DIRECTOR EXTERNO: M. en C. SAGRARIO VEYNA CASTAÑEDA ...

INFORME TÉCNICO DE LA OPCIÓN CURRICULAR EN LA MODALIDAD DE:

PROYECTO DE INVESTIGACIÓN

INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL

UNIDAD PROFESIONAL INTERDISCIPLINARIA DE BIOTECNOLOGÍA

“DEGRADACIÓN DE BTEX EN FASE GASEOSA POR

BIOFILTRACIÓN: APLICACIÓN EN CAMPO”

QUE PARA OBTENER EL TÍTULO DE:

INGENIERO(A) AMBIENTAL

PRESENTA:

ANA IYELITZIN CASTRO GONZÁLEZ

México, D. F. Mayo 2009

DIRECTOR INTERNO: Dra. ELVIA INÉS GARCÍA PEÑA

DIRECTOR EXTERNO: M. en C. SAGRARIO VEYNA CASTAÑEDA

Índice.

1 Introducción ________________________________________________________ 1

2 Justificación ________________________________________________________ 9

3 Objetivos __________________________________________________________ 10

Objetivo General __________________________________________________________ 10

Objetivos Particulares ______________________________________________________ 10

4 Metodología _______________________________________________________ 11

4.1 Generación de Inoculo. __________________________________________________ 11

4.1.2 Inóculo masivo _______________________________________________________ 12

4.2 Determinación de consumo de sustrato_____________________________________ 12

4.4 Ingeniería Básica _______________________________________________________ 14

4.4.1 Pruebas de Caída de presión ____________________________________________ 14

4.4.2 Dimensionamiento y cálculo de volumen de empaque del Biofiltro _____________ 15

4.5 Análisis de la Onda de Adsorción. Ecuaciones. _______________________________ 16

4.6 Preparación y Arranque _________________________________________________ 18

4.6.1 Empaque del Biofiltro __________________________________________________ 18

4.6.2 Equipo de Bioventeo __________________________________________________ 19

4.7 Operación_____________________________________________________________ 21

4.7.1 Muestreo en campo ___________________________________________________ 21

4.8 Métodos Analíticos. _____________________________________________________ 24

4.8.1 Equipo en laboratorio__________________________________________________ 24

5 Resultados _________________________________________________________ 25

5.1 Consumo de Fenol en matraz agitado y Velocidad de Consumo. _________________ 25

5.2 Resultados de los estudios de Caída de Presión_______________________________ 30

5.3 Análisis de la Onda Adsorción. ____________________________________________ 33

5.4 Mediciones en Campo. Petrosense PHA-100. ________________________________ 35

5.5 Conteo en placa de colonias de bacterias presentes en soporte de Biofiltro (reportado

en UFC/g de soporte) ______________________________________________________ 36

6 Conclusiones _______________________________________________________ 38

7 Referencias ________________________________________________________ 39

8 Anexos Cromatogramas. _____________________________________________ 42

“Degradación de BTEX en fase gaseosa por Biofiltración: Aplicación en Campo”

Proyecto de Investigación

pág. 1

1 Introducción

Con el fin de minimizar los impactos que las emisiones industriales gaseosas han

provocado sobre el medio ambiente y las personas se han desarrollado distintas

tecnologías de tratamiento y control para estos efluentes, basadas principalmente, en

las características físicas, fisicoquímicas y térmicas de sus componentes. Las

tecnologías convencionales más utilizadas para este fin son los equipos de absorción,

adsorción, reducción catalítica, combustión y condensación. Estas tecnologías resultan

ser de alto costo debido a que su funcionamiento requiere energía adicional y altos

costos de capital inicial, operación y mantenimiento (Bibeau et al., 1997) 3.

En los últimos años, se han desarrollado otras tecnologías de tratamiento de gases

basadas en la actividad biológica de algunos microorganismos, capaces de convertir

ciertos componentes químicos en fase gaseosa (contaminante), a productos comunes

de la degradación biológica como CO2, agua y biomasa (Adler et al., 2002 1; Jorio et

al., 1999) 11. . Estas técnicas de depuración biológica han demostrado ser efectivas y

económicas en el tratamiento de gases, con baja concentración de contaminantes y

altos flujos (Weber et al., 1995; Deshusses et al., 1999) 8.Estas tecnologías ofrecen

altas eficiencias de eliminación (> 90%), bajos costos de capital inicial y de operación,

y permiten trabajar a temperaturas relativamente bajas (15 a 30 ºC) y a presión

atmosférica, lo que implica un menor gasto de energía para el funcionamiento del

sistema (Mirpuri et al., 1997) 17.

Existen tres tipos de tecnologías para el tratamiento biológico de contaminantes en

fase gaseosa: biofiltros, biolavadores y biofiltros de película. Aunque todas estas

técnicas operan bajo el mismo mecanismo de degradación, ellas difieren en sus

diseños, control de parámetros, flexibilidad de operación y en algunas características

funcionales.

Entre los sistemas mencionados, los biofiltros han sido los más estudiados. Su

funcionamiento se basa en el contacto entre el flujo de aire contaminado y la flora

microbiana que se encuentra inmovilizada en un material sólido orgánico dentro del

biorreactor. El contaminante será la principal fuente de carbono o energía para las

bacterias aerobias que lo transformarán, debido a su actividad metabólica, en CO2,

agua y biomasa (Bibeau, op cit.) 3.



pág. 2

Para el adecuado funcionamiento de un sistema de biofiltración, se deben tener en

cuenta una serie de componentes y consideraciones de diseño, tales como: soporte o

material de relleno, microorganismos, contenido de humedad, temperatura, pH, caída

de presión, velocidad de flujo y tiempo de residencia de la fase gaseosa y nutrientes.

El proceso de biofiltración es aplicable a una amplia gama de contaminantes

gaseosos, entre los cuales destacan los COV’s. Dentro de estos, existen los

contaminantes BTEX (benceno, tolueno, etilbenceno y xileno) que corresponden a un

grupo de hidrocarburos volátiles monoaromáticos (figura 1), presentes en grandes

concentraciones en suelos contaminados por hidrocarburos. Son incorporados a la

atmósfera debido a las emisiones gaseosas de distintos procesos industriales, tales

como, refinerías de petróleo, industrias químicas, industrias que utilizan solventes,

industrias de pinturas e industrias procesadoras de madera y muebles (Reardon et al,

2000)18. Este grupo de contaminantes gaseosos ha preocupado a la comunidad

científica por sus serios efectos, a corto y largo plazo, sobre la salud de las personas y

el medio ambiente.

Figura 1. Estructura molecular de los BTEX



pág. 3

Figura 2. Vista aérea de la ex Refinería18 de Marzo

El presente trabajo se llevó a cabo en el marco del “Proyecto de Remediación en la Ex

Refinería 18 de marzo” (suelo contaminado por hidrocarburo), como parte del

anteproyecto de construcción del parque Bicentenario.

El terreno que ocupó refinería abarca 55 hectáreas (Figura 2), la zona a la que le están

dando prioridad en la rehabilitación abarca 22 hectáreas. Éstas últimas están divididas

en 7 zonas, de las cuales la 1 es la menos contaminada y en la 2, 3 y 4.Las áreas más

contaminadas corresponden a las zonas 5, 6 y 7.

La zona en la que se desarrolla la investigación, conocida como zona 5, fue durante el

tiempo de operación de la Refinería 18 de marzo zona de torres de enfriamiento,

donde se ubicaban tanques de almacenamiento de combustibles ya refinados.

La tabla 1 muestra que los derrames presentados son fracciones típicas de la

destilación de petróleo. Cada fracción contiene moléculas que tienen una distribución

considerable de pesos moleculares, además de los correspondientes intervalos de

solubilidades en agua e hidrofobia.

Tabla 1. Incidentes presentados en la zona 5 (Refinería 18 de marzo en operación).

Fuente: Archivos Ex Refinería 18 de marzo.

Año Tipo Combustible

1982 Derrame Diesel

1986 Derrame Diesel

1991 Derrame Turbosina



pág. 4

La complejidad química de las gasolinas depende de cuatro variables:

1. Origen del crudo que se refina

2. Modo de refinado

3. Tipo de gasolina

4. Aditivos empleados

Los detalles acerca de las diferentes fracciones obtenidas durante la destilación del

petróleo se muestran en la Tabla 2.

Tabla 2. Fracciones típicas de la destilación del petróleo.

Intervalo de

destilación

De la fracción

Numero de átomos de

carbono

Por molécula.

Usos

Inferior a 20ºC C1-C4 Gas natural, productos petroquímicos

20-60 ºC C5-C6 Éter de petróleo, solventes

60-100 ºC C6-C7 Solventes, ligroína

40-200 ºC C5-C10 Gasolina (gasolina de destilación directa)

175-325 ºC C12-C18 Queroseno y combustibles para motores

a reacción.

250-400 ºC C12 y superiores Gasóleo, fueloil y diesel

Líquidos no volátiles C20 y superiores Aceites minerales refinados, lubricantes y

grasa

Sólidos no volátiles C20 y superiores Ceras, asfaltos, alquitranes.

Fuente: Solomons, 1984; Ritmann et al., 1984 20

Los hidrocarburos mas problemáticos de la gasolina son los aromáticos de anillo

sencillo benceno, tolueno, etilbenceno e isómeros de xilenos (BTEX). Habitualmente

una gasolina sin plomo contiene un 5% de etilbenceno y de 6 a 7 % de xilenos.

Comparados con otros hidrocarburos de la gasolina, los BTEX son los más solubles en

agua, lo que los convierte en los contaminantes más importantes de esta.

Para gasolinas como el diesel y turbosina se utilizan aditivos oxigenados, el mas

común, MTBE (Metil ter-butil éter) es utilizado como antidetonante y oxigenante

(porcentaje en volumen < 5%).

El MTBE junto con los BTEX, son considerados los principales contaminantes de

aguas subterráneas (Ritmann, 1994) 20 ,ya que presentan solubilidad entre alta y



pág. 5

moderada en agua, así como moderados o bajos coeficientes de partición,

propiedades que permiten a los productos químicos emigrar a través del suelo hasta

alcanzar el agua subterránea sin que se reparta excesivamente en el suelo. Los BTEX

también tienen presiones de vapor altas, por lo que se transfieren rápidamente a la

atmósfera. Las características principales de estos compuestos se presentan en la

Tabla 3.

Tabla 3. Características físicas de hidrocarburos aromáticos.

Compuesto

Densidad

(g/cm3 a 20

ºC)

Cte. De

Henry, H

(atm-m3/mol

20ºC)

Solubilidad en

agua

(mg/l a 20ºC)

Coef. De partición

octanol/agua

Benceno 0.88 0.0055 1780 2.13

Etilbenceno 0.88 0.0088 152 3.34

Tolueno 0.87 0.0066 535 2.69

O-Xileno 0.88 175

M-Xileno 0.864

P-Xileno 0.861

Fenol 1.06 4.57x10-7 93,000 1.48

Fuente: Thibodeux, L.J. (1996). Environmental Chemodynamics, 2nd ed. New York:

John Wiley.24

Los BTEX son compuestos aromáticos de la gasolina difíciles de biodegradar. Si bien

son compuestos producidos naturalmente y existe microflora natural capaz de

degradarlos, no es suficiente para evitar su toxicidad. La persistencia generalmente

significa que no están presentes las condiciones necesarias para que se produzca la

biodegradación. Es entonces pertinente conseguir las condiciones para llevara cabo la

misma, de forma que el compuesto pueda ser degradado en un tiempo

suficientemente corto para disminuir el impacto en la salud humana y en el medio

ambiente.

Por otra parte, compuestos como los BTEX y MTBE, presentes en suelos y aguas

subterráneas y superficiales son perjudiciales y resisten al paso del tiempo, por tanto

es indispensable aplicar alternativas que reduzcan el tiempo de exposición al

ambiente, transformando a productos inocuos o de fácil acceso a la degradación



pág. 6

natural. Es importante que el producto de esta transformación biológica reduzca el

riesgo de toxicidad. El objetivo final es mineralizar los compuestos orgánicos en

inorgánicos, especialmente CO2 y agua.

La zona 5 tiene características hidrogeológicas particulares: se trata de un acuitardo

somero, con presencia de arcillas y limos. Para la contaminación de suelo y agua

subterránea por derrame, el líquido cae por gravedad, contaminando la superficie del

suelo, la zona no saturada y finalmente el propio acuífero.

Los entornos bajo la superficie son usualmente muy complejos. Son capas de estratos

permeables (arenas y gravas) e impermeables (sedimentos, arcillas y rocas). La

conductibilidad del agua y de los contaminantes es muy variable de acuerdo al entorno

bajo la superficie 8. Lo antes mencionado hace que los contaminantes no estén

disponibles a los microorganismos degradadores y sus enzimas. La presencia de

aceptores de electrones resulta un factor clave para la capacidad de degradación en

un escenario como el que se presenta en este estudio. En el caso de los hidrocarburos

aromáticos, las tasas de degradación se incrementan durante la descomposición

aerobia; por tanto, resulta esencial la introducción de oxigeno, característica que es

aprovechada por el Bioventeo. Esta tecnología consiste en generar las condiciones

que favorezcan la biodegradación, donde el requerimiento de oxigeno es

generalmente parecido a la cantidad de contaminantes presentes.

La resistencia a la biodegradación es producto también de la insuficiencia de

nutrientes como nitrógeno y fosforo, esenciales para el crecimiento de bacterias. Para

el tratamiento aerobio las concentraciones optimas de nitrógeno en forma de amonio o

nitratos se encuentra entre 2-8 gramos por cada 100 de materia orgánica, mientras

que el requerimiento de fosforo inorgánico es de 1/5 de cada 100 gramos. Cuando

tales nutrientes se encuentran por debajo de los niveles óptimos la cantidad de

biomasa se limita y las tasas de biodegradación se reducen notablemente.



pág. 7

El Bioventeo esta frecuentemente acompañado por un proceso de adsorción para el

tratamiento de las corrientes gaseosas producto del mismo, usando carbón activado

granular (GAC por sus siglas en ingles). El GAC tiene limitantes de operación y

económicas, pues su regeneración es costosa y la recuperación del contaminante es

inherente a transferencia de fase. Una alternativa a la adsorción de contaminantes en

GAC es la aplicación de un tratamiento biológico, durante el cual se lleva a cabo la

degradación de los contaminantes a productos inocuos. Debido a lo anterior, en el

presente proyecto se propone el uso de biofiltros de Carbón Activado Biológico (CAB)

como alternativa para la eliminación de los contaminantes presentes en las corrientes

gaseosas producidas durante el proceso de Bioventeo.

A inicios de la década de los 80 se comenzaron estudios sobre una variante de la

biofiltración que ha sido denominada Reactores de Carbón Activado Biológico o BAC

de acuerdo a su sigla en ingles (Biological Activated Carbon). El principio de

funcionamiento delo BAC se basa en dos procesos simultáneos que tienen lugar en el

biorreactor, a saber:

Adsorción en el carbón activado

Biodegradación

Durante el proceso de biodegradación los compuestos orgánicos son metabolizados

por microorganismos. (Chudyk and Snoeyink, 1984; Servais et al., 1992).7 Este

proceso resulta en la bio-regeneración, el tiempo de vida de un biofiltro se prolonga y

el carbón activado no requiere regeneración frecuente. El grado de regeneración es

controlado por difusión del sustrato en la superficie de la partícula de carbón activado

granular, donde ocurre la biodegradación, (Speitel and DiGiano, 1987).24 El proceso

de biodegradación aumenta la capacidad de adsorción del carbón activado granular,

haciendo posible la degradación de contaminantes como los BTEX.

Durante las primeras semanas de operación prevalece el proceso de adsorción; cabe

mencionar que el carbón activado granular es un buen material para el crecimiento de

microorganismos, encontrándose estos en la superficie y en los macroporos de la

partícula de GAC.



pág. 8

La aplicación de la biofiltración para el tratamiento de contaminantes BTEX, se debe a

que existen bacterias capaces de degradar estas sustancias a bajas concentraciones

y grandes volúmenes de gas. Por ejemplo, para la degradación del tolueno la especie

más estudiada y con la cual se obtienen altas eficiencias de eliminación del

contaminante, incluso en presencia de mezclas de BTEX, son las bacterias del género

Pseudomonas. Estos microorganismos poseen esta propiedad de biodegradación ya

que contienen el plásmido TOL que se produce en forma natural, lo que sugiere que la

capacidad de degradar los compuestos Xenobióticos puede ser el resultado, en parte,

de la interacción con moléculas generadas por la microflora natural. En la Tabla 4 se

enlistan algunos de los microorganismos capaces de degradar BTEX.

Tabla 4. Microorganismos con capacidad para degradar compuestos Xenobióticos e

hidrocarburos presentes en la gasolina en condiciones aerobias.



pág. 9

2 Justificación

El impacto de las emisiones de compuestos orgánicos volátiles (COV’s) al ambiente y

a la salud humana es ampliamente conocido. La persistencia de estos en sitios

contaminados generalmente significa que no están presentes las condiciones para

llevar a cabo la atenuación natural, por lo que resulta de vital importancia la

introducción de tecnologías para su total eliminación. El Bioventeo crea condiciones

para incrementar actividad microbiana, aunque en su aplicación se generan emisiones

gaseosas que contienen compuestos orgánicos volátiles, principalmente BTEX. La

aplicación de la biofiltración para eliminación de COV’s es una tecnología comúnmente

empleada en procesos industriales con eficiencias de remoción superiores al 90%. El

tratamiento de gases por actividad biológica permite transformar los compuestos

contaminantes a productos simples como CO2, agua y biomasa, por lo cual es

considerada una tecnología amigable con el medio ambiente y que en general tiene

costos de operación bajos.

Este proyecto tiene por objetivo la instalación de un sistema de biofiltración acoplado a

un tratamiento de Bioventeo aplicado a la remoción de BTEX presentes en agua

somera. Durante el presente proyecto se evaluará la operación de un Biofiltro bajo

condiciones de campo, lo que permitirá conocer la viabilidad de la biofiltración como

tecnología complementaria al tratamiento de suelo y agua contaminada de una

refinería.

Figura 3. Contaminación en suelo y agua.



pág. 10

3 Objetivos

Objetivo General

Determinar la degradación de BTEX en Biofiltro bajo condiciones de campo, en

el marco del Proyecto de Remediación de Suelos en predio Ex Refinería 18 de

Marzo, Delegación Azcapotzalco, Ciudad de México.

Objetivos Particulares

Establecer en experimentos en laboratorio las condiciones más adecuadas

para la operación del Biofiltro. Degradación de diferentes compuestos con la

microflora presente en el inoculo, concentraciones crecientes de sustrato,

caídas de presión, etc.

Determinar la operación de un Biofiltro y su eficiencia en la remoción de BTEX

presentes en corriente gaseosa producida durante la aplicación de un

tratamiento de Bioventeo.

Evaluar la factibilidad de aplicación del método de biofiltración como tecnología

complementaria en un tren de tratamiento para la eliminación de BTEX en

suelo y agua.



pág. 11

4 Metodología

La degradación biológica de BTEX se lleva a cabo en un reactor de lecho empacado,

para el cual se utilizó un tanque de 100 cm de altura y 110 cm de diámetro, con un

volumen total de 1000 L.

El Biofiltro fue acoplado a un sistema de extracción de vapores (Bioventeo) para el

tratamiento de acuífero confinado contaminado por hidrocarburo.

4.1 Generación de Inoculo.

4.1.1 Inoculo en matraz agitado. Para la experimentación se utilizo un consorcio

bacteriano, el cual contiene cepas adaptadas a compuestos fenólicos, proporcionado

por UAM IZTAPALAPA. El consorcio original fue previamente adaptado en presencia

de fenol y benceno durante 2 meses. El fenol, si bien es encontrado en la naturaleza

en bajas concentraciones, la forma considerada toxica, es aquella manufacturada

industrialmente y la presente en los hidrocarburos aromáticos; es un subproducto de

la oxidación del benceno. Para los fines de esta investigación el fenol fungió como

compuesto de fácil degradación, permitiendo la adaptación de los microorganismos al

medio, aumentando las concentraciones gradualmente; el benceno fue considerado el

compuesto de difícil degradación. Se utilizó medio mineral basal, con la composición

siguiente: para 1 L de agua destilada, NH4SO2, 3g; KH2PO4, 0.60 g; K2HPO4, 2.4 g;

MgSO4, 1.5g; FeSO4 0.03g. Se mantuvo inoculo en agitación mecánica y aireación

constantes a temperatura ambiente, adicionando fenol como sustrato cada 2 o 3 días.

•Inoculo en matraz agitado

Inoculo

•Densidad optica

•Curva tipo Fenol

Evidenciar degradacion •Pruebas de

caida de presion

•Calculo de volumen de empaque.Diseño de

Reactor

•Volumen para inocular reactor

•Volumen de empaque

Escalamiento•Operacion de

biofiltro

Reactor de lecho empacado



pág. 12

Figura 4. Inóculo en matraz agitado.

4.1.2 Inóculo masivo

Con base en las proporciones calculadas en las pruebas de caída de presión, se

produjo Inóculo en fermentador (30 L), en condiciones controladas de presión,

agitación y aporte de oxigeno, agregando como sustrato fenol (30 mL, 1% v/v), en

medio mineral basal, con composición conocida.

Figura 5. Fermentador de 30 L.

4.2 Determinación de consumo de sustrato

Los compuestos fenólicos fueron analizados por espectrofotometría UV-VIS usando

espectrofotómetro UNICO, filtrando previo a la lectura a través de membrana de

celulosa de 0.45 µm, con el fin de capturar la biomasa y así evitar interferencias en las

lecturas por espectrofotometría.

La absorbancia fue medida a una longitud de onda de 254 nm, longitud en la que es

medido el grupo funcional –OH de los fenoles. Se elaboró curva tipo de

concentraciones de fenol-agua de 0-2%, utilizando 3 mL como volumen de muestra.



pág. 13

La ecuación de la curva tipo fue la siguiente:

y= 0,005x -0,0020 (Ecuación 1)

r2=0.9987

Donde:

y=254 nm

x= concentración de fenol (mg L-1)

Figura 6. Espectrofotómetro BOECO UV-VIS y dispositivo para filtración.

4.3 Velocidad de Degradación

La velocidad de degradación fue calculada para visualizar claramente las cinéticas de

degradación en células libres y en el Biofiltro.

La velocidad de degradación fue obtenida con la formula siguiente:

V =𝑪𝒇−𝑪𝟎

𝒉 (Ecuación 2)

Donde:

𝐶𝑓= Concentración residual en la hora n [𝑚𝑔/𝐿]

𝐶0=Concentración inicial [𝑚𝑔/𝐿]

ℎ=Numero de horas transcurridas para la concentración residual [ℎ]

V= Velocidad de degradación [𝑚𝑔

𝐿ℎ]



pág. 14

4.4 Ingeniería Básica

4.4.1 Pruebas de Caída de presión

Se realizaron pruebas de caída de presión a diversos materiales en diferentes

proporciones, con la finalidad de obtener las caídas de presión mas bajas, pues esto

aseguraría el máximo rendimiento en cuanto a la operación del Biofiltro, ya que al

disminuir la oposición del flujo del gas, aumenta la actividad microbiana y disminuyen

los problemas de taponamiento por exceso de biomasa. Se montó sistema piloto para

determinación de la caída de presión en la columna a nivel laboratorio.

Soportes a Estudiar (caída de

presión):

Tezontle

Composta Madura

Carbón Activado

Paja

Figura 7. Pruebas caída de presión

Datos Experimentales

Volumen de la columna: 83.44 cm3

Usando una densidad de empaque de

0.5 g/cm3 (como base de calculo).

Volumen de columna total: 41.72 gsh

Donde:

Gsh= Volumen x ρ empaque [=] masa

(kg)



pág. 15

4.4.2 Dimensionamiento y cálculo de volumen de empaque del Biofiltro

Dimensiones del tanque:

Diámetro=110 cm

Altura=100 cm

Volumen= 0.95 m3

Gsh= Volumen x ρ empaque [=] masa (kg) (Ecuación 3)

Gsh= 950,000 cm3 X 0.5g/cm3

Gsh=475,000 gramos

Gsh= 475 kg de soporte húmedo

Una vez obtenidos los datos de las caídas de presión y elegidos la mezcla y

proporción de empaque, se realizaron los cálculos de gsh y volumen para cada

fracción del empaque. Donde se obtuvo lo siguiente:

Figura 8. Resultados obtenidos del cálculo de volumen de empaque.

En la figura 8, se presentan los volúmenes requeridos para obtener un soporte con

40% de humedad, obteniendo finalmente 475 kg de soporte húmedo a empacar en el

Biofiltro. Los porcentajes de humedad fueron obtenidos de las pruebas de caída de

presión, resultando por defecto el porcentaje de soporte seco.

40%

H2O

190 litros

Inoculo 30 litros

60%

Ss.

285 kg de Soporte seco

Gsh

475 Kg



pág. 16

4.5 Análisis de la Onda de Adsorción. Ecuaciones.

El análisis matemático de la onda de adsorción permite entender el comportamiento

del contaminante en la zona de adsorción, esto es, identificar y diferenciar de acuerdo

a las condiciones de operación del Biofiltro, la acción de la adsorción en el carbón

activado y la actividad microbiana. Se presentan a continuación las ecuaciones que

describen el comportamiento de la onda de adsorción:

Forma General de la Curva de Concentración

𝒙 = 𝒙𝟏 +𝒎𝒂

𝑲𝑨𝝆𝒂[𝒍𝒏

𝟎.𝟗𝟗𝑪𝟎

𝑪+

𝟏

𝜷−𝟏𝒍𝒏

𝟏−(𝑪 𝑪𝟎⁄ )𝜷−𝟏

𝟏−(𝟎.𝟗𝟗)𝜷−𝟏 ] (Ecuación 4)

Considerando la corriente gaseosa como una mezcla de compuestos de

concentración C0, diluidos en un gas portador (aire) , según aumenta el tiempo de

operación del proceso de adsorción, aumentara la cantidad de gas adsorbido en el

lecho. La forma de la curva de concentración representa la distribución de las

concentraciones de entrada y salida de la zona de adsorción, de forma sigmoidea,

representando idealmente, la relación concentración-longitud del lecho de adsorción.25

Espesor de la Zona de Adsorción

𝜹 =𝒎𝒂

𝑲𝑨𝝆𝒂[𝟒. 𝟓𝟗𝟓 +

𝟏

𝜷−𝟏𝒍𝒏

𝟏−(𝟎.𝟎𝟏)𝜷−𝟏

𝟏−(𝟎.𝟗𝟗)𝜷−𝟏] (Ecuación 5)

El espesor de a zona de adsorción 𝜹 , permite determinar la porción del lecho en la

cual tendrá lugar el efecto de adsorción, en esta zona la concentración del

contaminante pasa desde un estado saturado a uno cercano a la concentración 0,

permitiendo el calculo del espesor adecuado del mismo; esta determinado por la

velocidad superficial de la corriente de aire o gas portadores, 𝑚𝑎; el coeficiente de

transferencia de masa, 𝐾; el área de sección transversal, 𝐴; y la velocidad en la zona

de adsorción, 𝜌𝑎.25



pág. 17

Velocidad de la Zona de Adsorción

𝑽𝒂𝒅 =𝒎𝒂

𝝆𝒂𝝆𝒂𝒅𝑨(𝜶)𝟏 𝜷⁄ (𝑪𝟎)(𝜷−𝟏) 𝜷⁄ (Ecuación 6)

La velocidad en la zona de adsorción 𝑉𝑎𝑑, depende de la forma de la curva de

equilibrio (caracterizada por las constantes α y β), la concentración del gas

contaminante a la entrada, 𝐶0; la velocidad superficial de la corriente de aire o gas

portadores, 𝑚𝑎; densidad del gas portador, ρ𝒶 y la densidad aparente del lecho de

adsorción ,ρ𝑎𝑑.25

Tiempo de ruptura

𝒕𝑩 =𝑳−𝜹

𝑽𝒂𝒅 (Ecuación 7)

Es posible calcular el tiempo de ruptura suponiendo cero el tiempo requerido para la

zona de adsorción en su espesor total en la entrada; esta ecuación conduce a un

tiempo estimado conservador del tiempo de operación antes de que ocurra la ruptura,

donde L, corresponde a la longitud del lecho de adsorción; δ, al espesor de la zona

de adsorción, y 𝑉𝑎𝑑 a la velocidad en la zona de adsorción.25



pág. 18

4.6 Preparación y Arranque

4.6.1 Empaque del Biofiltro

Con las proporciones establecidas se procedió al empaque del Biofiltro. Se usaron 30

L de inoculo masivo y 285 Kg de mezcla en proporción 1:1:1 de tezontle negro,

composta madura, y carbón activado granular. Para empacar y lograr que el reactor

contara con una “cama de aireación” se diseño un soporte metálico con malla para

evitar perdida de soporte.

Figura 10,11. Mezcla soporte húmedo.

Figura 9. Mezcla soporte seco realizado

en campo al momento de empaque.



pág. 19

Figura 12. Soporte empacado en el Biofiltro

4.6.2 Equipo de Bioventeo

Para llevar a cabo la remediación de suelo por Bioventeo se contó con un equipo de

extracción de vapores, mostrado en las figuras siguientes:

a) Equipo de extracción b) Panel de control

C) Bomba para inyección de aire d) Nivel de agua en separador



pág. 20

e) Punto de muestreo de pozo f) Medidor de flujo en pozo

g) Carbon activado

h) i)Arreglo biofiltro-filtro carbon activado

j) Conexiones de PVC

Figura 13. a)-j) Componentes de equipo de Bioventeo.



pág. 21

4.7 Operación

4.7.1 Muestreo en campo

Las concentraciones en el gas serán medidas in-situ utilizando la sonda

PETROSENSE PHA-100 (Analizador de Hidrocarburos portátil para Agua y Vapor), la

cual funciona a través de tecnología FOCS (Fiber Optical Chemical Sensor); esta

tecnología esta basada en la modulación de la intensidad de luz transmitida cuando el

sensor es expuesto al hidrocarburo.

Se tomaron muestras en bolsas TEDLAR de capacidades de almacenamiento de 1,

5 y 10 L y a flujos entre 1-10 LPM (rotámetro Cole-Parmer para gases).

Figura 14. Sonda Petrosense PHA-100, Electrodo.



pág. 22

Figura 15. Esquema de funcionamiento de Biofiltro.

Flujo de Aire

Espesor de Lecho

empacad

Cama de Aire

Gas Bioventeo

> Concentración

ppm

Rotámetro

Rotámetro

Gas Tratado

< Concentración ppm

Petrosense PHA-100

Petrosense PHA-100

CAG + Composta + Tezontle

Actividad Microbiana

BTEX como sustrato

Válvula



pág. 23

Figura 16. Muestreo in-situ salida de Biofiltro



pág. 24

4.8 Métodos Analíticos.

4.8.1 Equipo en laboratorio

El análisis cuantitativo y cualitativo de la corriente gaseosa, es llevado a acabo por

Cromatografía de gases en el equipo Perkin-Elmer Clarus 500 con detector FID,

ubicado en el Laboratorio de Tecnología Ambiental. Para realizar una curva tipo

provisional se contó con mezcla de BTEX en proporción 1:1, realizada en el laboratorio

de Xenobióticos del CINVESTAV, usando botellas serológicas con tapones MINI-

NERT para lograr head-space y así inyectar muestra gaseosa con concentración

conocida.

Se utilizara estándar de mezcla de BTEX en nitrógeno en concentración de 100 mg/kg.

Condiciones cromatográficas recomendadas. 11

Condiciones generales:

Temperatura del inyector: 125 – 225 °C.

Temperatura de la línea de transferencia: 250 – 300 °C.

Interfase directa con división: Columna 4: DB-624 (6% cianopropilfenil / 94% dimetil

polisiloxano) de 60m x 0,32mm D.I., 1.8 μm de espesor de película o equivalente.

Flujo del gas acarreador: 1,5 mL/min

Temperatura inicial: 35 °C durante 2 min

Programa de temperatura: 4 °C/mínimo hasta 50°C, después 10 °C/min hasta 220 °C,

hasta que todos los compuestos esperados hayan eluído.

Relación de split: 100:1

Temperatura del inyector: 125 °C 11

Resultados de estas pruebas se presentan en el anexo 1.



pág. 25

5 Resultados

5.1 Consumo de Fenol en matraz agitado y Velocidad de Consumo.

Los primeros experimentos fueron realizados con el fin de evaluar la capacidad de un

consorcio microbiano para degradar distintos compuestos orgánicos volátiles

(principalmente BTEX). El consorcio microbiano fue utilizado previamente para la

degradación de compuestos fenólicos, debido a lo cual se considero que tenía la

capacidad para degradar otros compuestos de estructura aromática similar al fenol.

En la grafica 1 se muestra la cinética de degradación de diferentes concentraciones de

fenol. Para la concentración de 100 mg/L, el sustrato fue completamente removido en

100 horas de cultivo, mientras que a concentraciones de 200 y 250 mg/L la

degradación fue prácticamente completa en aproximadamente el doble del tiempo de

cultivo (200 h). Los perfiles de degradación para las dos últimas concentraciones

fueron similares. Los datos coinciden con reportes previos a cerca de la degradación

de fenol (Reardon, Mosteller et al., 2000).18

Grafica 1. Degradación de fenol en matraz agitado.

0

50

100

150

200

250

300

0 50 100 150 200 250

Co

nce

ntr

ació

n d

e F

en

ol

(pp

m)

Tiempo (horas)

200 mg/L

250 mg/L

100 mg/L



pág. 26

Para concentraciones de 200 mg/L, durante las primeras 2 semanas de operación, se

alcanzaron remociones del 75.6%. Mientras que a concentración de 100 mg/L la

remoción fue de 74.4% promedio. Después del primer mes de experimentación se

obtuvieron remociones entre 84 y 89% para concentraciones de 250, 200, 150 y 100

mg/L.

En la grafica 2 se presenta la cinetica de degradación para la mezcla fenol y benceno,

iniciada en la semana 4. La concentración de fenol fue ligeramente mayor con el fin de

favorecer el crecimiento microbiano, en la grafica se puede observar que el consumo

de los dos sustratos fue prácticamente simultaneo, en la semana 8 se obtuvieron

remociones del 92 % para ambos contaminantes. Los resultado sugieren que no

existio inhibión por sustrato y que el consoprcio es capaz de degradar eficientemente

ambos compuestos. Lo anterior ha sido ampliamente estudiado y discutido, algunos

autores sostiene que la presencia de fenol en mezcla con BTEX podria ocasionar una

inhibicion competitiva o bien podria tener un efecto favorable de induccion de enzimas

o de incremento de biomasa (Reardon et al., 2000).18

Grafica 2. Degradación de fenol y benceno en matraz agitado.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 50 100 150 200 250

Co

nce

ntr

ació

n B

en

cen

o +

Fe

no

l (p

pm

)

Tiempo (horas)

100 mg/L

150 mg/L

Benceno

Fenol



pág. 27

La literatura presenta diferentes escenarios con respecto a la cinética de degradación

de acuerdo a los sustratos y cepas utilizadas; la tabla 3 muestra el caso de los BTEX,

que presentan cinéticas competitivas o sin interacción, utilizando un consorcio no

especificado; el caso de la mezcla benceno-fenol, con P. pútida O1, presentó

parámetros de interacción. Para el caso presentado en la grafica 2 se observa que no

hay competencia ni inhibición en la degradación de ambos sustratos, considerando

que se trata de un consorcio, presumiblemente conformado por diferentes variedades

de Pseudomonas.

Tabla 4. Literatura reportada para cinéticas de biodegradación en mezclas de

contaminantes.

Sustratos Cepa Cinética de

Biodegradación

Referencia

Benceno, tolueno P.sp.B1 Competitivo Chang et

al.,1993

Tolueno, p-xileno P.sp.X1 Competitivo Chang et

al.,1993

Naftaleno,

fenantreno, pireno

Consorcio Competitivo Guha et al.,1999

BTEX Consorcio Competitivo o sin

interacción

Bielefeldt and

Stensel,1999

Pentaclorofenol,

fenol

Cepa pura no

identificada

Parámetros de interacción

(no totalmente

competitivo)

Klecka and

Maier., 1988

Benceno, fenol P.putida O1 No totalmente competitivo Reardon et

al.,2000

Los resultados de velocidad de consumo se presentan en la tabla 5, a),b) y c).La

velocidad de degradación en el matraz agitado se fue incrementando a medida que se

incremento la concentración de fenol. El comportamiento fue similar a diferentes

tiempos de cultivo. A medida que se prolongó el tiempo de cultivo se observó un

incremento en las velocidades de consumo de sustrato. Estos resultados pudieron

deberse a una mayor adaptación del consorcio al contaminante.



pág. 28

Tabla 5. Velocidad de consumo de fenol en células libres a lo largo de dos meses,

a),b)c).

a)

Semana 2

Concentración ppm Velocidad de consumo (mg L-1h)

250 6.8

200 6.3

150 5.1

100 3.1

b)

Semana 4


250 7.0

200 7.04

150 5.2

100 3.72

c)

Semana 8


250 7.92

200 7.71

150 5.82

100 3.80



pág. 29

Para mezclas de fenol y benceno, estudiadas en condiciones similares a las

presentadas, se muestran velocidades de degradación, para fenol, con concentración

máxima de 25 mg/L , 0.625 mg/Lh, y para el caso del benceno, con concentración

máxima de 20 mg/L, 2 mg/Lh de velocidad de degradación (Reardon, Mosteller et al.,

2000)18, mostrando que a bajas concentraciones aumenta la velocidad de

degradación, comparado con los resultados obtenidos en este trabajo.



pág. 30

5.2 Resultados de los estudios de Caída de Presión

La caída de presión es un parámetro muy importante para la operación de biofiltros a

mayores escalas, ya que definirá cuanta energía se requiere aplicar al sistema para

vencer la resistencia al paso del aire contaminado a través del soporte. La caída de

presión es una función de diferentes variables; entre ellas las características del

soporte (la porosidad, la capacidad de retención de agua) y de la humedad a la cual se

lleva a cabo el proceso. Por tanto se realizaron pruebas de la caída de presión para

cada uno de los posibles soportes a utilizar. Con la finalidad de determinar la mezcla y

composición que proporcione las mínimas caídas de presión.

La elección de los posibles soportes a estudiar se hizo en base a la literatura y se

establecieron diferentes condiciones de humedad y flujo de gas para un lecho

empacado de 250 mL de volumen. Los resultados obtenidos se muestran en las tablas

6, 7 y 8.

Tabla 6. Caída de presión en Tezontle

Tezontle ( Seco) (gr.) 41.72 gr.

Flujo (ml/min) 80 ml/min

Caída de Presión sobre la base (mmH2O) 0

Caída de Presión en la base (mmH2O) 1 mmH2O

Tabla 7. Caída de presión en Composta

Composta (seco) 41.76 gr.


Caída de Presión sobre la base (mmH2O) 0

Caída de Presión en la base (mmH2O) 1 mmH2O

Composta (Humedad 60%) 41.72 gr


Caída de Presión sobre la base (mmH2O) 5 mmH2O = 490 Pascales

Caída de Presión en la base (mmH2O) ----------



pág. 31

Tabla 8. Caída de presión en Carbón Activado

Carbón Activado (Humedad 62%) 30 gr.


Caída de Presión sobre la base (mmH2O) 3 mmH2O = 294.3

Pascales

Caída de Presión en la base (mmH2O) 3 mmH2O = 294.3

Pascales

En las tablas se compara la caída de presión obtenidas con tezontle y composta a

diferentes humedades (seca y 60%). Los resultados mostraron que para volúmenes

similares de tezontle y composta seca la ciada de presión fue cero, cabe señalar que

los datos se obtuvieron en sistema pequeño por lo cual se esperaría una mayor caída

de presión a volúmenes mayores. La composta húmeda (69%) produjo una caída de

presión de 3 mmH2O. De forma similar en la tabla 8 se muestra el valor de caída de

presión obtenida para el carbón activado (62% de humedad), la cual fue de 3 mmH2O.

Finalmente se observa un ligero decremento en la caída de presión cuando se usa una

mezcla de composta, tezontle y carbón activado (Tabla 9).

Tabla 9. Caída de presión en Mezcla 1:1:1 (Composta, Tezontle, Carbón Activado)

Mezcla 1:1:1 (Seco) 41.72 gr.


Caída de Presión sobre la base (mmH2O) 2mmH2O = 196 Pascales

Caída de Presión en la base (mmH2O) 2mmH2O = 196 Pascales

Mezcla 1:1:1 (Humedad Rel. 45%) 41.72 gr.


Caída de Presión sobre la base (mmH2O) 1 mmH2O = 98.1 Pascales

Caída de Presión en la base (mmH2O) 1 mmH2O = 98.1 Pascales



pág. 32

Se realizó una segunda prueba variando la humedad relativa a 45% y la densidad de

empaque a 0.8 g/cm3, obteniendo una caída de presión de 1 mmH2O = 98.1 Pascales.

Utilizando Flujo=0, se encontró una caída de presión de 6 mmH2O=588.6 Pascales.

Con un flujo aproximado de 80 ml/min se registró la caída de presión mínima, igual a

1mmH2O= 98.1 Pascales.

De lo anterior podemos concluir que, utilizando un flujo < a 100 ml/min obtenemos:

La proporción 1:1:1 es adecuada para el empaque del reactor, pues presenta una

caída depresión baja, la cual es ideal para el diseño del reactor, (como se muestra en

la tabla 9).



pág. 33

5.3 Análisis de la Onda Adsorción.

Dado que la mezcla tezontle, composta y carbón activado mostro la menor caída de

presión se decidió continuar los experimentos usando estos soportes. Considerando

que el carbón activado tiene una alta capacidad de retención (adsorción) del

contamínate se realizaron pruebas para determinar en cuanto tiempo se saturaba el

carbón activado. Se muestran a continuación los resultados obtenidos mediante la

aplicación de las ecuaciones 5,6 y 7 correspondientes a espesor en la zona de

adsorción, velocidad en la zona de adsorción y tiempo de ruptura respectivamente.

Los datos presentados corresponden al Biofiltro montado en campo y en las

constantes α y β correspondientes al carbón activado granular.

Datos del Biofiltro

P=760 mmHg= 1.03 bar

T= 298 K

Ma=1.6 Kg/sK =20 sˉ¹

A=0.95 m²

ρa= 450 kg/m

α=160 kg/m³

β=0.002

L=0.55 m

Espesor de la Zona de Adsorción

δ=0.0768 m

Velocidad de la Zona de Adsorción

Vad= 6.54 x 10ˉ m/s

Tiempo de Ruptura

tB=0.946 h = 56.76 minutos



pág. 34

Los resultados obtenidos muestran que la zona de adsorción representa más del 10%

de la longitud total del lecho (0.55m), coherente con la velocidad de adsorción y tiempo

de ruptura. El tiempo de ruptura, es decir el tiempo en el cual el carbón activado se

satura completamente, fue menor a una hora.

La alimentación de la corriente gaseosa proveniente del proceso de Bioventeo se

llevaba a cabo durante una hora al día. Tiempo en el cual se puede esperar que el

lecho de carbón activado se sature completamente, el consumo posterior del

contaminante se debe a degradación biológica. Estos datos reafirman el hecho de que

la mayor parte de los consumos que se presentan son por oxidación biológica.



pág. 35

5.4 Mediciones en Campo. Petrosense PHA-100.

Las mediciones en campo resultaron de gran importancia para este estudio. La sonda

Petrosense PHA-100 permite medir concentraciones de hidrocarburos totales en gas y

agua, con margen de error de 0.001 %; permite también el monitoreo de la

temperatura del gas. Las lecturas fueron tomadas de la corriente de entrada al Biofiltro

y en la salida del mismo, los datos de estas lecturas son presentados en la tabla 10.

La grafica 3 muestra concentraciones de entrada al Biofiltro constantes en las

primeras 150 horas y concentraciones de salida decrecientes en el mismo lapso.

Grafico 3. Degradación de contaminantes en fase gaseosa en condiciones de campo.

Tabla 10. Mediciones In-situ, Petrosense PHA-100

DÍA Entrada

PPM

Salida

PPM

0 689 639

2 670 543

4 689 401

6 653 326

8 586 224

0

100

200

300

400

500

600

700

800

0 50 100 150 200

Co

nce

ntr

acio

n H

CB

en

Fas

e G

ase

osa

(mg/

L)

Tiempo (horas)

Entrada

Salida



pág. 36

5.5 Conteo en placa de colonias de bacterias presentes en soporte de Biofiltro

(reportado en UFC/g de soporte)

Al hablar de biodegradación u oxidación biológica se considera el consumo de sustrato

y por tanto la generación de células nuevas o biomasa, la cual fue medida por conteo

en placa. En la grafica 4, donde se muestra el crecimiento microbiano, expresado en

UFC/gramo de soporte, se puede observar como va aumentando con el tiempo de

operación del Biofiltro. La tabla 11 presenta las UFC/gs encontradas en dos puntos de

monitoreo, evidenciando el crecimiento microbiano. En la tabla 12 se muestra el orden

de la cuenta de viables para suelos contaminados por hidrocarburos, que va de 103-

108 UFC/g; para este estudio el orden es de 104 UFC/g, que aunado a las condiciones

expuestas anteriormente, es suficiente para conseguir porcentajes de remoción

mayores al 90%.

Grafico 4. UFC/g de soporte presentes en empaque de Biofiltro variando con respecto

al tiempo de operación del mismo.

0.0E+00

5.0E+03

1.0E+04

1.5E+04

2.0E+04

2.5E+04

3.0E+04

3.5E+04

0 50 100 150 200 250 300

UFC

/gs

Tiempo de Operación (horas)

Pto 1 (UFC/gs)

Pto 2 (UFC/gs)



pág. 37

Tabla 11. UFC/g s correspondientes a flora encontrada en soporte de Biofiltro.

Horas de Operación PTO 1 (UFC/gs) PTO 2 (UFC/gs)

24 13250 11250

48 19000 19250

96 22250 21000

144 30000 27750

192 32250 30000

240 32000 30500

Tabla 12. Orden de Cuenta directa y de viables en suelos contaminados provenientes

de varios estudios. Fuente: (Thomas, Lee, Scott and Ward, 1986) Bioremediation of

Petroleum Contaminated Sites.19

Cuenta de Viables

(UFC/g)

Cuenta Directa

(Organismos/g)

Degradadores de

Hidrocarburos (UFC/g)

10³ a 106 106 105

- 106 105

> 106 106 a 108 10 3



pág. 38

6 Conclusiones

Las siguientes conclusiones se derivan de los resultados obtenidos:

El mantenimiento del inoculo en matraz agitado durante dos meses aseguro la

introducción de los microorganismos en la fase log de crecimiento, aumentando

la eficiencia de remoción.

Se observó que el consorcio utilizado respondió a la adaptación, en principio

con diferentes concentraciones de fenol y posteriormente con benceno,

demostrándose que los microorganismos fueron capaces de degradar ambos

compuestos sin generar competencia, disminuyendo las concentraciones de

ambos a la par

La mezcla que conformo el empaque del Biofiltro (CAG, tezontle y composta

madura), promovió el crecimiento bacteriano, resultando favorable de igual

manera para conseguir condiciones de caídas de presión mínimas en la

columna, favoreciendo la difusión de los contaminantes en el área transversal

del empaque.

Al presentar eficiencias de remoción mayores al 92%, en las condiciones de

operación presentadas, la biofiltración resultò un método de fácil operación y

factible como tecnología complementaria un tren de tratamiento para la

eliminación de hidrocarburos en suelo y agua.



pág. 39

7 Referencias

1. Adler, S. “Biofiltration of a Primer”. Environmental Protection. April, 2002.

2. Aizpuru, A., Dunat, B.,Christen, P.,Auria,R., García-Peña,I., Revah,S., (2005)

“Fungal Biofiltration of Toluene on Ceramic Rings”.Jornal of

Environmental Engineering Vol. 131 No 3.

3. Bibeau, L; K. Kiared; A. Leroux. “Biological Purification of Exhaust Air

Containing Toluene Vapor in a Filter-Bed Reactor”. The Canadian Journal

of Chemical Engineering, vol. 75, october 1997.

4. Bielefeld A, Stensel HD. 1999.Modeling competitive inhibition effects

during biodegradation of BTEX mixtures. Wat Res 33:707-714.

5. Chang,S.W., La, H.J., Lee, S.J.(2001).”Microbial degradation of

benzene,toluene,ethylbencene and xylene isomeres (BTEX)

contaminated groundwater in Korea.” Water Science and Technology Vol.

44 No 7 165-171.

6. Chang,Voice TC,Criddle CS.1993.Kinetics of competitive inhibition and

cometabolism in the biodegradation of benzene, toluene and p-xylene

by two Pseudomonas isolates. Biotechnol Bioeng 41:1057-1065.

7. Chudyk, Wayne A., Snoeyink, Vernon L. Bioregeneration of activated

carbon saturated with phenol. Environmental Science Technology, 1984,

18 (1), PP: 1–5

8. Deshusses, M.; C. Johnson. “Biofiltration of High Loads of Ethyl Acetate

in the Presence of Toluene”. Journal of the Air & Waste Management

Association. vol. 49: 973-979, 1999.

9. Devinny, J.; M. Deshusses; T. Webster. “Biofiltration for Air Pollution

Control”. Lewis Publishers, 1999.



pág. 40

10. Domenico and Schwartz.”Physical and Chemical Hydrogeology”

.2/e.Wiley.

11. Jorio, H; L. Bibeau; G. Viel; M. Heitz. “Effects of Gas Flow Rate and Inlet

Concentration on XyleneVapors Biofiltration Performance”. Chemical

Engineering Journal, vol. 76 (3): 209-221, 2000.

12. Klecka GM, Maier WJ.1988. Kinetics of microbial growth on mixtures of

pentaclorophenol and chlorinated aromatic compounds. Biotechnol

Bioeng 31:328-335.

13. Namkoong W; J.S. Park; J.S. VanderGheynst. (2002). Biofiltration of

gasoline vapor by compost media. Environmental Pollution. 121: 181–187.

14. NMX-AA-141-SCFI-2007, Suelos – Benceno, Tolueno, Etilbenceno y Xilenos

(BTEX) por cromatografía de gases con detectores de espectrometría de

masas y fotoionización – método de prueba.

15. NOM-138-SEMARNAT/SS-2003, Límites máximos permisibles de

hidrocarburos en suelos y las especificaciones para su caracterización y

remediación.

16. Mathur A.K; C.B. Majumder; S. Chatterjee. Combined removal of BTEX in

air stream by using mixture of sugar cane bagasse, compost and GAC

as biofilter media.(2006). Journal of Hazardous Materials. 148: 64–74.

17. Mirpuri, R., W. Jones, J.D. Bryers, "Toluene Degradation Kinetics for

Planktonic and Biofilm-Grown Cells of Pseudomonas putida 54G".

Biotech. Bioengrg., 53(6):535-546 (1997).

18. Reardon, K.; Douglas C. Mosteller, Julia D. Bull Rogers. “Biodegradation

kinetics of benzene, toluene, and phenol as single and mixed substrates

for Pseudomonas putida F1”. John Wiley & Sons, Inc. Biotechnol Bioeng

69: 385-400, 2000.

19. Riser-Roberts, Eve. Bioremediation of petroleum contaminated sites.

Editorial CRC, 1992.PP: 139-142.



pág. 41

20. Rittman B.E., McCarty P.L. Biotecnología del Medio Ambiente. Principios

y Aplicaciones. Primera edición, 2001. Editorial McGrawHill. Capítulos 14 y

15.

21. Roy J. Irwin. Environmental Contaminants Encyclopedia. BTEX and

BTEX Compounds. National Park Service Water Resources Divisions,

Water Operations Branch.

22. Seredynska-Sobecka,B; M. Tomaszewska; M. Janus; A.W. Morawski.(2005).

Biological activation of carbon filters. Water Research. 40: 355-363.

23. Speitel, G. E. Jr. and DiGiano, F. A., "The Bioregeneration of GAC Used to

Treat Micropollutants," Journal American Water Works Association, 79 (1):

64-73, 1987.

24. Thibodeaux, Louis J. Environmental Chemodynamics: Movement of

Chemicals in Air, Water, and Soil. 2nd Edition. Editorial Wiley. New York

1996. PP: 172-246.

25. Wark, K. Warner,C. Contaminación del Aire. Origen y control. Cuarta

edición, 1997. Editorial Limusa.



pág. 42

8 Anexos Cromatogramas.

Z5P1

Z5P5

Z5=Zona 5

PNo= pozo numero



pág. 43

Muestra Compuesta

Comparación de concentraciones y compuestos encontrados en tres de cinco

pozos.

Z5P2



pág. 44

Z5P3

Z5P4

SBV



pág. 45

SBF

SBV=Salida Bioventeo o corriente de entrada al Biofiltro.

SBF= Salida Biofiltro.

DIRECTOR EXTERNO: M. en C. SAGRARIO VEYNA CASTAÑEDA ...

Documents

Transcript of DIRECTOR EXTERNO: M. en C. SAGRARIO VEYNA CASTAÑEDA ...