función de las características de cada caso. Las actuaciones de recuperación deben garantizar que materializan soluciones permanentes, priorizando, en la medida de lo posible, las técnicas de tratamiento in situ que eviten la generación, traslado y eliminación de residuos. 4. Siempre que sea posible, la recuperación se orientará a eliminar los focos de contaminación y a reducir la concentración de los contaminantes en el suelo. En el caso de que por razones justificadas de carácter técnico, económico o medioambiental no sea posible esa recuperación, se podrán aceptar soluciones de recuperacióntendentes a reducir la exposición, siempre que incluyan medidas de contención o confinamiento de los suelos afectados. 5. Los suelos contaminados perderán esta condición cuando se realicen en ellos actuaciones de descontaminación que, en función de los diferentes usos, garanticen que aquellos han dejado de suponer un riesgo inadmisible para el objeto de protección designado, salud humana o ecosistemas. En todo caso, un suelo dejará de tener la condición de contaminado para un determinado uso una vez exista y sea firme la resolución administrativa que así lo declare, previa comprobación de la efectividad de las actuaciones de recuperación practicadas. 26 3. Materiales y Métodos 3.1 Tipos de Suelo La caracterización microbiológica consistió fundamentalmente en la determinación del recuento total de bacterias heterótrofas, de la actividad biológica mediante medidas respirométricas y evaluación de la actividad deshidrogenasa y el estudio de la biodiversidad microbiana para cada uno de ellos (Seklemova, et al., 2001). Como resumen de los resultados se puede detallar lo siguiente: Las dos muestras de suelo poseen un número elevado de microorganismos viables (superior a 106) (Viñas Canals, 2005) lo que garantizaría desde este punto de vista la viabilidad de un proceso de landfarming en los mismos. Los suelos I y II mostraron distinta actividad biológica. Siendo considerablemente mayor en el caso del suelo II. Ello determina la posibilidad de poder utilizar en futuros estudios dos suelos ciertamente diferenciados en cuanto a su actividad biológica intrínseca. La caracterización química consistió en caracterizar los dos suelos a nivel granulométrico, mineralógico y químico, así como el estudio de la posible presencia de hidrocarburos procedentes de antiguos vertidos y que pudieran tener influencia posterior en los resultados del landfarming. Paralelamente se caracterizaron los suelos como si fueran a utilizarse para su cultivo, de modo que se obtuvieron parámetros importantes para la biorremediación como: proporción Carbono/Nitrógeno, contenido en materia orgánica, contenido de fósforo (Otiniano-garcía, 2004). Las determinaciones realizadas llevaron a las siguientes conclusiones: No se encontraron niveles elevados de metales pesados. Tampoco se encontró ningún elemento químico que pueda suponer problemas de toxicidad para los microorganismos. El suelo I bastante más pobre que el suelo II en cuanto a materia orgánica, nitrógeno y fósforo. En principio, la respuesta a los tratamientos de biorremediación puede no ser tan efectiva. 27 Han sido identificados hidrocarburos solamente en una muestra de suelo I. Esto nos lleva a la posible existencia de zonas donde ha habido un vertido anterior junto con zonas donde no ha llegado el vertido. En todo caso, nada de esto supone que el suelo I haya estado afectado por un vertido importante que genere diferencias significativas en su comportamiento. La textura del suelo fue hecha mediante método de densidad de Bouyoucos. Se observa que el suelo I (S1) es claramente “franco-arcillo- arenoso” mientras que el suelo (S2) es “arcillo-arenoso”. El suelo II cuenta con mayor proporción de arcilla y de materia orgánica, con lo que es probable que muestre superior capacidad de adsorción de los hidrocarburos y por tanto mayores dificultades en su tratamiento (impermeabilidad, dificultad de circulación de nutrientes) (Amellal, et al., 2001). 3.2 Caracterización del Diésel Se calibró el GC-MS para cuantificar TPHs (Total de Hidrocarburos del Petróleo). Para ello se siguieron las recomendaciones del método 8015 de la EPA. Dichas recomendaciones indican utilizar un producto lo más similar posible al original. Por lo tanto, se procedió a realizar la calibración correspondiente con el mismo producto que se vertió en las parcelas. En la Figure 1 se presenta un cromatograma del gasóleo en cuestión, en el que se observan la fracción C10 a la C30, en la que destaca la abundancia de alcanos lineales ligeros. Si extraemos de este cromatograma el ion 57 (ver Figure 2), característico de los alcanos lineales, se puede observar su gran abundancia y que la relación de áreas octadecano/fitano es de 1.32. A b u n d a n c e T I C : P 8 D C . D \ d a t a . m s 1 . 6 e + 0 7 1 . 4 e + 0 7 1 . 2 e + 0 7 1 e + 0 7 8 0 0 0 0 0 0 6 0 0 0 0 0 0 4 0 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 0 0 T im e --> 1 0 . 0 0 1 5 . 0 0 2 0 . 0 0 2 5 . 0 0 3 0 . 0 0 3 5 . 0 0 4 0 . 0 0 4 5 . 0 0 Figura 1. TIC de Diésel 28 A b u n d a n c e Io n 5 7 .0 0 (5 6 .7 0 to 5 7 .7 0 ): P 8 D C.D \ d a ta .ms 1600000 1400000 1200000 1000000 800000 600000 400000 200000 0 T ime --> 1 0 .0 0 1 5 .0 0 2 0 .0 0 2 5 .0 0 3 0 .0 0 3 5 .0 0 4 0 .0 0 4 5 .0 0 Figura 2. Ion 57 de Diésel 3.3 Caracterización de Nutrientes y Surfactantes 3.3.1 Fertilizante Oleofílico El fertilizante oleofílico (S200) es un producto de aceleración de la biorremediación usado para la remediación de vertidos de hidrocarburos. No es intrusivo con el medio ambiente donde se aplica y tiene una relación coste-efectividad de la limpieza de los hidrocarburos bastante buena. Este producto es usado para limpiar en, entre otros, los hidrocarburos y sus derivados como: diésel, fuel para aviones, keroseno, aceites lubricantes y aceites crudos. Es un fertilizante que favorece el crecimiento de bacterias degradadoras de hidrocarburos. El aspecto del S200 es el de un líquido claro de color ámbar tal que puede ser pulverizado mediante el tradicional equipo pulverizador de líquidos. El ratio de aplicación recomendado es aproximadamente del 10 % en peso de S200 en comparación con el hidrocarburo que quiere ser eliminado mediante este sistema. El funcionamiento del S200 consiste en adherirse al fuel y los ácidos grasos servirán como aperitivo de las bacterias degradadoras de hidrocarburos de modo que se produce una proliferación de las mismas. Una vez que se ha degradado la capa externa, existe una gran cantidad de nutrientes mezclados con el fuel y (en teoría) de muchas bacterias degradadoras de hidrocarburos. 29 T i m e - - > 4 5 . 0 0 4 0 . 0 0 3 5 . 0 0 3 0 . 0 0 2 5 . 0 0 2 0 . 0 0 1 5 . 0 0 1 0 . 0 0 5 e + 0 7 4 . 5 e + 0 7 4 e + 0 7 3 . 5 e + 0 7 3 e + 0 7 2 . 5 e + 0 7 2 e + 0 7 1 . 5 e + 0 7 1 e + 0 7 5 0 0 0 0 0 0 T I C : 5 3 3 A 1 . D \ d a t a . m s A b u n d a n c e Luego, debido a que en su composición también tiene sustancias utilizadas como surfactantes (principalmente éteres glicol) aumentaría la superficie de contacto entre las bacterias y el hidrocarburo en presencia de agua. En definitiva, cuando el producto es pulverizado sobre la zona contaminada, éste se adhiere al fuel, crea una microemulsión y estimula el crecimiento de las bacterias. Para caracterizar completamente al fertilizante oleofílico S200 se procedió a analizarlo mediante cromatografía de gases (GC) y espectrometría de masas (MS), tomándose 0.5 ml de S200 disueltos en 5 ml de diclorometano. Se agitó y se inyectaron 0.2 µl en el GC- MS. En resumen, se puede decir que el fertilizante oleofílico S200 está compuesto en su gran mayoría por ácidos grasos y éteres glicol (sustancias utilizadas como surfactantes) que le dan las propiedades antes mencionadas. Como se puede ver en la Figura 2.4 los picos del cromatograma marcados con el número 1 son los éteres glicoles (sustancias surfactantes) y los marcados con el número 2 son ácidos grasos, que le dan el carácter oleofílico al fertilizante. Figura 3. Cromatograma total de iones del S200 30 3.3.2 Fertilizante de liberación lenta El fertilizantede liberación lenta que se utilizó en los experimentos fue el Sierrablen 31- 5-7 que está formado por gránulos de una doble capa de urea-fertilizante con una lámina de sulfuro y otra de polímero, mezclado con fósforo y potasio. Los aspectos que más destacan de este producto son: 1. Se extiende con facilidad 2. Completamente libre de polvo 3. Tamaño de grano constante, no se forman pegotes 4. Nutriente constante que se libera en un largo periodo de tiempo que puede fluctuar de entre 2 y 3 meses (60 y 90 días) Cuando el producto se extiende, necesita agua para que esta penetre a través de la capa hacia el centro de los nutrientes, los disuelve y la capa libera el contenido en un ratio determinado dependiendo de la temperatura. Una vez que los gránulos estén vacíos la capa de material está totalmente degradada. La composición del fertilizante de liberación lenta es: 31% de Nitrógeno total, 5% de Iones Fosfato (P2O5) y 7% de Oxido de Potasio (K2O), Composición normalmente conocida como (31:5:7, N:P:K). Este producto se eligió debido a que existen otros productos de características similares en el mercado tales como las sales de laboratorio y fertilizantes líquidos, pero cuyo coste es muy superior al del fertilizante de liberación lenta en gránulo. Además, este fertilizante nos proporciona la relación adecuada de nutrientes para un tratamiento de bioestimulación. 3.3.3 Surfactante El surfactante utilizado en el experimento es Bioversal un producto totalmente biológico para la eliminación de los hidrocarburos. La empresa distribuidora lo describe como un producto eliminador de aceites concentrados, líquido, que puede ser mezclado sin límite con agua, pH neutro, protege el medio ambiente, dermatológicamente inofensivo, la descomposición biológica es muy sencilla y sus principales aplicaciones son las de eliminación de residuos de aceites e hidrocarburos. 31 Para aplicar el producto es necesario diluirlo en agua. El fabricante da una serie de ratios de dilución del producto con agua: Normal: ratios de 1:25 a 1:50, Técnicas con alta presión: ratios de 1:100 a 1:200 y Aceites en el agua: ratios de 1:100 a 1:200 Para saber su composición se tomó medio mililitro de Bioversal y se disolvió en 5 ml de diclorometano (no muy soluble). Se agitó y se analizaron 0,2 microlitros mediante GC- MS. Todos los compuestos identificados, al hacer el análisis por GC/MS, son compuestos que se comercializan en el mercado como surfactantes y que ninguno de ellos tiene propiedades que afecten al medio ambiente (números en Figure 4). A b u n d a n c e T I C : 5 3 4 A 1 . D \ d a t a . m s 2 e + 0 7 1 . 8 e + 0 7 1 . 6 e + 0 7 1 . 4 e + 0 7 1 . 2 e + 0 7 1 e + 0 7 8 0 0 0 0 0 0 6 0 0 0 0 0 0 4 0 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 0 0 T i m e - - > 1 0 . 0 0 1 5 . 0 0 2 0 . 0 0 2 5 . 0 0 3 0 . 0 0 3 5 . 0 0 4 0 . 0 0 4 5 . 0 0 Figura 4. Cromatograma del Surfactante 3.4 Diseño del Experimento y del Muestreo Los factores que se han tomado en cuenta para el análisis son los siguientes: 1. Tipo de suelo: suelo 1 y suelo 2. 2. Concentración de gasóleo: Nivel 1 y Nivel 2. 3. Fertilizante de liberación lenta: Si (1) y No (0) (abreviado, de aquí en adelante, “FL”). 4. Fertilizante oleofílico: Si (1) y No (0) (abreviado, de aquí en adelante, “FF”) 5. Surfactante: Si (1) y No (0) (abreviado, de aquí en adelante, “S”) 32 El resultado sería de 25 = 32 experimentos que quedan reducidos a 24 al no realizarse los ensayos correspondientes a la adición conjunta de los dos tipos de fertilizante por considerarse un absurdo desde el punto de vista operacional. Se excluyeron por lo tanto los ensayos (FL+FF) y (FL+FF+S) para los dos suelos y para las dos concentraciones de contaminante; en total 23 = 8 ensayos que se descuentan de los 32. A pesar de no incluir estos 8 ensayos, el experimento se puede considerar como equilibrado. El diseño final es de 48 experimentos (24 parcelas de 4 m x 4 m de superficie y 30 cm de profundidad), y que todas las experiencias se realicen por duplicado (24 x 2). Después de realizar un muestreo piloto y tomando en cuenta los errores atribuibles al procedimiento de la toma de muestras en campo, al modo de almacenamiento de las muestras, al tipo de preparación física y química en el laboratorio, y al método y equipo de análisis. Siguiendo el procedimiento de Visman desarrollado para el muestreo de graneles en actividades mineras y mineralúrgicas (Visman, 1969; Gy, 1979; Stanley, 2003) se selecciona un muestreo en tres puntos de la parcela con una masa de 1350 g cada una. Debido al peso (4 kg en total) se realiza la primera división de la muestra en campo. Finalmente, al laboratorio será llevado 1 kg de muestra por parcela. 3.5 Preparación del suelo Se pusieron en marcha un total de 48 parcelas destinadas a realizar las experiencias. Las parcelas tienen 4 x 4 metros con una profundidad aproximada de 30 cm de suelo constituyendo un volumen aproximado de 4,8 m3 de tierra y un peso aproximado1 de 7 t. Se efectuó la aplicación y el subsiguiente mezclado del gasoil con las tierras de ambos suelos, se utilizaron 200 l de gasoil en las parcelas de nivel 2 (aproximadamente 30.000 ppm) y 100 l en el nivel 1 (aproximadamente 15000 ppm). Las dosificaciones de nutrientes se realizaron a los 2, 60 y 120 días en las cantidades que se muestran en la Tabla 1. Nutrients Day 2 Day 60 Day 90 TOTAL Nivel 1 Nivel 2 Nivel 1 Nivel 2 Nivel 1 Nivel 2 Nivel 1 Nivel 2 FL 6 kg 12 kg - - 6 kg 12 kg 12 kg 24 kg S 0,25 L 0,5 L 0,15 L 0,3 L 0,15 L 0,3 L 0,55 L 1,1 L FF 1 L 2 L 0,5 L 1 L 0,5 L 1 L 2 L 4 L Tabla 1. Dosificación del Surfactante y los Nutrientes 33 Los días en las cuales se realizaron los muestreos, en las diferentes parcelas, se pueden resumir en la Tabla 2. Days Conc. 4 30 60 90 120 180 240 330 Nivel 1 X X X X X X X Nivel 2 X X X X X X X Tabla 2. Días de Muestreo La aireación y movimiento de tierra se lo realiza con doble objetivo uno homogenizar y el otro de oxigenar. Para ello se lo realiza los primeros 4 días de experiencia y luego cada 15 días. Y con el objetivo de mantener la humedad del suelo se realizan riegos periódicos de cada semana durante toda la experiencia a excepción de las semanas de lluvia. 3.6 Preparación y Análisis de las Muestras El procedimiento de preparación una vez llegada la muestra al laboratorio es: Secado al aire para mejorar eficiencia de extracción (diclorometano y agua son inmiscibles) en caso de humedad mayor a 30%. Trituración manual de la muestra para obtener una mayor superficie de contacto entre la muestra y el disolvente de extracción Reducción del tamaño de muestra desde 1/1,5 kg hasta 100/150 g mediante cuarteo. Pesado de 10 g de muestra. Cantidad de muestra que será usado en la extracción. Medición de humedad para ello se pesa otros 10 g de suelo y se calcula su peso en seco. Extracción del hidrocarburo. Se realiza la extracción con soxhlet basada en el método 3540C de la EPA, propuesto para extracción de compuestos no volátiles y semivolátiles en suelos (EPA, 1996). El disolvente utilizado es 100 mL de diclorometano. Evaporación de disolvente. Se realiza la evaporación con rotavapor hasta llegar a un volumen de 1mL. De este extracto 500 uL son almacenados en nevera y los 500 uL restantes son disueltos en 5 mL de disolvente para luego ser analizados en GC-MS. 34 3.7 Cuantificación de TPHs Se calibró el GC-MS para cuantificar TPHs (Total de Hidrocarburos del Petróleo). Para ello se siguieron las recomendaciones del método 8015 de la EPA. Dichas recomendaciones indican utilizar un producto lo más similar posible al original. Por lo tanto, se procedió a realizar la calibración correspondiente con el mismo productoque se vertió en las parcelas. Se seleccionaron 6 puntos de calibración entre 0 y el máximo nivel de concentración. Se prepararon viales con 1mL de disolución con cada una de las concentraciones. Finalmente, se sigue el mismo procedimiento que con el extracto de 1mL de disolución del suelo contaminado. Las disoluciones fueron inyectadas en modo “splitless” a 275ºC y en el puerto de inyección de un GC-MS Hewlett-Packard 6890-MSD 5973 usando un inyector automático. El sistema de GC-MS fue equipado con una columna capilar de 5% difenilpolidimetilsiloexano AT-5 de Altech (25m x 0.25mm x 0.20μm). Se utilizó como gas transportador Helio en una columna de 4.0psi de presión. Los gradientes utilizados fueron los siguientes: 60ºC (1min), calentamiento a 6.0ºC/min hasta 300ºC, 10min a 300ºC y 15min una vez terminado. 3.8 Modelo lineal Para realizar los modelos lineales se ha utilizado el programa R Project (R Core Team, 2017). Se realizaron modelos lineales con mínimos cuadrados ponderados donde el vector de ponderación era inversamente proporcional al tiempo en meses. Se realiza esta ponderación debido a que hay mayores cambios de las concentraciones justamente en los primeros días del experimento. Además, las variables utilizadas para realizar los modelos son las mostradas en la Tabla 3 donde la variable dependiente es la concentración en ppm del TPH y el resto de variable son tomadas como independientes. 3.9 Datos utilizados en los modelos Los datos que se han utilizado para la generación de los modelos se pueden observar en el Anexo A, que es una tabla que contiene un total de 13 columnas, en la que cada una de ellas pertenece a las variables antes descritas, y 546 filas, correspondiente al total de muestras tomadas y analizadas en los laboratorios. 35 En estas 546 filas no están incluidas 6 muestras que fueron eliminadas por ser consideradas como datos anómalos, estas muestras corresponden a la tercera campaña y microcosmos y ya que en esta campaña solamente se muestreó las parcelas y microcosmos con concentración teórica inicial de 10000ppm la muestras correspondientes son: del suelo 1 los tratamientos de control (“C”), surfactante(“S”), fertilizante oleofílico (“FF”), fertilizante de liberación lenta (“FL”) y fertilizante de liberación lenta con surfactante (“FL/S”), en el suelo 2 solamente se eliminó la de fertilizante oleofílico con surfactante (“FF/S”). Estos datos anómalos se produjeron debido a que se realizó la extracción de las muestreas demasiado húmedas (humedad > 25%), por lo tanto, el porcentaje de masa de suelo era menor y como la extracción es realizada con diclorometano, siendo esta sustancia inmiscible con el agua, no fue efectiva, dando mucho menos concentración de TPH de la que en realidad corresponde. También hay que mencionar que, en la última campaña, es decir, en la campaña 8, no se realizaron los análisis en los microcosmos. Los valores de las concentraciones iniciales, es decir a tiempo cero, con los que se han realizado todos los modelos son de 18800 ppm para todas las parcelas y microcosmos con concentraciones teóricas iniciales de 10000 ppm y de 37600 ppm para las parcelas y microcosmos con concentraciones teóricas iniciales de 20000 ppm. Estos valores son los valores calculados teniendo en cuenta la cantidad de producto que se añadió a las parcelas y microcosmos y la densidad aparente del suelo calculada en el laboratorio. De todas formas, y como se observará más adelante, cuando se realiza la modelización y para que haya un mejor ajuste, los modelos modifican los valores de concentraciones de TPH a tiempo cero, tanto en parcelas como en microcosmos. Los valores iniciales (a t=0) de las bacterias heterótrofas, degradadoras, actividad de deshidrogenasa y CO2 no se introdujeron en el modelo porque no se consideró como representativo de la realidad poner los mismos datos que se obtuvieron en el suelo original. Para el resto de las campañas los tiempos a los que se introducían estas variables biológicas se supusieron igual a los Tex (tiempos de extracción). Esto no es cierto, dado que puede haber un decalaje, normalmente entre 15 días y un mes, pero no hay otra forma de que el modelo pueda predecir los TPH excepto si tiene datos para todas las variables continuas en un mismo valor de tiempo. 36 Los valores de TPH, que constan en la tabla, para la primera campaña, con su respectivo tiempo de extracción, son el promedio entre el valor dado para cada una de las parcelas y su respectivo duplicado. Para los microcosmos, debido a que no existen duplicados, los valores son los mismos que se obtuvieron en el laboratorio. Este cálculo se lo realizó debido a la gran diferencia existente, en algunos tratamientos, entre los resultados de la parcela y su respectivo duplicado, intentándose disminuir la dispersión de los datos por lo menos en cada uno de los tratamientos y que se parezcan lo más posible a lo que en realidad está ocurriendo. 37 4. Resultados y Análisis Parte de los datos que se han utilizado para la generación de los modelos se pueden observar en la Tabla 3, en esta tabla se ven los datos correspondientes al suelo 1, concentración de nivel 1 y el tratamiento control. La tabla contiene un total de 14 columnas, en la que cada una de ellas pertenece a las variables antes descritas, y 474 filas, correspondiente al total de muestras tomadas y analizadas en los laboratorios. En estas 474 filas no están incluidas 6 muestras que fueron eliminadas por ser consideradas como datos anómalos, estas muestras corresponden a la tercera campaña de los microcosmos. En esta campaña solamente se muestrearon las parcelas y microcosmos con concentración de nivel 1. Del suelo 1 solamente se mantuvo la combinación fertilizante oleofílico con surfactante (“FF/S”) mientras que en el suelo 2 solamente se eliminó la de fertilizante oleofílico con surfactante (“FF/S”). También hay que mencionar que, en la última campaña, es decir, en la campaña 8, no se realizaron los análisis en los microcosmos. Como variable dependiente se selecciona la concentración de hidrocarburos totales del petróleo (TPH) y como independientes: tiempo en días (t) que es una variable de tipo continua mientras que: tipo de suelo (suelo 1 y 2), concentración (nivel 1 y 2), fertilizante de liberación lenta (0 y 1), fertilizante oleofílico (0 y 1) y surfactante (0 y 1) son variables de tipo discreta con los niveles que se muestran entre paréntesis. En los tres últimos casos 0 significa que no es usado y 1 que sí. Time [days] Soil Type Con. Level SF OF S Amendment Microcosm TPH [ppm] C18/Phi HB DB DA CO2 2 1 Level 1 0 0 0 C 1 22558 1,6 6,24 5,31 11,41 0,047 2 1 Level 1 0 0 0 C 1 22558 1,6 6,32 5,52 6,41 0,038 34 1 Level 1 0 0 0 C 1 11062 1,4 8,45 7,69 20,25 0,053 34 1 Level 1 0 0 0 C 1 20876 1,5 8,07 7,77 11,08 0,063 65 1 Level 1 0 0 0 C 1 15400 1,5 8,03 7,24 3,53 0,072 65 1 Level 1 0 0 0 C 1 18771 1,6 7,43 8,36 4,61 0,189 97 1 Level 1 0 0 0 C 1 8603 1,5 6,82 6,71 42,75 0,051 97 1 Level 1 0 0 0 C 1 13174 1,6 6,94 6,93 49,42 0,074 132 1 Level 1 0 0 0 C 1 9122 1,4 7,61 7,55 37,75 0,032 132 1 Level 1 0 0 0 C 1 7760 1,5 7,32 7,6 33,58 0,051 188 1 Level 1 0 0 0 C 1 11850 1,5 7,73 7,82 33,58 0,112 188 1 Level 1 0 0 0 C 1 10673 1,6 7,89 7,94 24,42 0,079 253 1 Level 1 0 0 0 C 1 7673 1,5 8,55 8,18 16,92 0,089 253 1 Level 1 0 0 0 C 1 7759 1,6 8,65 8,83 47,75 0,202 328 1 Level 1 0 0 0 C 1 8591 1,6 9,5 9,08 51,92 0,139 328 1 Level 1 0 0 0 C 1 9647 1,7 9,99 9,2 42,75 0,33 Tabla 3. Datos para la corrección de control para el suelo 1 y nivel de concentración 1 38 Por otro lado, las variables que miden la actividad biológica fueron estudiadas para seleccionar una de ellas. las bacterias degradadoras de hidrocarburos fueron las seleccionadas para incluirlas en el modelo de entre las bacterias heterótrofas,
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