GUIA DE BIOREMEDIACIÓ DE SÒLS CONTAMINATS PER...

GUIA DE BIOREMEDIACIÓ DE SÒLS CONTAMINATSPER HIDROCARBURS DEL PETROLI

AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYA1

Aquesta guia ha estat encarregada per l’Agència de Residus de Catalunya a la Universitat de Barcelona, Facultat de Biologia.

Equip de redaccióDra. Anna Maria Solanas Cànovas (Universitat de Barcelona, Facultat deBiologia)Marta Riera Reverter (Universitat de Barcelona, Facultat de Biologia)Georgina Vidal i Gavilan (D’ENGINY biorem, SL)

Elaborat per:

Juliol 2009

Revisió: Juliol 2009



RESUM 4

ACRÒNIMS 5

GLOSSARI 6

1 INTRODUCCIÓ I ANTECEDENTS 8

2 OBJECTIUS I CONTINGUTS DE LA GUIA 92.1 Objectius i abast 92.2 Fonts d’informació 92.3 Contingut i estructura 10

3 CONTAMINANTS OBJECTIU 113.1 Els hidrocarburs 113.1.1 Hidrocarburs alifàtics 113.1.2 Hidrocarburs aromàtics 123.1.2.1 Hidrocarburs monoaromàtics 123.1.2.2 Hidrocarburs aromàtics policíclics 133.2 Productes derivats del petroli 143.3 Determinació analítica de la contaminació del sòl 153.3.1 Determinació d’hidrocarburs del petroli 153.3.2 Determinaciód’hidrocarbursespecífics 193.4 Comportament i destí dels contaminants al medi 193.5 Propietats dels contaminants que regeixen el comportament al medi 213.5.1 Solubilitat 213.5.2 Constant de la llei de Henry (Hc) 223.5.3 Coeficientdeparticióoctanol-aigua(Kow) 223.5.4 Coeficientd’absorciódelsòl(Koc) 223.5.5 Temps de vida mitjana 23

4 ASPECTES GENERALS DE LA BIOREMEDIACIÓ DE SÒLS 264.1 La bioremediació i l’activitat microbiana 264.1.1 Processos metabòlics en la degradació dels hidrocarburs 274.1.2 Poblacions microbianes degradadores d’hidrocarburs 274.1.2.1 Poblacions implicades en la degradació d’hidrocarburs alifàtics 274.1.2.2 Poblacions microbianes implicades en la degradació d’hidrocarburs monoaromàtics 284.1.2.3 Poblacions microbianes implicades en la degradació d’hidrocarburs aromàtics policíclics 294.1.3 Bioestimulació i bioreforç 304.2 Factors que condicionen la biodegradació dels contaminants 304.2.1 Factors relacionats amb característiques geològiques de l’emplaçament 304.2.1.1 Textura 304.2.1.2 Permeabilitat 304.2.1.3 Estructuradelsòliestratificació 314.2.2 Factors relacionats amb el medi 324.2.2.1 Acceptor terminal d’electrons 324.2.2.2 Temperatura 324.2.2.3 pH 324.2.2.4 Humitat 324.2.2.5 Salinitat 324.2.2.6 Nutrients 324.2.3 Factors relacionats amb el mateix contaminant 33

ÍNDEX



4.2.3.1 Estructura química del contaminant 334.2.3.2 Concentració i toxicitat del contaminant 344.2.3.3 Biodisponibilitat del contaminant 344.2.4 Factors relacionats amb les poblacions microbianes 354.3 Fases d’un projecte de bioremediació 364.3.1 Investigació de l’emplaçament 364.3.2 Assajos de tractabilitat 374.3.3 Assaig a escala pilot 394.3.4 Implementació de la tecnologia de bioremediació escollida 394.3.5 L’atenuació natural com a actuació postremediació 40

5 TECNOLOGIES DE BIOREMEDIACIÓ DE SÒLS CONTAMINATS PER HIDROCARBURS 415.1 Descripció general de les tecnologies 415.1.1 Tecnologies in situ 415.1.2 Tecnologies ex situ 435.1.3 Avantatges i desavantatges de les tecnologies 455.2 Contaminants que poden ser tractats de manera efectiva per cada tecnologia 485.2.1 Contaminants objectiu 485.2.2 Mescles de contaminants i toxicitat 485.2.2.1 Presència d’una mescla de productes amb diferents graus de biodegradabilitat 495.2.2.2 Presència d’una mescla de productes biodegradables i productes que exerceixen una acció inhibitòria a les poblacions microbianes presents a l’emplaçament 495.2.2.3 Presència d’una mescla de productes biodegradables i recalcitrants 495.3 Avaluació de la viabilitat de les tecnologies de bioremediació 50

6 BIOVENTEIG 536.1 Paràmetres de disseny del bioventeig 536.2 Equips i components per a la instal·lació d’un bioventeig 556.3 Operació i manteniment 586.4 Monitoratge i seguiment 59

7 BIOPILA 627.1 Paràmetres de disseny de la biopila 627.2 Equips i components per a la instal·lació d’una biopila 647.3 Operació i manteniment 677.4 Monitoratge i seguiment 68

8 LANDFARMING 708.1 Paràmetres de disseny d’un landfarming 708.2 Equips i components d’un landfarming 718.3 Operació i manteniment 738.4 Monitoratge i seguiment 73

9 ANM POSTREMEDIACIÓ 75

10 COSTOS DE LES TECNOLOGIES DE BIOREMEDIACIÓ 7710.1 Elements del cost de la bioremediació 7710.2 Factors que afecten el cost de la bioremediació 7810.3 Costos de les tecnologies de bioremediació 79

11 COMENTARIS FINALS 81

12 BIBLIOGRAFIA 82

ANNEXOS 86



RESUMLa contaminació per hidrocarburs del petroli i els seus derivats representava un 48,7% respecte al total de contami-nació en emplaçaments potencialment contaminats a Catalunya l’any 2007. Disposar d’eines i documents tècnics quepermetinabordar-nelaproblemàticapotser,doncs,degranutilitatperalagestiód’aquestssòls.

Dins dels diferents tipus de tractaments de sòls contaminats, la bioremediació, tecnologia basada en la utilització de microorganismes per destoxicar o eliminar contaminants del medi, permet la transformació dels contaminants enproductesinnocus,mitjançantl’activitatenzimàticadelsmicroorganismes.Pertant,suposaunasoluciódefinitivaalproblema,jaquenogeneraunresidufinal,compotpassarenaltrestipusdetractamentsi,amés,presentaunavantatge afegit a causa del seu baix cost.

La biodegradació microbiana dels contaminants està condicionada per factors relacionats amb el tipus de conta-minant, i amb les condicions ambientals de l’emplaçament. Un bon coneixement d’aquests factors ens permetrà bioestimular els microorganismes existents i augmentar la biodegradació. Abans d’implementar qualsevol tecnologia de bioremediació, ja sigui in situ (sense excavació ni trasllat del sòl) o ex situ (amb excavació i trasllat del sòl), cal investigar l’emplaçament, realitzar assajos de tractabilitat al laboratori i assajos a escala pilot. Per escollir la tecnolo-giaquepotsermésapropiadadavantuncasconcretdecontaminació,s’haurandetenirencompteelsparàmetresquecondicionenl’efectivitatdelesdiferentstecnologiesdebioremediacióiavaluar-ne,posteriorment,elsdetallsdeldisseny. Finalment, cal destacar la importància de dur a terme un monitoratge sobre diferents paràmetres durant elprocésdedescontaminació,afid’assegurar-neelfuncionamentcorrecteiverificarl’assolimentdelsobjectiusderemediació establerts per al cas.

Per afrontar tots aquests conceptes, presentem aquesta guia de bioremediació de sòls contaminats per hidrocar-bursderivatsdelpetroli,afiquesiguid’utilitatperalsdiferentsagentsparticipantsdelprocésdegestiódesòlsaCatalunya.



ACRÒNIMSAgència Europea de Medi Ambient

Atenuació natural monitorada

Activitat potencialment contaminant

Agència de Residus de Catalunya

Benzè, toluè, etilbenzè i xilens

Classificaciócatalanad’activitatseconòmiques

Carbonis equivalents

Classificaciónacionald’activitatseconòmiques

Carboni orgànic total

Compostos orgànics volàtils

Compostos del rang del dièsel

Extracte orgànic total

Ètertert-butiletílic

Cromatografiadegasos

Cromatografiadegasos-deteccióperionitzaciódeflama

Compostos del rang de les gasolines

Hidrocarbur aromàtic policíclic

Constant de la llei de Henry

Polietilè d’alta densitat

Informe preliminar de situació

International Union of Pure and Applied Chemistry

Coeficientd’absorciódelsòl

Coeficientdeparticióoctanol-aigua

Ètertert-butilmetílic

Fase líquida no aquosa

Nivells genèrics de referència

Nombremésprobable

Organització Mundial de la Salut

Bifenil policlorat

Pentaclorofenol

Tert-butilalcohol

Hidrocarburs totals del petroli

Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group

Unitats formadores de colònies

United States Environmental Protection Agency

AEMA

ANM

APC

ARC

BTEX

CCAE

CE

CNAE

COT

COV

DRO

EOT

ETBE

GC

GC-FID

GRO

HAP

Hc

HDPE

IPS

IUPAC

Koc

kow

MTBE

NAPL

NGR

NMP

OMS

PCB

PCP

TBA

TPH

TPHCWG

UFC

US EPA



GLOSSARIA continuació es llisten els principals conceptes que es fan servir en aquesta guia:

• Acceptor d’electrons:elementsocompostosqueesredueixenenrebreelselectronsd’uncompostmésoxidat.

• Atenuació natural: reducció de la massa, la concentració o la toxicitat d’un contaminant al medi com a conseqüència de processos naturals físics, químics o biològics, com ara la degradació o la volatilització.

• Biodisponibilitat: concepte referent a l’accessibilitat del contaminant a l’atac microbià.

• Bioestimulació:complementdelabioremediacióbasatenlamodificaciódelescondicionsambientalsafid’afavorirl’activitatmicrobianadelafloranativa.

• Biopila: tecnologia de bioremediació ex situ de sòls contaminats basada en l’excavació del sòl contaminat i en la seva disposició en piles. L’activitat microbiana s’estimula, principalment, mitjançant l’aeració i l’addició de nutrients, humitat o cosubstrats.

• Bioreactor:recipientosistemaexternal’emplaçamentonesduuatermeelprocésdebiodegradaciódelscontaminants objectiu.

• Bioreforç:complementde labioremediacióbasaten la inoculaciódesoquesmicrobianesespecífiquesoconsorcisdemicroorganismesambcapacitatsmetabòliquescomplementàries,afidemillorarlacapacitatdebiodegradaciódelsistemarespecteauncontaminantespecífic.

• Bioremediació: tecnologia de remediació de sòls i d’aigües basada en la utilització de l’activitat metabòlica microbiana per destoxicar o eliminar contaminants del sòl i de les aigües subterrànies.

• Bioventeig: tecnologia de bioremediació in situ de sòls basada en l’estimulació de la biodegradació mitjançant l’aeració de la zona soma per moviment forçat d’aire (per injecció o extracció).

• Capacitat de camp: propietat del sòl que descriu la quantitat màxima d’aigua que pot retenir un cop se n’ha escorregut tota l’aigua gravitatòria.

• Coeficient d’absorció del sòl (Koc): constant de repartiment que relaciona les concentracions d’un compost que s’estableixen a l’aigua i al carbó orgànic del medi en equilibri a una temperatura determinada.

• Coeficient de partició octanol-aigua (Kow): constant de repartiment que relaciona les concentracions d’un compost que s’estableixen a l’aigua i als solvents orgànics del medi en equilibri a una temperatura determinada.

• Cometabolisme:procésdedegradacióenelqualelsmicroorganismestransformenuncompost,peròsensepoder-loferservircomasubstratdecreixement.

• Compostatge: tecnologia de remediació ex situ basada en la transformació microbiològica aeròbica del sòl barrejatambagentsestructurantsafid’obtenirunamatèriaorgànicaestable(compost).

• Contaminants objectiu: contaminants objecte de gestió en un cas determinat de contaminació de sòls.

• Constant de la llei de Henry (Hc): constant de repartiment que relaciona les concentracions d’un compost a l’aigua i a l’aire en equilibri a una temperatura determinada.

• Ex situ: terminologia llatina que fa referència al conjunt de tecnologies de restauració de sòls (i aigües



subterrànies)querealitzeneltractamentforadelamatriuoriginal,ésadir,uncops’hadutatermel’excavaciódel sòl (i l’extracció de les aigües subterrànies) perquè es tracti posteriorment en una planta en superfície.

• Fase d’aclimatació: període de temps que transcorre entre l’arribada d’un contaminant a un medi determinat i l’inici en la detecció de la seva disminució.

• In situ: terminologia llatina que fa referència al conjunt de tecnologies de restauració de sòls (i aigües subterrànies) que es realitzen a la matriu original, sense excavació dels sòls ni extracció d’aigües subterrànies.

• Landfarming: tecnologia de bioremediació ex situ basada en la biodegradació dels contaminants estimulada mitjançant la llaurada periòdica i l’addició de nutrients.

• Línies d’evidència:mètodesdecàlcul, representaciógràfica,avaluacióoanàlisi queposendemanifestprocessos d’atenuació dels contaminants.

• Objectius de remediació:valorsestablertscomapuntfinaldelaremediació.Elsobjectiusderemediacióespodendefinird’acordambunmarc legal,unenfocament tecnològicouncontextespecífic, iespodenexpressar en termes de concentracions objectiu o percentatges d’eliminació.

• Off site: terminologia anglosaxona que fa referència a les tecnologies de restauració ex situ que realitzen el tractament del sòl fora del mateix emplaçament.

• On site: terminologia anglosaxona que fa referència a les tecnologies de restauració ex situ que realitzen el tractament del sòl al mateix emplaçament.

• Permeabilitat:paràmetredelmediquedescriulasevacapacitatdetransportd’unflux(líquidogasós).

• Porositat: propietat del sòl que indica la proporció de volum no ocupat per la fracció sòlida; s’expressa en tant per cent del volum total.

• Recalcitrant: característica d’un compost que indica un grau de resistència en la seva degradació.

• Receptors:persones,estructures,instal·lacions,cursosfluvialsoqualsevolaltrecomponentdel’entornqueestigui o pugui quedar afectat per la presència de la contaminació.

• Temps de vida mitjana: temps necessari per degradar el 50% de la concentració d’un compost.

• Textura: propietat del sòl que descriu la proporció de les diferents mides de gra existents a la seva matriu.



1INTRODUCCIÓ IANTECEDENTS

Elssòlshanestatisónobjectedecontaminació.Lacontribuciómésimportantaaquestacontaminacióhatingutllocdesdelseglepassatfinsalstempsactuals.Eldesenvolupamentindustrial,elcreixementdemogràfic,laurbanitza-ció, i sovint la falta de conscienciació social davant de l’abocament de productes químics al medi, han conduït cap a unaugmentnotabledecasosdecontaminació.Mésrecentment,eldesenvolupamentnormatiuil’apariciódeprinci-pis de conservació i responsabilitat ambiental estan contribuint a detectar i actuar sobre aquesta contaminació1.

Les causes que condueixen a la contaminació de sòls són diverses, com ara l’emmagatzematge incorrecte de pro-ductes i residus en activitats industrials, els accidents en el transport de mercaderies, les fuites en tancs, l’ús incor-recte de pesticides i adobs, els abocaments incontrolats d’aigües residuals, el mal estat de les xarxes de clavegue-ram, etc. Amb l’objectiu d’aconseguir la protecció de la salut humana i del medi ambient, s’han anat desenvolupant tècniques per restaurar emplaçaments contaminats, les anomenades tècniques de remediació. Aquestes tècniques comprenendesdeladeposiciófísicadeterrescontaminadesenabocadors,finsatractamentsdebasefísica,quími-ca o biològica, desenvolupats tant in situ —al mateix emplaçament, sense necessitat d’excavar el sòl contaminat—, com ex situ—uncopelsòlhaestatextretdelasevalocalitzacióoriginal.Elresultatfinaldelaremediaciópotser,doncs, el trasllat de la contaminació d’un emplaçament a un altre (abocador), la transferència a un altre medi (per exemple,alafasegas)oladestrucciódelscontaminants(perexemple,perincineracióobioremediació).Elcostfinalde la remediació diferirà en funció de les característiques del cas i del tipus de tractament o tecnologia emprada.

La bioremediació presenta els avantatges de transformar els contaminants en productes innocus com el CO2 i el H2O,ideteniruncostinferioralstractamentsfisicoquímics.Latecnologiadelabioremediaciós’estàaplicantambèxit des de fa anys als EUA i a països europeus com ara Holanda, Dinamarca i Alemanya, tant en sòls com en aigües subterrànies. Tenint en compte els avantatges esmentats, i les experiències prèvies tant a Catalunya com a d’altres països,espotafirmarqueelcampdelabioremediaciótéunpotenciald’expansióprometedoralnostrepaís.L’apli-cació de les alternatives in situencaixa,alhora,ambelsobjectiusmarcatsperl’AgènciadeResidusafidepotenciarla recuperació de sòls sense necessitat d’excavació. En aquest sentit, l’Agència de Residus de Catalunya fa un esforç per potenciar l’ús de tecnologies innovadores que ofereixin una alternativa econòmica i viable a la disposició controladaialstractamentsquegenerenfluxosresiduals.

Aquestaguiapretén,doncs,serd’utilitatperalsprofessionalsdelsectordelssòlscontaminats,iespecialmentalsqui n’hauran d’avaluar el disseny o la viabilitat en casos de contaminació per hidrocarburs derivats del petroli. Per als casos de contaminació d’aigües subterrànies, es pot consultar la Guia de bioremediació d’aigües subterrànies contaminades per hidrocarburs derivats del petroli, de l’Agència Catalana de l’Aigua (2008).

1Segonsdadesdel’ARCcorresponentsal’any2006,deles1.641APCavaluades,575esvanidentificarcomaemplaçamentspotencialmentcon-taminatsdesprésd’unaanàlisiexhaustiva.L’any2007,eltotalacumulatd’APCavaluadesvaserde2.348,iesvanidentificar707emplaçamentspotencialment contaminats (valor acumulat).



2OBJECTIUS I CONTINGUTS DE LA GUIA

2.1 Objectius i abast

Aquestaguiapreténproporcionarunaeinaalsagentsimplicatsenlagestió i larecuperaciódesòlscontaminatsa Catalunya en relació amb l’aplicació de la tecnologia de la bioremediació de sòls contaminats per hidrocarburs derivats del petroli: agents de l’Administració, consultors, enginyers, causants i responsables de la contaminació, i d’altres que puguin quedar afectats en casos de contaminació del sòl. Amb aquest objectiu, la guia aporta informació en matèria de:

•Reculldelsfactorsquecondicionenlabioremediaciódesòlscontaminatsperhidrocarburs.

•Descripciódelesdiferentstecnologiesdebioremediacióexistents,aixícomlaseqüènciadelesfasesques’hihan d’incloure per a la seva implementació.

•Caracterització, disseny i avaluació d’alternatives de bioremediació de sòls contaminats per hidrocarbursderivats del petroli.

2.2 Fonts d’informació

La informació emprada per a la redacció de la guia s’ha extret tant de l’experiència acumulada en aplicacions de bioremediaciócomdedocumentsgeneratsperdiferentsorganismesoficials,principalmentdelesagènciesambien-tals dels Estats Units i d’Europa. Per emmarcar l’aplicació de la bioremediació a l’entorn català s’han utilitzat dades pròpiesdel’AgènciadeResidusdeCatalunya.Finalment,tambés’haconsultatbibliografiacientíficaafid’obtenirinformacióespecíficasobrelatecnologia,elsfactorsqueintervenenenelprocésilescaracterístiquesdelesalter-natives tecnològiques de bioremediació.



2.3 Contingut i estructura

Eldocuments’haorganitzatendiferentscapítols,estructuratsd’acordambunnivellcreixentdedetall,afiquecadausuarihitrobilainformaciómésadientalessevesnecessitats.

Al capítol 3 es presenten els contaminants objectiudelaguia,lescaracterístiquesielstipusd’anàlisisméshabitu-alsperquantificar-neelsnivellsalsòl.S’hiexplica,també,quinéselseucomportamentuncopentrenalmedi,aixícomelsfactorsqueencondicioneneldestífinal.

Al capítol 4, introductori de la bioremediació, s’hi presenten els conceptes generals sobre la biodegradació dels contaminants i el metabolisme dels microorganismes, i es dóna especial importància als diferents tipus de factors que poden condicionar l’activitat microbiana de degradació.

Elcapítol5inicialapresentaciódelesdiferentsalternativestecnològiquesdebioremediació,iendefineixelsfo-naments, els avantatges i els desavantatges, i els paràmetres que en condicionen la viabilitat. Seguidament, els capítols6,7i8presenteninformaciótècnicaperaldissenyieldesenvolupamentdelestresprincipalstecnologiesde bioremediació (bioventeig, biopila i landfarming respectivament). Posteriorment, i per als casos on calgui reduir contaminacióromanentuncopfinalitzadalabioremediació,s’haincorporatuncapítol(9)relatiualescaracterísti-quesdel’úsdel’atenuaciónaturalmonitoradacomaalternativafinalistaposterioralabioremediació.Elresumdecostos de cada alternativa s’inclou al capítol 10.

Al capítol 11, que serveix com a síntesi de tota la guia, es presenten diferents aspectes de la bioremediació que necessitarien ser objecte d’investigació.

Finalment,alcapítol12esreculllabibliografiaconsultadaperal’elaboraciódelaguia.

Als annexos s’hi pot consultar informació complementària a la guia.



3 CONTAMINANTSOBJECTIU

Els contaminants objectiu d’aquesta guia són els hidrocarburs derivats del petroli, compostos que, pel seu ampli ús,hanesdevingutelscontaminantsméscomunsdelssòlsdeCatalunya.Aquestscontaminantssónintroduïtsalmedicomaresultatdel’activitathumana,principalmentderivatsdeprocessosdecombustióindustrial,larefinaciódel petroli, les activitats associades al transport i els vessaments accidentals. L’ampli ventall de compostos hidrocar-burats, ja sigui del cru de petroli o dels seus derivats, origina grans diferències en el seu comportament al medi i, per tant,fanecessariconèixer-lospertaldedur-neatermelabioremediació.

3.1 Els hidrocarburs

L’estudi detallat dels hidrocarburs d’un cru de petroli agrupa els diferents compostos que el conformen en famílies d’hidrocarbursalifàtics(parafinesvolàtils,parafinesnovolàtils,naftensiolefines),id’hidrocarbursaromàtics(mono-aromàtics i poliaromàtics). A continuació se’n resumeixen les característiques principals.

3.1.1 Hidrocarburs alifàtics

Elshidrocarbursalifàticscomprenen,comacompostosmajoritaris,lesparafinesvolàtils(alcansnoramificatsira-mificatsoisoprenoides,finsaC10),lesparafinesnovolàtils(alcanslinealsiramificatsentreC10 i C40) i els naftens (cicloalcansicicloparafines).

Les parafines volàtilscomponenlafracciómésvolàtildelcru,ipertantlaméssusceptibledeperdre’sabiòticamentpervolatilització.Estanformadespern-alcansiisoprenoidesvolàtilsdeC1 a C10,ipodenrepresentarfinsaun30%delcrudepetroli.LafracciógasnaturalcontéprincipalmentmolèculesdeC1-C5.

Pel que fa als isoprenoides volàtils, estan representats principalment per l’isobutà i l’isopentà, de 4 i 5 àtoms de C respectivament,totiquepodenarribaratenir10àtomsdecarboni(comarael2,6-dimetiloctà).Tanmateix,elsho-mòlegsdeméspesmoleculardisminueixenlasevapresènciaalcruambl’incrementdepesmolecular.

Les parafines no volàtils(n-alcansiisoprenoides)presentenentre11i40àtomsdeC.Lesmolèculesd’entreC11 i C15sóndevolatilitatintermèdia.Elsn-alcansoscil·lenentreC11-C40,encaraquesen’handescritcadenesmésllargues,ipodenconstituirentreel15-20%decrusnodegradats.Elsisoprenoides,contràriament,variendeC12-C22



iconstitueixenentreun1-2%delcru,laqualcosafaquearribinarepresentarun15%encrusdegradats.

Finalment, els naftens(cicloalcans)estancompostosperlescicloparafinesocicloalcans.Elscompostosmésabun-dants d’aquesta família són els ciclopentans alquilats (fonamentalment metilats), que poden arribar a representar un31%delcru.Elscompostosmonoibicíclicscorresponenal50-55%d’aquestafracció,elstricíclicsal20%ielstetracíclics al 25%.

Figura3.1.Estructuraquímicadelsn-alcansidelsi-alcans(isoprenoidesoalcansramificats).

Figura 3.2. Estructura química de tres cicloalcans.

Figura 3.3. Estructura molecular dels BTEX. Font: Román, R; Concepción, M., 2005.

i-alcans B

n-alcans A

i-alcans B

n-alcans A

R

cicloalcans E

C D

3.1.2 Hidrocarburs aromàtics

Els hidrocarburs aromàtics del petroli tenen estructures basades en la molècula del benzè, i formen compostos d’un acincanellsicompostosaromàticsalquil-substituïts.

3.1.2.1 Hidrocarburs monoaromàtics

Entre els hidrocarburs monoaromàtics s’hi inclouria el grup de compostos coneguts com a BTEX (benzè, toluè, etilbenzèielstresisòmersdelxilè)(vegeulafigura3.3).ElsBTEXestrobencomunamentalagasolina,sónalta-mentvolàtilsipresentenunaelevadasolubilitatenaigua;elbenzèn’éselméssoluble.

Benzè Toluè Etilb enzè Orto xilè Meta xilè Para xilè



El benzè està considerat per la International Agency for Research on Cancer (IARC) com a producte carcinogen per als humans, mentre que la resta de compostos del BTEX presenten una toxicitat aguda per a la població exposada.

3.1.2.2 Hidrocarburs aromàtics policíclics

Els hidrocarburs aromàtics policíclics(HAP)comprenenungrupdemésde100compostosconeguts,d’estructu-ramolecularconstituïdaperdosomésanellsdebenzècondensats.Estrobenenconcentracionsvariablesalpetrolii els seus derivats, i s’originen durant la piròlisi i la combustió incompleta de materials biològics i de compostos orgà-nicsatemperaturessuperiorsals800°C.Tambés’inclouendinsdelsHAPelshidrocarburs heterocíclics, amb un contingut atòmic en N, S o O, ja que presenten característiques semblants. L’entrada d’aquests contaminants al sòl pot ser deguda tant a l’abocament directe de productes que els contenen (creosota, fuels, i els olis de quitrà originats durant la combustió incompleta de la fusta i el carbó) com a la deposició atmosfèrica de partícules de pols i hulla dels processosdecombustió,onelsHAPtenentendènciaaadsorbir-se.

Entractar-sedecompostosrelativamentrecalcitrants,itenintencomptelasevatoxicitat,esconsiderencontami-nantsprioritaris.Atesalacomplexitatd’aquestgrup,sen’hanseleccionat16denoramificatscomaestàndardd’anà-lisi; són els anomenats 16 EPA standard, habitualment emprats com a determinació analítica arreu.

Figura3.4.Estructuramoleculardels16EPAstandard.Font: Rehm, H. J., et al., 2000.

Per exemple, en un fuel els majoritaris són els HAP de tres i quatre anells, especialment els seus derivats alquilats, mentre que els de cinc anells hi estarien en una proporció inferior.



3.2 Productes derivats del petroliDe ladestil·laciódelpetrolicrus’obtenenelsproductesderivatsdelpetroli,mesclesd’hidrocarbursambdiferentnombredecarbonisidiferentsproporcionsdecompostosalifàticsiaromàtics.Ladestil·lacióesrealitzademanerafraccionada, i així permet l’obtenció de les fraccions segons el rang de punt d’ebullició. D’aquesta manera, a baixes temperatures(40-60°C),s’obtenenlesfraccionsdelpetrolimésvolàtils(lesgasolines),mentrequeamesuraqueaugmentalatemperaturadedestil·lació,s’obtenenlesfraccionsméspesades,finsaobtenirfinalmentlesfraccionsaltamentpesadesatemperaturesd’entre300i600°C(fuelsiolisminerals).Alataulasegüent(taula3.1)espre-sentenelsproductesméshabituals.Deladestil·laciófraccionadadelpetrolisen’obtéunresidufinal,constituïtperasfaltsd’altpesmolecular,queromanenalsistemadesprésques’haginpogutobtenirlesfraccionsdestil·ladesambpesos moleculars inferiors.

Fracció Densitat (g/ml) Nombre C(alcans)

Temperatura de destil·lació (°C) Usos

Gasolina ~ 0,73 C4-C12 40-200 Combustible

Querosè ~ 0,80 C6-C16 150-300 Cremadors de querosè

FuelJP-4 ~ 0,75 C5-C14 150-275 Aviació


FuelJP-7 C10-C17 150-275 Aviació


Dièsel(núm. 2) ~ 0,83 C8-C21 200-325 Combustible

Fuel(núm. 2) ~ 0,90 C8-C21 200-325

Cremadorsdomèstics iindustrials

Fuel(núm.6) ~ 0,95 C12-C34 350-700

Cremadorsdomèsticsi industrials

Olis lubricants i de motor(i) C18-C34 325-600 Lubricants

Combustió

Taula 3.1. Característiques generals de les fraccions del petroli. Font: TPH Criteria Working Group, 1998b.



Són aquestes fraccions les que, habitualment, trobem als sòls contaminats; a l’annex III se n’adjunten les principals característiquesidadesfisicoquímiques.Lesdiferènciesentrepesosiestructuresmolecularsdelscompostosqueformencadafraccióestradueixenaleshoresendiferènciesenlescaracterístiquesfisicoquímiquesdelsproductesi,per tant, en diferències en el comportament un cop entren al medi (vegeu l’apartat 3.4).

3.3 Determinació analítica de la contaminació del sòlUncoparribatselshidrocarbursalmedi,necessitaremdeterminar-nelaconcentracióilacomposicióabansidurantla bioremediació. En funció de quins siguin els contaminants objectiu del cas, i els objectius de la determinació, se-leccionaremelmètodeanalíticmésadientalnostrecas.Ésnecessari,doncs,conèixer-nelescaracterístiques.

3.3.1 Determinació d’hidrocarburs del petroli

La mesura dels TPH2 es duu a terme per determinar la quantitat total d’hidrocarburs presents al medi3,ésadir, la suma d’HC alifàtics i aromàtics. Aquesta mesura es pot dur a terme mitjançant diversos mètodes; els principals sónl’anàlisigravimètrica,lacromatografiadegasos(GC),l’espectrometriad’infrarojos(IR)ielsimmunoassajos.

TotiquelaquantitattotaldelsTPHéslamesuraméshabitualenprocessosd’avaluaciódelacontaminaciódelsòl,elconeixementdelacomposicióperfamíliesd’hidrocarbursoperrangsesdevéunaeinamoltútilperalagestiódelacontaminació,especialmentencasosdeseguimentdelsprocessosdebioremediació.Ésperaixòqueavuidial’analíticaqueestendeixaempraréslacromatografia de gasos-detecció per ionització de flama(GC-FID),quepermetidentificarelscompostosexistentsiseguirelprocésdebioremediaciómitjançantl’observaciódelscanvisque experimenten els cromatogrames al llarg del temps. El cromatograma permet associar el tipus de contaminació aalgundelsproductespetrolífersméscomuns.Lalecturadelcromatograma,d’esquerraadreta,ésd’hidrocarbursdenombreméspetitamésgrandecarbonisi,pertant,deméslleugersivolàtilsaméspesats.Alataulasegüent(taula3.2)espresentencromatogramesexempled’algunsdelsproductesderivatsdelpetroliméshabituals,orde-natsdemenysaméspesats.

2 De l’anglès Total Petroleum Hydrocarbons.3 Sòl, aigua, sediment o residu.



Cromatogrames d’alguns productes derivats del petroli

Producte Cn Cromatograma

Gasolina C4-C12

Gasoil C10-C25

Creosota C10-C36

Fuel C10-C40

Oli mineral C20-C45

Taula 3.2. Cromatogrames de diferents productes derivats del petroli. Font: Anna Maria Solanas, Universitat de Barcelona.



Cromatogrames d’alguns productes derivats del petroli

Sòl contaminat amb gasoil Sòl contaminat amb creosota

Taula 3.3. Cromatogrames de dos sòls contaminats sotmesos a bioremediació. Font: Anna Maria Solanas, Universitat de Barcelona.

Amesuraqueelsproductespetrolífersenvelleixenoesdegradenalmedi,elseuperfilcromatogràficesmodifica,imostra el descens o desaparició d’alguns dels pics i, per tant, dels compostos que formaven originàriament la mes-cla.Lataulasegüentmostralesevolucionsdelperfilcromatogràficdedossòlscontaminatspergasoilicreosotarespectivament, els quals han estat sotmesos a bioremediació.



Unaaltrainformaciómoltútiléslaqueensproporcionalaquantificaciódelshidrocarbursperrangssegonslalongi-tud de les cadenes de cadascuna de les fraccions alifàtica i aromàtica: C5-C10, C10-C12; C12-C16; C16-C21; C21-C30; C30-C35; C35-C404 . Aquesta informació ens permetrà saber si estem davant d’un producte lleuger o pesat i, per tant, mésomenyssusceptibled’unabiodegradaciómicrobiana.

Paral·lelament,silamostradesòlestrobacontaminadapergasolinaifraccionsméspesadesdelpetroli(gasoil,olisde motor, etc.), es pot fer servir l’anàlisi per fraccions: GRO (compostos del rang de les gasolines) i DRO (compos-tosdelrangdeldièsel).Alaprimerafraccióesquantifiquenelscompostosalifàticsiaromàticsambunnombredecarbonis inferior a 10 (< C10) i en la fracció DRO, tots els compostos entre C10 i C28.

Lafigurasegüentmostralesdiferentsdeterminacionsanalítiquesesmentadesielrangdecarbonisquecomprenen.

4 FraccionsdefinidespelTPHCWG,1997.Habitualmentsolusar-selaquantificacióC10-C12; C12-C16; C16-C21; C21-C30; C30-C35; C35-C40. En aquest cas, nos’inclouenelsBTEX(aromàticsde6a8àtomsdeC),icalquantificar-losseparadament.

Figura 3.5. Rang predominant de cadenes de carboni de les diferents fraccions del petroli i determinacions analítiques aptes.Font: adaptat de TPH Criteria Working Group, 1998a.



3.3.2 Determinació d’hidrocarburs específics

Paral·lelamentaladetecciódelshidrocarbursperfamílies,espodenavaluarelsnivellsdecompostosespecífics.Elsmètodesperanalitzarcompostosindividualsesduenatermeperquantificarhidrocarbursmonoaromàtics,aromàticspolicíclicsoadditiusdelagasolina,compostosqueescaracteritzenperpresentarméstoxicitatrespectealarestade compostos presents en els productes petrolífers. Per mesurar aquests constituents individuals s’utilitza la croma-tografiadegasosambdeteccióperespectrometriademasses.

Els compostos que solen ser mesurats individualment són:

•CompostosBTEX.•HAP(habitualmentels16definitsperl’EPA).•Oxigenantsdelagasolina(MTBEiETBE).•Altres compostos: benzo(j)fluorantè; dibenzo(a,h)acridina; dibenzo(a,j)acridina; 7H-dibenzo(c,g)carbazole;dibenzo(a,e)pirè;dibenzo(a,h)pirè;dibenzo(a,i)pirè;7,12-dimetilbenzo(a)antracè;etilbenzè;3-metilcolantrè;2-metilnaftalè;propilbenzè;estirè;1,2,4-trimetilbenzè;1,3,5-trimetilbenzè.

3.4 Comportament i destí dels contaminants al mediQuan un hidrocarbur arriba al sòl, es distribueix entre les diferents fases de la matriu (sòlida, aquosa, gasosa i biota)en funcióde lessevescaracterístiquesfisicoquímiques,de lescaracterístiquesdelsòl ide lescondicionsambientals. En alguns casos, si el contaminant migra en profunditat i arriba al nivell freàtic, la contaminació del sòl pot derivar en contaminació d’aigües subterrànies5.Paral·lelament,elcontaminantpateixprocessosfísics,químicsi biològics que afecten el seu destí ambiental i l’envelliment al medi: són processos d’evaporació, dissolució, disper-sió, emulsió, reaccions químiques, bioacumulació, adsorció, sedimentació, biodegradació i fotooxidació. D’aquests processos, la biodegradació, les reaccions químiques i la fotooxidació suposen una eliminació real del contaminant; el transformen i, en alguns casos, el mineralitzen a anhídrid carbònic i aigua. Els altres processos, alhora, poden alterar l’estat físicde l’hidrocarbur,afavorint-neo limitant-ne ladegradació.Eldestífinaldelscontaminantsserà,doncs, resultat de tots aquests processos, de les condicions de l’entorn i de la quantitat de contaminant alliberada, així com de la via d’entrada dels contaminants al sòl i del temps ocorregut des de l’inici de la contaminació. Aquest destíhadequedarreflectitalmodelconceptualdelcas,juntamentamblescaracterístiquesdel’entornielsreceptors(actuals o potencials) de la contaminació.

5 Aquesta contaminació, però, resta fora de l’abast d’aquesta guia. Vegeu la Guia de bioremediació d’aigües subterrànies contaminades per hidro-carburs derivats del petroli, Agència Catalana de l’Aigua, 2008.



D’entreelsdiferentsfactorsqueinfluencienelcomportamentdelshidrocarbursalsòli,pertant,elseudestíipotencialde biodegradació, en destaquen els relacionats amb les característiques dels contaminants, el sòl i el medi (vegeu la taula 3.4). En aquest capítol repassarem els relacionats amb les propietats dels contaminants. Els paràmetres relacio-nats amb el sòl i el medi, de gran importància en l’execució d’una bioremediació, es detallen al capítol 4.



Paràmetres del contaminant Paràmetres del sòl Paràmetres ambientals

Solubilitat Contingut i retenció d’aigua Temperatura

Pressió de vapor Porositat, densitat i permeabilitat Precipitació

Nombre i tipus degrups funcionals

Contingut d’argila ide matèria orgànica Evapotranspiració

Polaritat Granulometria

Densitat Estructura

Coeficientsdepartició(KowiKoc) Grau de compactació

Electronegativitat pH

Hidrofobicitat Profunditat del nivell freàtic

Taula3.4.Paràmetresqueinflueixeneneltransportdelcontaminantatravésdelsòl.Font: Ortínez, O., et al.

3.5 Propietats dels contaminants que regeixen el comportament al medi

3.5.1 SolubilitatLasolubilitatéslamàximaconcentraciód’uncompostcapaçdedissoldre’senaigua.Aquestacapacitatquedaafec-tada pel tipus de grups funcionals i per la polaritat, l’electronegativitat i la hidrofobicitat de la molècula, així com per la presència d’altres compostos al medi. Així, per exemple, la presència de certs grups funcionals electronegatius tendiràaaugmentarlapolaritatdelamolècula,ilafaràméssoluble.

En general, es parla de solubilitat baixa a concentracions d’hidrocarburs en aigua < 10 ppm, solubilitat mitjana en-tre 10 i 1.000 ppm, i solubilitat alta a valors > 1.000 ppm. Els compostos amb solubilitats altes tendiran a presentar unamobilitatelevadai,consegüentment,tindranmenysprobabilitatd’acumular-se,bioacumular-se,volatilitzar-seipersistirenelmedi.Labiodegradacióilametabolitzaciód’aquestscompostospelsmicroorganismesseràmésfàcilrespecte als compostos amb menys solubilitat.



3.5.2 Constant de la llei de Henry (Hc)LaconstantdelalleideHenryéslarelacióentrelaconcentraciód’uncompostal’airerespectealasevaconcen-tracióenequilibrial’aigua.Pertant,potserconsideratcomelcoeficientdeparticióentrel’aireil’aigua,iéselmillorindicador de la volatilització d’un compost des de l’aigua (sempre que la pressió parcial (Pi) sigui el valor de la pres-sió de vapor). El valor de la pressió de vapor d’un determinat compost orgànic indica quin pot ser el seu potencial de volatilització:comméspressiódevapor,méspotencialdevolatilitzaciódelcompost.

La constant de la llei de Henry es pot escriure com:

3.5.3 Coeficient de partició octanol-aigua (Kow)Undelsfactorsqueincideixenladistribucióilabiodisponibilitatd’uncompostéslasevahidrofobicitat,otendènciaadissoldre’spreferentmentenunafaselipòfila.Lahidrofobicitatesmesurahabitualmentapartirdelcoeficientdeparticióoctanol-aigua(Kow), que s’expressa com:

3.5.4 Coeficient d’absorció del sòl (Koc)Elcoeficientd’absorciódelsòl,Koc,expressalapropensiód’uncompostaabsorbir-sealamatriuorgànicad’unsòlencontacteambaiguaiés,pertant,unamesuradelahidrofobicitat.Elcoeficients’expressacom:

Kow=concentració de contaminant dissolt en octanol saturat en aigua (mg/l)

concentració de contaminant dissolt en aigua saturada en octanol (mg/l)

Koc=massa de contaminant absorbida a la matèria orgànica del sòl (mg/g)

massa de contaminant a la fase aquosa (mg/ml)

Elcoeficientdeparticióoctanol-aiguas’obtéexperimentalmentambcertafacilitat.Acausadel’amplirangdevalorsdeKow,elsvalorstabulatssovints’expressencomalogKow.UnvalordeKow elevat suposarà una baixa solubilitat en la fase aquosa i una elevada sorció del contaminant cap a superfícies sòlides com ara les argiles. Aquest comportament es tradueix en una baixa biodisponibilitat.

, onHc = PS

Hc = constant de la llei de Henry (atm/m3·mol).P = pressió de vapor (atm).S= solubilitat en aigua (mols/m3).



3.5.5 Temps de vida mitjanaEltempsdevidamitjanaéseltempsnecessariperdegradarel50%d’uncompost.Consegüentment,elvalordeltemps de vida mitjana d’un compost ens informa sobre el seu potencial de degradabilitat.

LestaulessegüentsmostrenelsrangshabitualsdeKow,Koc, Hc i t1/2 que condicionen el potencial de volatilització, lixiviació, sorció i degradació (taula 3.5), i els valors exemple de solubilitat, pressió de vapor, Hc,iKow per a diferents rangsdeCEiperalesfraccionsalifàticaiaromàtica(taula3.6).Caldestacarquealaprimerataula(taula3.5)elKoc s’hacalculatapartirdelKow,perlacorrelacióKoc=0,63Kow (Baptista, C., 2000).



Destí o comportament Classificació

Potencial d’adsorció i absorció

LogKow≤2,5;logKoc≤2,3 Baix

LogKow>2,5i≤4;logKoc>2,3i≤3,8 Moderat

LogKow>4;logKoc > 3,8 Alt

Volatilització

Log Hc≤-3ilog(Hc/Kow)≤-8 Baix

Log Hc>-3ilog(Hc/Kow)≤-8 Moderat

Log Hc≤-3ilog(Hc/Kow)>-8 Moderat

Log Hc>-3ilog(Hc/Kow)>-8 Alt

Degradació

t1/2a≤10dies No persistent

t1/2>10diesi≤50dies Moderadament persistent

t1/2 > 50 dies Persistent

Lixiviació

LogKow > 4 o t1/2≤50dies

ilogKow>2,5i≤4 Baix

t1/2>50diesilogKow>2,5i≤4 Possible

t1/2≤50diesilogKow≤2,5 Possible

t1/2>50diesilogKow < 2,5 Alt

Taula3.5.ValorssuggeritsdelogKow,logKoc,logHcit1/2ailasevainfluènciasobreeldestíielcomportamentdecontaminantsorgànicsensòls. a t1/2, vida mitjana: temps necessari per degradar el 50% d’un compost.Font: Atlas et al., 2005.



Fracció Solubilitat en aigua (mg/l)

Pressió de va-por (atm)

Constant de Henry (cm3/cm3) Log Koc

Alifàtics

CE5-6 36 0,35 47 2,9

CE>6-8 5,4 0,063 50 3,6

CE>8-10 0,43 0,0063 55 4,5

CE>10-12 0,034 0,00063 60 5,4

CE>12-16 0,00076 0,000076 60 6,7

CE>16-21 0,0000025 0,0000011 85 8,8

Aromàtics

Benzè(CE5-7) 220 0,11 1,5 3

Toluè(CE>7-8) 130 0,035 0,86 3,1

CE>8-10 65 0,0063 0,39 3,2

CE>10-12 25 0,00063 0,13 3,4

CE>12-16 5,8 0,000048 0,028 3,7

CE>16-21 0,65 0,0000011 0,0025 4,2

CE>21-35 0,0066 0,0000000004 0,000017 5,1

Taula3.6.Comparaciódediferentsparàmetresfisicoquímics(estimatsapartirdel’índexd’ebullició)enfunciódelnombredecarbonisequivalents(CE). Font: TPH Criteria Working Group, 1997.



4 ASPECTES GENERALSDE LA BIOREMEDIACIÓDE SÒLS

4.1 La bioremediació i l’activitat microbiana

L’estudi detallat dels hidrocarburs d’un cru de petroli agrupa els diferents compostos que el conformen en famílies d’hidrocarbursalifàtics(parafinesvolàtils,parafinesnovolàtils,naftensiolefines),id’hidrocarbursaromàtics(mono-aromàtics i poliaromàtics). A continuació se’n resumeixen les característiques principals.

Labioremediaciópottenirllocatravésdemecanismesdebiodegradaciónaturals(bioremediació intrínseca)obémillorats mitjançant la intervenció externa (bioremediació dirigida). Aquesta millora es pot aconseguir mitjançant la bioestimulació de les poblacions microbianes ja existents al mateix emplaçament, o mitjançant bioreforç o ino-culació de microorganismes exògens especialitzats (vegeu l’apartat 4.1.3). D’altra banda, parlem de bioremediació in situ si es realitza a la matriu original, sense excavació (o extracció de les aigües subterrànies), i de bioremediació ex situ si es duu a terme l’excavació del sòl (o l’extracció de les aigües subterrànies) per ser tractat posteriorment fora de l’entorn original. Finalment, si aquest tractament ex situ es duu a terme al mateix emplaçament, parlem de bioremediació on site,isiesduuatermeforadelmateixemplaçament,comaraenunaplantafixadetractamentdesòls, parlem de bioremediació off site.

Entenem per bioremediació la utilització de l’activitat metabòlica microbiana per destoxicar o eliminar contami-nants del sòl o de les aigües subterrànies6 . Per tal que la bioremediació sigui considerada com una tecnologia aplicable,ésnecessaridemostrarqueelcontaminant,omescladecontaminants,ésbiodegradableiqueelpro-césdebioremediaciónotindràefectescol·lateralsadversossobrel’ecosistema.



4.1.1 Processos metabòlics en la degradació dels hidrocarburs

Labioremediacióesfonamentaenlabiodegradaciómicrobianadelscontaminants,ésadir,enlatransformaciódelscompostosocontaminantsenaltrescompostosméssenzillsqueformenpartdelmateixmetabolismedelmicroorga-nisme. En cas que se’n dugui a terme la mineralització completa, el compost es transforma en CO2 i H2O, i assoleix l’eliminació total de la contaminació sense acumulació de productes intermedis al medi. En la biodegradació d’hidro-carburs derivats del petroli, sol ser habitual tant la mineralització directa portada a terme per un sol microorganisme com la seqüencial; en aquest darrer cas, els productes de degradació d’uns hidrocarburs són emprats per altres microorganismes per a una nova degradació.

En la biodegradació dels contaminants, els microorganismes poden utilitzar aquests compostos com a substrats peralseucreixementocomacosubstratsenelprocésanomenatcometabolisme.Enelprimercas,elcontaminantserveix per augmentar el nombre de microorganismes degradadors, de manera que a mesura que la biodegradació avança, la població microbiana degradadora augmenta. Cal destacar que aquesta biodegradació suposa una mine-ralització.

Quantéllocuncometabolisme,elsmicroorganismespodentransformarelcompost,perònoelpodenferservircomasubstratdecreixement.Pertant,had’haver-hiunaltrecompostquímicquefacidesubstratdecreixementperquèla població microbiana augmenti. En la majoria d’aquests casos de cometabolisme,notéllocunamineralitzaciódelcontaminant,sinólaformaciód’unmetabòlitintermedimésoxidatqueelcontaminant.Noobstantaixò,s’hadeteniren compte que en un sòl s’hi troba una gran diversitat de microorganismes que poden actuar seqüencialment. Així, en molts casos un microorganisme pot transformar un hidrocarbur en un compost oxidat com ara una cetona o un aldehid,iunaltremicroorganismepotutilitzaraquestaldehidocetonacomasubstratdecreixementimineralitzar-lototalment.

D’altrabanda,ipelquefaaltipusdemetabolisme,ladegradaciómésràpidaicompletadelshidrocarburstantalifà-ticscomaromàticsesduuatermeencondicionsaeròbiquespelprocésdelarespiracióaeròbica.Enaquestsentit,calrecordarqueelshidrocarburssónmolèculestotalmentreduïdes,nomésambcarboniihidrogen,ipertant,perala seva biodegradació es necessita la introducció d’oxigen a la molècula. En el metabolisme aeròbic dels hidrocar-burs,l’oxigenésnecessaritantenl’atacinicialdelsubstratdutatermeperoxigenases,queincorporenoxigenalsubstrat,comenelfinaldelacadenarespiratòria,comaacceptorterminald’electrons.Pertant,lapresènciad’oxi-gen es converteix en un factor crític en la biodegradació de qualsevol tipus d’hidrocarbur.

4.1.2 Poblacions microbianes degradadores d’hidrocarburs

Tal com s’ha esmentat anteriorment, ja que els hidrocarburs són un tipus de contaminant molt present en diferents matriusambientals,noésd’estranyarque,especialmentenelssòlscontaminats,estrobinmoltstipusdemicroor-ganismesdegradadorsd’hidrocarburs.Arabé,ateseslesdiferentsestructuresquímiquesdelshidrocarburs,trobemuna certa especialització per part de diferents microorganismes en relació amb la seva capacitat catabòlica. Els principals microorganismes degradadors d’hidrocarburs són bacteris i fongs.

4.1.2.1 Poblacions implicades en la degradació d’hidrocarburs alifàtics

Lafraccióalifàticad’unproductepetrolíferestàformadapelsn-alcans,elsalcansramificatsoisoprenoides,elscicloalcansielsalquens.Elsn-alcanssónelsmésfàcilmentbiodegradablesitambéelsmésabundants.Malgratques’hanarribatadescriure biodegradacions d’alcans de 40 carbonis, tal com s’ha esmentat anteriorment, la biodegradabilitat disminueix en augmentar el nombre de carbonis, així com amb la presència de substituents metil (cas dels isoprenoides).

La taula següent presenta els principals gèneres bacterians que duen a terme la biodegradació de diferents tipus d’hidrocarburs alifàtics.



Hidrocarbur alifàtic Bacteris

n-alcans Pseudomonas, Sphingomonas, Burkholderia, Rhodococcus, Acine-tobacter, Alcanivorax

Alcansramificats(grupmetil) Pseudomonas, Mycobacterium

Cicloalcans (ciclohexà) Acinetobacter, Rhodococcus, Xanthobacter

Alquens Rhodococcus, Xanthobacter

Compostos del BTEX Bacteris

Benzè Ralstonia, Pseudomonas, Sphingomonas, Burkholderia, Nocardia, Rhodococcus, Azoarcus

Toluè Ralstonia, Pseudomonas, Rhodococcus, Sphingomonas, Bacillus, Burkholderia, Xanthobacter, Azoarcus

Etilbenzè Pseudomonas, Burkholderia, Rhodococcus, Azoarcus

Ortoxilè Pseudomonas, Sphingomonas, Nocardia

Metaxilè Sphingomonas, Pseudomonas, Azoarcus

Paraxilè Rhodococcus, Sphingomonas, Pseudomonas

Taula 4.1. Principals gèneres bacterians implicats en la degradació de diferents tipus d’hidrocarburs alifàtics.

Taula 4.2. Principals gèneres bacterians implicats en la degradació dels BTEX.Font: Biodegradative Strain Database.

Elsn-alcanssónelshidrocarbursmésàmpliamentutilitzatspelsfongs;i,totiqueelsqueestrobenentreC10 i C20 sónelsquetenenméspossibilitatsdeserdegradats,tambés’hademostratladegradacióden-alcansambmésde24carbonis.Elsrepresentantstípicsd’utilitzacióden-alcanssónelsllevatscom:Candida, Rhodotorula i Aureoba-sidium (Trichosporon).Tambéhiha,però,fongsfilamentososquedegradenn-alcanscomasubstratdecreixement,com ara: Cunninghamella, Aspergillus i Penicillium.

4.1.2.2 Poblacions microbianes implicades en la degradació d’hidrocarburs monoaromàtics

En condicions aeròbiques, tots els compostos del BTEX són biodegradats com a substrats primaris per diferents gèneres bacterians. Tanmateix, hi ha soques microbianes capaces de degradar aquests compostos en condicions anaeròbiques.Alataulasegüentespresentendiferentsgèneresbacterianscapaçosdedegradaralgunomésd’uncompost del BTEX.



MalgratelsprincipalsmicroorganismesdegradadorsdelsBTEXdescritsfinsal’actualitatcorresponentsagèneresbacterians, els fongs lignolítics com ara Phanerochaetepodendegradar-los.Sónd’especialinterèslescapacitatsdegradativesrecentmentdescritesdels fongsfilamentososCladosporium, Cladophialophora i Paecilomyces, tots ells degradadors d’algun component dels BTEX.

4.1.2.3 Poblacions microbianes implicades en la degradació d’hidrocarburs aromàtics policíclics

Engeneral,elsHAPesdegradenambmenysfacilitat,acausadel’estabilitatmésgrandelsenllaçosentrecarbonisrespectealscompostosalifàtics.Noobstantaixò,finsal’actualitats’hanaïllatunnombremoltelevatdegèneresbacteriansquepresentenlacapacitatmetabòlicadedegradar-los.Elquesís’haderessaltarésqueamesuraqueelsHAPpresentenunnombremésgrand’anellsaromàticsidesubstituentsalquil,ofereixenunamillorresistènciaa la biodegradació.

A continuació, es presenten diferents espècies de bacteris que són capaços de metabolitzar diferents tipus de HAP.

Compost Bacteris

Naftalè Pseudomonas, Acinetobacter, Mycobacterium, Rhodococcus

Fluorè Arthrobacter

Fenantrè Pseudomonas, Nocardia, Cycloclasticus

Antracè Pseudomonas, Beijerinckia, Sphingomonas

Fluorantè Mycobacterium

Pirè Rhodococcus sp., Cycloclasticus

Benzo(a)pirè Mycobacterium

Taula 4.3. Principals gèneres bacterians implicats en la degradació de diferents tipus d’hidrocarburs aromàtics policíclics.

Enelcasdelsfongs,elsligninolíticspodendegradarifinsitotmineralitzarelsHAPmitjançantelconjuntd’enzimsim-plicatsenlautilitzaciódepolímersvegetalscomlalignina.D’entreelsméscomunstrobemPhanerochaete,Trametes,Pleurotus, Bjerkandera i Irpex.



4.1.3 Bioestimulació i bioreforç7

Els sòls contaminats per hidrocarburs derivats del petroli contenen, com hem comentat, microorganismes capaços de biodegradar-los;hitrobarem,doncs,algunadelesespèciesdefongsibacterisespecialitzades.Ésperaixò,doncs,que habitualment s’opta per la bioestimulaciódelafloraautòctona,ésadir,perlamodificació de les condicions ambientals a fi d’afavorir l’activitat microbiana de la flora nativa. Aquesta millora es duu a terme mitjançant algun sistemaquedotielmedid’acceptorsfinalsd’electrons(oxigen,hidrogen,nitratisulfat),nutrients(principalmentnitro-gen i fòsfor) i tensioactius (per augmentar la biodisponibilitat dels contaminants); i, en ocasions, d’una font de carboni i energiaalternativaalcontaminant(jasiguiperfomentaruncreixementmésgrandelespoblacionsmicrobianesoafid’afavorir la degradació del contaminant per cometabolisme). Actualment es comercialitzen diferents productes capaços d’afavorir la bioestimulació i fomentar la biodegradació dels contaminants.Al’annexIVespresentenalgunsd’aquestsagentsbioestimulants,classificatssegonslasevafunció(oxigenants, nutrients i tensioactius).

El bioreforç es basa en la inoculació de soquesmicrobianes específiques o consorcis demicroorganismesambcapacitatsmetabòliquescomplementàries,afidemillorar lacapacitatdebiodegradaciódelsistemarespecteauncontaminantorgànicespecífic.Unpuntcríticenl’aplicaciódelatecnologiadelbioreforçéslasupervivènciad’aquestsmicroorganismes al medi, de manera que una vegada inoculats s’ha de portar un rigorós control del seu creixement i permanència a l’emplaçament.

Elbioreforçs’hauriad’aplicarnomésenelscasosenquèesdemostriqueelsmicroorganismesindígenesnotenenlacapacitat de degradar o destoxicar els contaminants, i està indicat en aquells casos on es pugui demostrar que la ino-culaciódemicroorganismesal·lòctonsmilloranotablementlabiodegradacióquepotportaratermelafloraautòctona.Tanmateix, i com a conseqüència de l’extensa presència d’hidrocarburs als sòls, la capacitat de biodegradar hidrocar-burs està molt estesa entre les poblacions microbianes de la majoria d’emplaçaments, de manera que per a aquests contaminants no sol ser necessària la inoculació de soques especialitzades.

4.2 Factors que condicionen la biodegradació dels contaminants

4.2.1 Factors relacionats amb característiques geològiques de l’emplaçament4.2.1.1 Textura

La textura del sòl afecta la permeabilitat, el contingut d’humitat i la densitat de la matriu sòl. Així, i per assegurar que l’addiciód’oxigen,ladistribuciódenutrientsielcontingutd’humitatdelssòlsesmantédinsdelsrangsd’efectivitat,s’ha de considerar la textura del sòl. Per exemple, els sòls massius amb un elevat contingut en argiles són difícils d’airejar,ladistribucióuniformedenutrientsquedadificultadai,amés,retenenaiguadurantllargsperíodesdetempsdesprésd’unepisodideprecipitació.Enaquestscasos,ipermillorareltransportdelsadditius,elssòlsmassiusespoden sotmetre a desaglomeració o a altres tipus de tractament durant la construcció del sistema de tractament i facilitar la incorporació de substàncies com ara guix o agents estructurants (serradures o fems) amb l’objectiu que el sòl assoleixi una textura solta.

4.2.1.2 Permeabilitat

Lapermeabilitat(k)ésundelsfactorsmésimportantsenladeterminaciódelaviabilitatil’efectivitatdelestecnologiesde



bioremediacióinsitu,jaqueelprincipalobjectiud’aquestestecnologieséssubministraroxigensuficientperestimu-lar l’activitat microbiana aeròbica. De fet, molts mètodes de laboratori utilitzen la permeabilitat com el factor decisiu per determinar si aplicar una tecnologia de bioremediació in situ és viable o no (Rehm, H. J., et al., 2000). En funciódelapermeabilitatdelsòl,lasevacapacitatpertransmetreaire(oaltressuplements)seràmésgranoméspetita, i en conseqüència determinarà la quantitat d’oxigen que es podrà subministrar als microorganismes. Com es potveurealafigurasegüent,elsvalorsdepermeabilitatdediferentstipusdesòlvarienenaproximadament13or-dres de magnitud, de 10-16 a 10-3 cm2.Elprocésdebioremediacióperbioventeig,perexemple,esconsideraefectiuperavalorsdek≥10-8,ésadir,perasòlsonpredomininlesgraves,lessorresolessorresllimoses.Caltenirencompte, alhora, que la capacitat del sòl per transmetre aire es pot veure reduïda per la presència d’aigua del sòl, ja queaquestapotbloquejarelsporusireduirelfluxd’aire.

4.2.1.3 Estructura del sòl i estratificació

Unaltrefactorquecal tenirencompteenelcasdelestecnologies insitués l’estructuradelsòl i l’estratificació.Aquestfactordeterminaràcomiperonfluiranelsgasosenlamatriudelsòlquanesduguiatermelainjeccióoex-tracció d’aire. Les característiques estructurals com les microfractures derivaran en altes permeabilitats, i permetran quehipuguihavermésfluxenlafasegasosadelsòl.Engeneral,elssòlsambgranulometriafina,argilesollimsofereixen resistència al moviment de l’aire, mentre que si els sòls són poc compactes o estan altament fracturats tindransuficientpermeabilitatperafavorireltransportd’oxigenod’altresadditius.

L’estratificaciódelsòlencapesambdiferentspermeabilitatspotaugmentarelfluxlateraldelsgasosdelsòlenes-tratsméspermeables,mentrequeesredueixelfluxatravésd’estratsmenyspermeables.Aquestcomportamentdefluxpreferencialpotoriginarundescensdel’eficiènciadeltractamentilanecessitatd’untempsderemediaciómésllargenelsestratsmenyspermeables.Tambéespotafavoriruntransportnodesitjatdelscontaminantssis’utilitzenpousd’injecció.Pertant,ensòlsestratificatscaldràdedicarunaatencióespecialaldissenydelprocés,perassegu-rar que els estrats menys permeables s’airegin adequadament.

Figura 4.1. Permeabilitat de diferents materials. Font: adaptat d’US EPA, 1994.



4.2.2 Factors relacionats amb el medi

A banda del subministrament de nutrients i dels factors que controlen la biodisponibilitat dels compostos orgànics, quees comentenmés endavant, els principals factors abiòtics que influencien les transformacionsmicrobianessón: la necessitat de la presència de l’acceptor terminal d’electrons implicat en el metabolisme dels contaminants presents, la temperatura, el pH, el nivell d’humitat del sòl i la salinitat. Els microorganismes tenen diferents graus de tolerància davant d’aquests factors ambientals, els quals afecten la seva activitat i el seu creixement. Aquest rang estàlimitatpelmàximnivelltolerati,enalgunesespècies,tambépelnivellmínimdetolerància.

4.2.2.1 Acceptor terminal d’electrons

L’acceptorterminald’electronsésunelementnecessaripercompletarelmetabolismed’unsubstratperpartd’unmicroorganisme. Si imaginem un símil del metabolisme com si fos un trajecte, la sortida estaria al substrat de crei-xementielfinal,al’acceptorfinald’electrons.Enelcasdelshidrocarburs,comjas’hacomentat,elmetabolismeméseficaçésl’aeròbicorespiracióaeròbica,onl’acceptorfinald’electronsésl’oxigen.Pertant,unfactorclaudelestransformacionsmicrobianesdelshidrocarburséslapresènciad’oxigenalmedi.

4.2.2.2 Temperatura

L’activitatmicrobianadisminueixsignificativamentatemperaturesdelsòlinferiorsals10°Cipotarribaraaturar-sea temperatures inferiors als 5 °C. A l’extrem superior, d’altra banda, l’activitat microbiana de la majoria de bacteris que intervenen en la biodegradació d’hidrocarburs del petroli disminueix a temperatures del sòl superiors als 45 °C. Finalment, i dins el rang de temperatures del sòl d’entre 10 °C i 30 °C, la taxa d’activitat microbiana acostuma aduplicar-sepercada10°Cd’augmentdetemperatura.Pertant,alesnostreslatituds,lavariaciódelatempera-turaalllargdelesestacionsdel’anypotexplicarquehihagimésomenysdegradaciódelcontaminant:l’activitatmicrobiana disminueix durant les estacions amb temperatures extremes i augmenta durant els períodes amb rangs de temperatura dins del rang d’efectivitat. Si cal, a l’hora d’implementar una bioremediació, es pot dur a terme un augment forçat de la temperatura.

4.2.2.3 pH

ElcomportamentmicrobiàdavantlescondicionsdepHéssemblantaldelatemperatura:perquèlabiodegradaciópuguisermésràpida,ésconvenientqueelpHnotinguivalorsextrems,jaqueenmedismoltàcidsomoltalcalinsl’activitat disminueix. Uns valors pròxims a la neutralitat afavoreixen, doncs, la biodegradació.

4.2.2.4 Humitat

Contràriament al pH i la temperatura, el nivell òptim d’humitat depèn de les característiques del sòl, del contaminant que cal degradar i dels microorganismes. En alguns estudis s’ha observat que el nivell òptim d’humitat està comprès entreel40%iel85%delacapacitatdecamp.L’efectemésnotabledel’elevadahumitatéseldesplaçamentdel’airedelsporusdelsòl,quecondueixaunaanaerobiosidelmediidificultaelsprocessosaeròbics.

4.2.2.5 Salinitat

Unsnivellsaltsdesalinitatpodenserperjudicialsperal’activitatmicrobiana.Ésperaquestmotiuqueelsprocessosmicrobiansensòlsiaigüescontinentalsriquesensalsquedeninhibits.D’altrabanda,éspossiblequelasalinitatdelsestuaris i els oceans pugui ser perjudicial per a algunes espècies implicades en la biodegradació de contaminants orgànics,totiquenohihacapargumentconsistentperafirmarquelabiodegradacióquedisubstancialmentafectadaen aquests ambients (Alexander, M., 1999).

4.2.2.6 Nutrients

Enelmetabolismemicrobiàésnecessari tenir,comjas’hadit,unafontdecarboni id’energia(enladegradació



associadaalcreixement,éselcontaminantelquedesenvolupaelpaperdefontprimàriadecarboniienergia),iunafont de nitrogen (N) i de fòsfor (P), com a nutrients majoritaris, per les seves necessitats biosintètiques.

La presència de compostos orgànics al medi suposa una gran aportació de carboni (C) i d’hidrogen (H) per a la comunitatmicrobianapresent.Tanmateix,lacèl·lulamicrobianatéunacomposicióelementaliunesproporcionsdeC,NiPdeterminades.Tenintencomptequelaproporciómitjanacel·lularbacterianaésde50:10:4,hihad’haverunesaportacionsdenitrogen i fòsforsuficientsperpoderconvertirelscompostosorgànicsenbiomassa ipodercréixeracostadelseucarboni.Tanmateix,unexcésdecertsnutrients,perexempledefosfatisulfat,podeninhibirel metabolisme microbià.

A l’inici de l’estudi d’un emplaçament s’hauran de conèixer les quantitats de nitrogen i fòsfor biodisponibles. La me-suradelesconcentracionsd’amoni,nitratinitrit,aixícomunaverificaciódelnitrogentotal,podranserindicatiusdela disponibilitat de N i, per tant, de les necessitats d’aportacions externes de N. En el cas del P es determinarà la concentraciódefosfats.Arabé,comquecadatipusdecontaminaciópotrequerirunesquantitatsdiferentsdenutri-ents, així com una pauta d’addició diferent, l’addició de nutrients hauria d’anar precedida d’un assaig de tractabilitat al laboratori. Per a l’aplicació dels nutrients que es determini, en general es recomana realitzar les addicions a l’inici deltractamentenelcasdelshidrocarbursalifàtics,iméstardanesenelcasd’aromàticspolicíclics.Unaproporcióadequada de C:N:P pot estar propera als 300:10:1.

4.2.3 Factors relacionats amb el mateix contaminant

4.2.3.1 Estructura química del contaminant

Conèixerl’estructuraquímicadelscontaminantsésimportant,jaqueaquestaestructuratéunarelaciódirectaamblabiodegradabilitat (o amb la recalcitrància, resistència d’un compost que ha de ser biodegradat). En el cas dels hidro-carbursderivatsdelpetroli,engenerals’estimaqueelsalifàticsielsmonoaromàticssónmésfàcilmentbiodegradablesque els poliaromàtics.

Per al grup dels hidrocarburs alifàtics, la biodegradació disminueix en augmentar el nombre de carbonis; alhora, la so-lubilitatenaiguadisminueixamesuraqueaugmentalalongituddelacadena.Així,unalcàde30carbonisésmésdifícildedegradarqueelseuhomòlegde15.Alhora,elshidrocarbursambcadeneslinealssónmésfàcilmentbiodegradatsqueelsseushomòlegsramificats,elsanomenatsisoprenoides.

Pel que fa als hidrocarburs aromàtics policíclics (HAP), la biodegradació augmenta en disminuir el nombre d’anells condensats.Així,elfenantrèambtresanellsésmésfàcilmentbiodegradablequeelpirèqueentéquatre.Tambéésimportantladisposiciódelsanells,jaqueelpirèielfluorantèesdegradenmésfàcilmentqueelcrisèielbenzo(a)antra-cè,totsellsdequatreanells.Elshidrocarbursambcincomésanellspodenconsiderar-serecalcitrants,jaqueofereixenmésresistènciaalabiodegradació.Sisóndegradatsésdegutmajoritàriamentafenòmensdecometabolismeopertransformacionsd’ungrupespecíficdemicroorganismes:elsfongslignolítics.

D’altra banda, entre els compostos HAP parentals (per exemple, el fenantrè) i els seus derivats alquilats (com ara el metil,eldimetilieltrimetilfenantrè)tambés’observendiferències:generalment,elsHAPparentalssónmésfàcilmentbiodegradables que els seus derivats alquilats, i a mesura que augmenta el nombre de substituents, n’augmenta la resistència a la biodegradació.

Atesos aquests patrons de comportament, segons la composició i la predominança d’uns o altres tipus d’hidrocarburs, ungasoil,unolimineral,unfuelouncrudepetroliseranmésomenysbiodegradablesenfunciódelesproporcionsdel tipus d’hidrocarburs que continguin. La llista següent mostra en ordre decreixent el potencial de biodegradabilitat de diferents compostos que es troben en els productes petrolífers.



Figura 4.2. Biodegradabilitat dels diferents constituents dels productes petrolífers. Font: adaptat d’US EPA, 1994.

Un cas especial de contaminants associats als hidrocarburs són els oxigenants, comara l’èter tert-butilmetílic(MTBE, CH3OC(CH3)3), que s’incorporen a la gasolina per aconseguir una millor combustió, i redueixen les emissi-ons de monòxid de carboni i de compostos orgànics volàtils (COV). La International Agency for Research on Cancer (IARC)téclassificatelMTBEcomacompostcarcinogen.Estractad’unproducterecalcitrantaltamentsoluble(finsitotmésqueelsBTEX),mòbilivolàtil,queconsegüentmentpotmigrarràpidamentalesaigüessubterrànies.Caldestacar que actualment el MTBE s’ha eliminat o substituït de la gasolina per l’èter tert-butiletílic(ETBE),que,totitractar-sed’unaltrecompost,presentaelmateixcomportamentqueelMTBE.

4.2.3.2 Concentració i toxicitat del contaminant

Hi ha dos factors relacionats amb el contaminant que poden provocar un retard en la biodegradació: la concentració ilatoxicitat.Quanelcontaminantestrobaaunaconcentracióalta,esrequereixméstempspertalqueladensitatdecèl·lulesdegradadoresarribiaserproualtaperquès’apreciïunadisminuciódelaquantitatdecontaminantpresent,encomparaciódeltempsqueesrequereixquanlaconcentraciódelcontaminantésinferior.Pelquefaalatoxicitat,i malgrat que existeixin poblacions microbianes amb les capacitats degradatives adients, aquestes es poden trobar inhibidesperlatoxicitatd’alguncompostpresent.Unexempleelconstitueixenelscompostosmésvolàtilsd’uncrudepetrolique,finsquenos’haginvolatilitzat,podenproduirunefecteinhibitoridelespoblacions,ipertant,unretarden la biodegradació.

4.2.3.3 Biodisponibilitat del contaminant

SegonslaIUPAC(InternationalUnionofPureandAppliedChemistry),labiodisponibilitatéslaporciód’uncontami-nant que pot ser agafada per l’organisme del seu entorn i aliment, i que pot ser subseqüentment transportat, distribuït i metabolitzat per l’organisme. La biodisponibilitat d’un contaminant queda limitada per l’existència d’una barrera fisicoquímicaentrel’organismeielcontaminant.Aquestabarreraredueixlavelocitatdetransportdelcontaminantadinslacèl·lula(uptake).Elsmicroorganismesdegradenfàcilmentelssubstratssolublesenaigua.Tanmateix,labiodisponibilitatdepèndelavelocitatamblaqualelsubstratsesolubilitzaoesdespolimeritzaiéstransportatdinslacèl·lula,inodelaquantitattotaldecontaminantqueestrobasolubilitzada.

Per captar els substrats del seu entorn, els microorganismes han desenvolupat diferents estratègies. Així, un conta-minant pot ser captat pels microorganismes per tres mecanismes:

1.Elcontaminantesvasolubilitzantperparticióespontània.Elcoeficientdeparticióoctanol-aigua(Kow) ens indica



el grau d’aquesta partició. La velocitat de biodegradació estarà subjecta a la velocitat de solubilització.2.Elcontaminantentraalescèl·lulesperdifusiógràciesalahidrofobicitatdel’embolcallcel·lular.3.El contaminant es troba pseudosolubilitzat per l’acció d’un tensioactiu (molècula amb una part hidròfila

i una d’hidròfoba que fa que es pugui solubilitzar en l’aigua i alhora es pugui concentrar a les interfases) que l’emulsiona en petites gotes de mida inferior a 1 micra. En moltes ocasions el mateix microorganisme sintetitza aquest tensioactiu (biotensioactiu).

Contràriament, un contaminant es fa menys biodisponible per fenòmens de sorció, per la pèrdua d’accessibilitat física o pel fenomen del segrest. Dins el fenomen de la sorció, diferenciem l’adsorció, que suposa l’adhesió a una superfície sòlida com ara les argiles, i l’absorció, que suposa la penetració i la retenció interna per part de la matèria orgànica. Pel que fa a la pèrdua d’accessibilitat, s’origina quan el contaminant es troba dins de nanoporus o micropo-rus i deixa de ser accessible per als microorganismes. Cal destacar que el tipus de sòl juga un paper molt important enlapèrduad’accés,jaqueenfunciódelasevagranulometria,eltipusdeporositatpredominantvariarà.Finalment,alguns contaminants, i especialment els productes resultants del seu metabolisme, poden establir enllaços covalents amb grups reactius presents en les molècules dels àcids húmics. D’aquesta manera, entren a formar part d’aquests àcidsinosónextractablesambdissolventsnoenèrgics.Aquestprocésesconeixcomasegrestdecontaminantsohumificaciódecontaminants.

4.2.4 Factors relacionats amb les poblacions microbianes

Finalment,eltipusil’estatdelespoblacionsmicrobianesdelsòltambépodencondicionarlabiodegradaciódelsconta-minants. Abans que tingui lloc la degradació del contaminant, es pot observar un període de temps en què la destrucció delcompostnoésevident;aquestintervalesconeixcomafase d’aclimatació,iespotdefinircomelperíodedetempsque transcorre entre l’arribada d’un contaminant a un medi determinat i l’inici en la detecció de la seva disminució (Ale-xander, M., 1999). La durada de la fase d’aclimatació varia en funció del tipus de compost, de la seva concentració i de les condicions ambientals com ara la temperatura, el nivell d’oxigen, etc., i pot comprendre des de períodes de temps deminutsohoresfinsaperíodesdediversosmesos.

Enepisodisrecurrentsdecontaminació,s’haobservatquelafased’aclimatacióesredueixofinsitotpotarribaradesaparèixer. S’assumeix que, davant d’una segona contaminació en un determinat ambient, la biodegradació es pro-dueixdemaneramésràpida,jaqueelnombredemicroorganismesresponsablesdelatransformaciódelcontaminant(utilitzant-locomafontdecarboniperalcreixement)ésmésgranrespectealnombrepresentenelprimerepisodidecontaminació. D’altra banda, un cop la comunitat microbiana s’ha aclimatat a la degradació de determinats compostos químics,mantéelseupotencialmetabòlicactiudurantuncertperíodedetemps.Tenintencompteaquestfenomen,podem diferenciar un sòl amb contaminació històrica d’aquell que presenti una contaminació accidental recent, ja que enelprimerlespoblacionsmicrobianesestaranadaptadesipodrandonarunarespostamésràpidaaqualsevolagentbioestimulant respecte a les d’un sòl contaminat accidentalment per primera vegada.

Altres factors ambientals que determinen la durada del període d’aclimatació són la temperatura, el pH, l’aeració, i la concentració de nitrogen i fòsfor, sobretot en ambients on les concentracions siguin tan baixes que puguin arribar a limitar-neelcreixement.Finalment,altresfactorsquepodenexplicarelfenomendel’aclimataciósónlapresènciadetòxics que inhibeixin el creixement microbià, i el temps necessari perquè tingui lloc l’aparició de nous genotips per a mecanismes de mutació o d’intercanvi genètic entre diferents poblacions.



4.3 Fases d’un projecte de bioremediació8

A causa de l’ampli ventall de factors que condicionen la degradació microbiana, sovint caldrà plantejar els projectes debioremediacióperfases,afid’avaluar-nelescaracterístiquesiincorporar-neelsparàmetresaldissenydeltracta-ment.Laprimerafase,decaracteritzaciódel’emplaçament,querealitzaríemtambéperaaltrestipusdetecnologies,ens ha d’aportar informació sobre els contaminants, la seva distribució i el tipus de sòl. Seguidament i amb les dades obtingudes de la caracterització, podrem desenvolupar assajos de tractabilitat, a escala de laboratori, per determinar laviabilitatielsparàmetresespecíficsdel’actuació.Ésrecomanableportaratermeunassaigaescalapilot.Ambaquestainformació,durematermeeldissenyifinalmentlaimplementacióaescaladecamp,queacompanyaremd’unprogramadeseguimentperverificarl’avençdeltractamentil’efectivitatobtinguda.

Fases d’un projecte de bioremediació:•Investigaciódel’emplaçament•Assajosdetractabilitat•Assajosaescalapilot•Implementaciódelatecnologiadebioremediacióescollida•Seguimentdelprocésdedescontaminació

4.3.1 Investigació de l’emplaçament

L’estudidetallatdelsòlenspermetràconèixer-neelsparàmetresfisicoquímicsmésrepresentatius,aixícomeltipusiladistribucióespacialdelscontaminants.Ambaquestobjectiu,caldisposard’undissenyprevidemostreigafiquelesmostresobtingudessiguinrepresentatives.Aquestdissenyhadedefinirelnombreilalocalitzaciódelspuntsdemostreig, els equips de mostreig, el nombre de mostres per punt i els paràmetres que cal analitzar a cada mostra obtinguda.

La presa de mostres resulta imprescindible per a la determinació (al camp o laboratori) dels compostos presents a la mostra, així com d’altres característiques (físiques, geològiques o microbiològiques) del sòl, com ara el reconei-xementdelperfillitològicol’enumeraciódepoblacionsmicrobianes.S’hadetenirencompte,però,queelmostreigintrusiu implica l’alteració de les condicions inicials del terreny i que, per tant, la utilització d’aquestes tècniques s’ha de realitzar amb precaució, intentant que el grau d’alteració sigui el mínim possible, per tal d’obtenir mostres repre-sentatives de les condicions originals del terreny.

Pel que fa a les característiques fisicoquímiques, i amb l’objectiu de fer una primera avaluació del potencial de bioremediació, serà important determinar el tipus de textura del sòl, el grau d’humitat, la capacitat de camp, el pH, la conductivitat, la concentració de nutrients (nitrogen total, nitrat, nitrit, amoni i fosfat), el carboni orgànic total (COT), l’extracte orgànic total (EOT) i els contaminants objectiu. Pel que fa a les característiques microbiològiques, cal fer el recompte dels microorganismes heteròtrofs totals i dels microorganismes capaços de degradar els contami-nants presents a la mostra (microorganismes degradadors). Els resultats d’aquestes anàlisis serviran com a punt de partida per a la fase següent del projecte de bioremediació: els assajos de tractabilitat.

8 Els paràmetres que s’inclouen en aquest apartat fan referència a les necessitats d’informació per a l’avaluació, el disseny i el seguiment de la biore-mediació.Restenforadel’abastd’aquestaguialesespecificacionstècniquesassociadesalacaracteritzaciódelacontaminaciód’unemplaçament,així com les necessitats analítiques d’altres tecnologies.



4.3.2 Assajos de tractabilitat

De les consideracions que s’han anat fent al llarg d’aquesta guia, se’n pot despendre fàcilment que abans d’implan-tar una tecnologia de bioremediació a un emplaçament concret s’intenti donar resposta a dues preguntes bàsiques. Laprimera,és factibleportara termeunabioremediació?Si la respostaésafirmativa, lapreguntasegüentquecaldràrespondreserà:enquinescondicionss’obtindranelsmillorsresultats?Aquestespreguntesespodenrespon-dre mitjançant experiments de laboratori que permetin comprovar si existeixen els microorganismes adients, si els contaminants presents són biodegradables, si els microorganismes presents són capaços de donar una resposta a possiblesbioestimulacions,iquintipusdebioestimulacions(nutrients,surfactants,cosubstrats,etc.)seranlesmésefectives. Cal fer esment que el cost d’aquests assajos de tractabilitat pot representar una part molt petita del cost finaldeladescontaminació,peròpotaugmentarengranmaneralespossibilitatsd’èxit.Elscondicionantsdelcasensajudaranadefinir-nelescaracterístiques.

Per desenvolupar un assaig de tractabilitat es pot seguir un protocol com el que es mostra a continuació, desenvo-lupat en el Departament de Microbiologia de la Universitat de Barcelona:

Apartirdelamostradesòl,enprimerlloccalrealitzarunacaracteritzaciómicrobiològica.Desprésdeconèixerlaquantitat dels microorganismes indígenes capaços de degradar la matèria orgànica (heteròtrofs), cal determinar quina fracció d’aquests microorganismes està capacitada per degradar els contaminants presents a la mostra. Les tècniquesderecompteméshabitualssónlesderecompted’unitatsformadoresdecolònies(UFC)enmedisòlidenplaques,oelrecomptedelnombremésprobable(NMP)enmedilíquid.Ladensitatdepoblaciómicrobiana(bacterisheteròtrofstotals)ensòlstípicsoscil·laentre104i107UFC/gdesòl.Perquèuntractamentperbioremediaciópuguiresultarefectiu,calqueelcomptatgemínimsiguide103UFC/gdesòl.Siésinferiora103UFC/gdesòl,s’hauriade fer una avaluació exhaustiva per determinar si hi ha condicions tòxiques presents que inhibeixin el creixement microbià.

Figura4.3.Diagramadefluxdelprotocold’assajosdetractabilitat.

Mostra

Sí

Sí

Sí

No

No

No

Impossibilitat detractament biològic

Avaluació de la tecnologia debioremediació

Activitatmicrobiana

Eliminacióde tòxics

BiodegradabilitatBiodisponibilitat

Factors limitatsOptimització



Figura 4.4. Plaques de microtitulació emprades en la determinació del NMP. Font: A. Solanas, Universitat de Barcelona.

Figura4.5.Trampesd’hidròxidsòdicianàlisivolumètricaempradesenlaquantificaciódelaproducciódeCO2.Font: A. Solanas, Universitat de Barcelona.

Figura4.6.Matrassosutilitzatsenuntestdebiodegradabilitat.Font: A. Solanas, Universitat de Barcelona.

Paral·lelamentalaquantitatdemicroorganismes,solsernecessariavaluarl’activitatmicrobiana,queespotquan-tificarmitjançantelseguimentdelCO2alliberatiacumulatalllargdeltemps.Éselqueesconeixcomaactivitatrespiromètrica, i permet determinar la taxa respiratòria de les comunitats i, per tant, la seva activitat.

Un cop s’ha comprovat que les comunitats microbianes es troben metabòlicament actives, cal determinar si els con-taminantssónbiodegradablesaplicant-hiuntestdebiodegradabilitat.Aquesttestconsisteixenlaresuspensiódemostresdesòlenaiguaenmatrassosairejatsperagitació.L’objectiudeltestdebiodegradabilitatésobservarsilaconcentració del contaminant disminueix amb el temps com a conseqüència de la biodegradació.



Ambaquestsassajos,d’unaduradaaproximadade2-3mesos,espotrespondrelaprimerapregunta(ésfactibledura termeunabioremediació?).Uncopesconsideraqueespotutilitzar labioremediaciócomaestratègiadedescontaminació,caldetectar-neelsfactorslimitantsperaconseguiroptimitzarelprocés:factorsambientals(comara l’oxigen, la temperatura, la humitat o els nutrients), la biodisponibilitat (utilització de tensioactius), la necessitat de microorganismes exògens (bioreforç), etc. Aquests assajos es realitzen en microcosmos (sistema a petita escala quesimulalescondicionsqueesdonarienal’emplaçament),obéenlisímetres(simulacióallaboratoridelacolumnade sòl) quan es vol simular un tractament in situ a escala.

Els resultatsd’aquestsassajos indicaran lanecessitat debioestimulació i bioreforç, i conduiran finalment capal’anàlisidelatecnologiadebioremediacióquepotsermésadequadaenfunciódelescondicionsespecífiquesdecadacas.Aquestsassajospodennecessitaruntempsd’entre3 i6mesos.Enmoltscasos, la implantacióde labioremediació a escala pilot o de camp es podrà iniciar amb la informació generada en la primera fase d’assajos detractabilitat(2-3mesos),ielsresultatsgeneratsenaquestasegonafaseespodranemprarposteriormentpertald’optimitzar l’aplicació al camp.

Figura 4.7. Microcosmos en safates d’alumini, en pots de vidre i lisímetres, d’esquerra a dreta.Font: A. Solanas, Universitat de Barcelona.

4.3.3 Assaig a escala pilot

Abansd’implementar labioremediacióaescaladecampés tambérecomanable realitzar-neunassaigaescalapilot. Aquest assaig en permetrà avaluar la tècnica, l’equipament, els processos i els materials en les condicions «decamp»peròapetitaescala,ambl’avantatgequeelsresultatsobtingutspermetenduratermemodificacionsoajustamentsaldissenyfinaldelaremediació.L’objectiud’unassaigaescalapilot,pertant,éssimple:assegurarquenoesproduiranerrorsagranescala.Lainformaciónecessàriaperdur-loatermeesbasaràenlainformacióobtin-guda en les fases anteriors de caracterització i assajos, i s’ajustarà el disseny a l’escala necessària i als objectius específicsdel’assaig.

4.3.4 Implementació de la tecnologia de bioremediació escollida

Amb les dades obtingudes de les fases anteriors es podrà realitzar el disseny i la implantació de la bioremediació a l’escala necessària. El detall del disseny de les diferents alternatives de bioremediació de sòls es descriu en els capítols6,7,8i9d’aquestaguia.

Alllargdelprocésserànecessariferunmonitoratgeperavaluarsielprocésdebioremediacióestàtenintllocdemaneraefectiva.Aquestmonitoratgeestàenfocatalseguimentdediferentsparàmetres(vegeutambéelscapítols6,7,8i9d’aquestaguia,onse’ndetallal’úsperacadatecnologia):



•Anàlisiquantitativadelscontaminants•Controldelapresènciail’abundànciademicroorganismes•Controldelconsumd’oxigen•Controldelaproducciód’anhídridcarbònic•Controldelmantenimentdelescondicionsdefinidesalsassajosdetractabilitat•Nivelldenutrients•Nivelld’humitat•Mesurad’oxigendissolt

L’anàlisi quantitativa dels contaminantsés laquenormalments’utilitzapercontrolar l’evoluciódelprocés, lesconcentracionsromanentsalfinaldeltractamentil’efectivitattotalassolida.JaqueelReialdecret9/2005estableixque els sòls que presentin concentracions d’hidrocarburs totals del petroli superiors a 50 mg/kg s’hauran de sotmetre aunavaloracióderisc,alapràcticas’intentaquedesprésd’untractamentdebioremediacióelvalordeTPHestrobipròxim a aquesta concentració.

D’altrabanda,tambéésimportantcontrolarlapresència i l’abundància dels microorganismes, ja que són un in-dicadordelbonfuncionamentdelprocésdebiodegradació.Aixímateix,elconsumd’oxigenilaproducciód’anhídridcarbònic, indicadors de l’activitat metabòlica, poden proporcionar una bona eina de control. Quan ja no es produeix anhídridcarbònicielsparàmetresdefuncionamentsónelscorrectes,potindicarunfinaldelprocésiqueelsTPHresiduals ja no són biodegradables.

A banda de les anàlisis químiques i microbiològiques, caldrà dur a terme el control periòdic de les condicions del tractament.Lesmésimportantssónelcontroldelnivelldenutrientsid’humitat,ilamesurad’oxigendissolt.Lama-neraméssenzillaiefectivademesurarelsnivells de nutrients consisteix en la utilització d’un espectrofotòmetre. Aquest equip permet determinar de manera ràpida tots els tipus de fonts de nitrogen (nitrats, amoni i nitrits) i del fòsfor(fosfats)quesónnecessàriespermesurarl’evoluciódelprocés.Pelquefaalamesura d’oxigen, en general espotdirquequalsevolambientquepresentimésde5%d’oxigenalafasegasésconsiderataeròbic,ivàlidperquès’hi desenvolupi activitat bacteriana aeròbica sobre els hidrocarburs.

4.3.5 L’atenuació natural com a actuació postremediació

Un cop s’ha implementat una tecnologia de bioremediació pot ser que no s’hagin pogut assolir els objectius de descontaminació, o que la concentració romanent de TPH sigui > 50 ppm. En aquests casos es pot considerar la possibilitat de portar a terme una atenuació natural monitorada (ANM) per tal de poder reduir els nivells de contami-naciófinsalsnivellsrequerits,ambl’avantatgedepresentarunscostosderemediacióinferiorsalsd’unaremediacióactiva. Es tracta, doncs, d’una ANM postremediació o postactuació. Tanmateix, el temps per assolir els objectius dedescontaminacióésmésgrani,pertant,ésmésfactibleplantejarunaANMpostactuacióenelcasdeprojectesde bioremediació in situ,jaqueeltempsnoésunfactorlimitanteneltractament.Elcontraripassaenelsprojectesde bioremediació ex situ, on el temps sí que sol ser un factor limitant, especialment en els tractaments off site —en centre gestor— limitats pel temps i l’espai. Al capítol 9 es presenten les característiques de l’ús de l’atenuació natural monitoradacomaalternativafinalistaposterioralabioremediació.

En el cas que es decideixi portar a terme una ANM postactuació, hi ha d’haver evidències que realment s’està pro-duintunabiodegradaciódelscontaminants, iqueaquestaté llocdemaneracontínuaisostinguda.Peraixò,perdesenvolupar una ANM amb posterioritat a la remediació activa s’ha de documentar que hi ha hagi una disminució realdelacontaminacióal’emplaçamentiqueesmantéelpotencialdetransformaciódelscontaminants,jasiguimitjançant el seguiment de l’activitat microbiana o de la biodegradabilitat dels contaminants romanents. Al capítol 9 s’inclou el detall del disseny de l’ANM per a actuacions posteriors a la bioremediació de sòls contaminats per hidro-carburs derivats del petroli.



5 TECNOLOGIES DEBIOREMEDIACIÓ DE SÒLS CONTAMINATS PERHIDROCARBURS

L’objectiuprincipald’aquestcapítolésconèixerlescaracterístiquesdelestecnologiesdebioremediacióiproporci-onareinesquepuguinserd’utilitatal’horad’avaluar-nel’aplicacióenuncasdecontaminacióperhidrocarburs.Enaquestes aplicacions caldrà tenir en compte:

•Quinscontaminantspodensertractatsdemaneraefectivapercadaalternativa.•Quinsavantatgesidesavantatgespresentenlestecnologiesdebioremediacióin situ i ex situ. •Quinsfactorscondicionenl’efectivitatdelesdiferentstecnologies.•Quinsensónelscostosassociats.•Quinsaltresparàmetrescondicionenelcas.

A l’annex V es presenten dos projectes de bioremediació desenvolupats a Catalunya: primerament, un assaig pilot de bioremediació in situ d’un sòl contaminat per olis minerals mitjançant bioventeig. En segon lloc, un assaig pilot de bioremediació ex situ d’un sòl contaminat per creosotes mitjançant la tecnologia d’una biopila dinàmica. Cal destacar queentotsdoscasosesvaaconseguirreduirelnivelldecontaminaciófinsalsobjectiusderecuperacióestablerts.

5.1 Descripció general de les tecnologies

5.1.1 Tecnologies in situ

Les tecnologies de bioremediació in situ són aquelles que es realitzen a la matriu original del sòl, sense excavació del medi, i permeten en gran mesura fer compatible la recuperació del sòl amb el manteniment de l’activitat en su-perfície.Aquestestecnologiesinsitusónaltamentdependentsdelescaracterístiquesfisicoquímiquesigeològiquesdelmedi,característiquesque,comhemvist,influeixenenl’activitatmicrobiana,i,pertant,enelprocésdebiode-gradació dels contaminants. El coneixement del sòl ens permetrà avaluar, doncs, la viabilitat de l’alternativa in situ (vegeu l’apartat 5.3).

L’alternativaméshabitualdebioremediacióin situéselbioventeig:



Bioventeig: estimulació de la biodegradació mitjançant l’aeració de la zona soma per moviment forçat d’ai-re(per injeccióoextracció).Durant l’aeraciós’apliquencabals reduïtsd’aireafid’aportarnomés l’oxigennecessariperal’activitatmicrobiana,iminimitzaralhoralavolatilitzaciódelscontaminants.Paral·lelamental’aeració, es poden addicionar agents bioestimulants, com ara nutrients i tensioactius.



5.1.2 Tecnologies ex situ

Contràriament a les tecnologies in situ, les tecnologies ex situ es desenvolupen un cop el sòl ha estat excavat i traslla-dat on es pugui dur a terme el tractament necessari. Actualment la tecnologia que domina el mercat de la bioremediació ex situéslabiopila.Alternativament,ienunsegonterme,tambés’optapelcompostatge(Atlasetal.,2005)i,sovint,pellandfarming. A continuació es descriuen les principals alternatives de bioremediació ex situ del sòl:

Biopila: el sòl contaminat s’excava i es disposa en piles. L’activitat microbiana s’estimula per aeració i addició denutrients,humitatocosubstrats.Tambéespodenafegirsubstànciesquecontribueixinalamilloradel’es-tructura del sòl, i recórrer al bioreforç. Sovint cal protegir la biopila amb algun tipus de cobriment per mantenir una humitat òptima i minimitzar el risc de producció de lixiviats.

En funció de com es produeix l’aeració es distingeix entre:

• Biopila estàtica: l’aeració s’aconsegueix mitjançant la instal·lació de sistemes d’aeració activa opassiva,dissenyatsperprovocarunmovimentforçatdel’aire,jasiguiperinjeccióoextraccióatravésdeconduccionsranuradesoperforadesquetravessenlabiopila.D’altrabanda,tambésolinstal·lar-se un sistema de conduccions destinades a l’aportació d’humitat i nutrients. L’alçada de les biopiles estàtiques pot ser d’entre 0,8 i 2 m.

• Biopila dinàmica: l’aeració s’aconsegueix mitjançant la llaurada i el volteig mecànic i periòdic de la pila.



Compostatge: el sòl contaminat s’excava i es barreja amb agents estructurants (substàncies orgàniques sòlides biodegradables com ara serradures, palla, brisa, fems, compost madur o restes de material agrícola). El tipus de matèria orgànica utilitzada dependrà de la porositat del sòl i del balanç de carboni i nitrogen ne-cessariperpromourel’activitatmicrobiana.Alfinaldelprocés,queinclouunaetapatermòfila,s’obtématèriaorgànica estable, el compost madur. El sistema de compostatge es pot airejar mitjançant el volteig mecànic delespilesobémitjançantsistemesdedistribuciód’aire(sistemesd’injeccióoextracciód’aire)situatsalabase de les piles.

Comenelcasdelesbiopiles,ésimportantprotegirlespilesdecompostatgeambalgunmaterialinert(grava,serradures, polietilè de baixa densitat, etc.).

Landfarming:elsòlcontaminats’excavaiesdipositasobreunasuperfícieenunacapafinad’entre30i45cmiesvoltejaollauraperiòdicamentperairejarelmaterialcontaminat.L’activitatmicrobianatambéespotestimular mitjançant l’addició de nutrients i el manteniment d’una humitat òptima. El disseny del sistema pot incloure un sistema de recollida de lixiviats i un sistema de gestió de l’aigua per evitar la saturació de l’àrea de tractament.



Tractament per suspensió en bioreactor: el tractament del sòl es realitza en suspensió aquosa, combinant el sòl amb aigua i altres additius. Els sòlids i els microorganismes es mantenen en suspensió per agitació, i permetenaixíelcontactemicroorganisme-contaminant.Aquesttractaments’acostumaaferenreactorscon-nectatsensèrie,acadascundelsqualsesmantenenunescondicionsespecífiquesd’operació.Alfinaldelprocés,desprésd’unaetapad’espessiment,s’aconsegueixsepararelsòltractatdel’aiguaielsadditius.

5.1.3 Avantatges i desavantatges de les tecnologies

La taula següent resumeix els principals avantatges i desavantatges de les tecnologies de bioremediació, alguns co-munsatoteslesalternativesdebasebiològica,d’altresespecíficsdecadaalternativa.



Tecnologia Avantatges Desavantatges

Tecnologies de bioremediació in situ

Bioventeig • Costrelativamentbaixicompetitiu(vegeu l’apartat 10.3).

• Conservaciódel’estructuradelsòlidel’activitat en superfície, ja que aquest sòl no s’ha d’excavar ni traslladar.

• Generapoquespertorbacionsalterrenyi es pot utilitzar en zones inaccessibles (ex:sotaedificis).

• Utilitzaequipamentfàcilmentdisponibleidefàcilinstal·lació.

• Espotcombinarfàcilmentambaltrestecnologies (ex: injecció d’aire, extracció d’aigua subterrània, etc.).

• Altadependènciarespectealescaracterístiques de l’emplaçament (possibledificultateneltransportdelsagentsbioestimulantsfinsalsmicroorganismes i els contaminants).

• Inefectivitatdavantd’altesconcentracions de contaminant que poden ser inicialment tòxiques per als microorganismes.

• Inefectivitatendeterminatsemplaçaments (ex: sòls amb baixa permeabilitat).

• Dificultatd’assolirestàndardsdedescontaminació molt baixos.

• Potrequerirllargsterminisdetractament.

• Potrequerirtractamentdelsgasosdesortida.

Tecnologies de bioremediació ex situ

General per a totes les tecnologies ex situ

• Elseucostéscompetitiu.• Espotexercirméscontroldeles

condicions durant el tractament que en les alternatives in situ.

• Simplicitatrelativaeneldissenyilaimplementació de la tecnologia.

• Requereixentempsdetractamentmitjans, de 4 a 12 mesos en condicions òptimes.

• Presentenefectivitateneltractamentde compostos orgànics amb taxes de biodegradació baixes.

• Elsòls’had’excavaritraslladar,iaixòimplicauncosteconòmicméselevat.

• Inefectivitatdavantd’altesconcentracions de contaminant que poden ser inicialment tòxiques per als microorganismes.

• Dificultatd’assolirestàndardsdedescontaminació molt baixos.

• Potrequerirtractamentdelsgasosdesortida.

• Requerimentd’unaàreaextensaperal tractament (superior en el cas del landfarming).

• Potsernecessàrialaconstrucciód’unsistemadecol·lecciódelixiviats.



Tecnologia Avantatges Desavantatges

Tecnologies de bioremediació in situ

Biopiles • Menysrequerimentd’àreadetractamenten relació amb el landfarming i el compostatge.

• Potserdissenyatcomunsistematancat(les emissions de vapors es poden controlar).

• Elseudissenyespotmodificarperpoder aconseguir la màxima efectivitat possible per a diferents tipus de sòls i de contaminants.

• Lesbiopilesestàtiquesespodenformaramb volums de sòl superior respecte a les biopiles dinàmiques i les piles de compostatge (l’alçada d’aquestes últimes queda limitada per la grandària delamaquinàriautilitzadapervoltejar-la).Així,quanladisponibilitatd’espaiéslimitant es pot recórrer a la utilització de biopiles estàtiques.

• Lesbiopilesdinàmiquesrequereixenunasuperfíciedisponiblemésgranencomparació de les estàtiques.

• Enfunciódelescondicionsclimàtiques,elmaterialpottendiracompactar-seiahumitejar-seenexcés.

• Calcrearimantenirlescondicionsambientals necessàries perquè el procéstinguièxit.

Compostatge • Alfinaldeltractamentespotobteniruncompost estable.

• Matriumésfavorableperalescondicions microbianes que les de la biopila o el landfarming.

• Incrementvolumètricdelmaterialquecal tractar a causa de l’addició d’agents estructurants.

• Aplicablequanladisponibilitatd’espainoésunfactorlimitant(hihad’haversuficientespaientrelespilesdecompostatgeperal’accésdelamaquinària de volteig).

• Calcrearimantenirlescondicionsambientals necessàries perquè el procéstinguièxit.

Landfarming • Mínimrequerimenttecnològic;norequereixequipsinstal·latspermanentment i en funcionament continu.

• Aplicablequanladisponibilitatd’espainoésunfactorlimitant(entractar-sed’unatècnicadetractamentsuperficial,el volum de sòl contaminat s’ha de distribuir en una gran superfície).

• Elfetqueestractid’unatècnicadetractament intensiva l’ha fet impopular per a moltes aplicacions, particularment en el tractament de sòls contaminats en teixit urbà.

Taula 5.1. Comparativa avantatges i desavantatges de tecnologies in situ i ex situ.



5.2 Contaminants que poden ser tractats de manera efectiva per cada tecnologia

5.2.1 Contaminants objectiu

Malgrat que en termes generals la bioremediació pot fer front a un ampli ventall d’hidrocarburs derivats del petroli, les característiques de cada tecnologia fan que cadascuna obtingui uns rendiments òptims per a certs contaminants. Lataulasegüentresumeixlesaplicacionsméshabitualsdecadatecnologiapertipusdecontaminant:

5.2.2 Mescles de contaminants i toxicitat

Habitualment, però, la contaminació detectada al sòl no correspon a un únic compost, sinó a una mescla de contami-nants, ja sigui com a conseqüència de múltiples focus de contaminació o a un sol focus amb productes diversos. En el cas dels hidrocarburs derivats del petroli, les mescles deriven pel mateix producte petrolífer (un producte petrolífer jaéspersisolunamesclad’hidrocarburs),obépermesclesdeproductespetrolífersambaltrescompostos,comarametalls pesats o compostos halogenats. En aquests casos ens podrem trobar en tres escenaris diferents:

•Presènciad’unamescladeproductesambdiferentsgrausdebiodegradabilitat.•Presènciad’unamescladeproductesbiodegradablesiproductesqueexerceixenunaaccióinhibitòriaales

poblacions microbianes presents a l’emplaçament.•Presènciad’unamescladeproductesbiodegradablesirecalcitrants.

Tecnologia Tipus de contaminació

Bioventeig Tractament de sòls contaminats per vessaments de dièsel, sòls contaminats per fuel, olis de motor i hidrocarburs monoaromàtics com els BTEX de les gasolines.

Biopiles Tractament de sòls contaminats per hidrocarburs aromàtics policíclics (HAP), penta-clorofenol (PCP) i gasoils.

Compostatge TractamentdesòlscontaminatsperclorofenolsiperHAPdefinsaquatreanellsaromàtics.

Landfarming Tractament de residus oliosos, residus de plantes de producció de metà i sòls conta-minats amb creosota.

Tractament per suspensió enbioreactor

Tractament de sòls contaminats per HAP de dos, tres i quatre anells aromàtics. Tam-béefectiupertractarelcontingutenfenolsdelacreosota.

Taula 5.2. Contaminants tractats efectivament per les diferents tecnologies de bioremediació.



5.2.2.1 Presència d’una mescla de productes amb diferents graus de biodegradabilitat

Undelscasosmésfreqüentssónelssòlscontaminatspermesclesdegasoiligasolinadelesestacionsdeservei.Ungasoilestàcompostperunabarrejad’hidrocarbursambunnombredecarbonisqueoscil·laentreC10 i C20 i en algunscasosfinsaC25,demaneraquelasevabiodegradabilitataeròbicaéselevada.Segonss’haesmentatante-riorment(vegeul’apartat4.2.3.1),labiodegradacióseràmésràpidapelshidrocarbursdemenysnombredecarbonisiunamicaméslentaperaquellsquepresentenunnombreméselevatdecarbonis.Arabé,calrecordarqueelshidrocarburs majoritaris en els gasoils són els d’un nombre mitjà de carbonis, que es degraden amb gran rapidesa (vegeulafigura4.2.del’apartat4.2.3.1).

Pel que fa a la gasolina, els compostos majoritaris són els BTEX (benzè, toluè, etilbenzè i xilens), que presenten un graudebiodegradabilitatbastantelevat;eltoluèil’etilbenzèsónelsmésràpidsadegradar-se,seguitsdelsxilensidel benzè. Cal destacar que en aquest grup de compostos, la biodegradabilitat no segueix els patrons generals, ja queelbenzènotécapsubstituentiéselméssoluble.Arabé,aquestadarrerapropietatelfaràméssusceptibledeser lixiviat del sòl. D’altra banda, uns compostos que presenten molt d’interès des dels anys 80 són els compostos quevansubstituirelplom.Ensreferimalsadditiusoxigenantsdelagasolina(ètertert-butilmetílic—MTBE—iètertert-butiletílic—ETBE—).Aquestscompostossónbiodegradablesaeròbicament,peròlasevabiodegradaciótéllocméslentamentqueladelsBTEX.Amés,enfunciódelsmicroorganismespresents,espotproduirunaacumulaciótemporald’unmetabòlitintermediari,elTBA(tert-butilalcohol),quepresentaméstoxicitatqueelproducteparental.Valadirqueladetecciód’aquestintermediariésindicatiudelfetques’estàproduintunabiodegradació.

Per tant, en el cas de mescles de productes biodegradables s’ha de tenir present la biodegradabilitat selectiva per partdelsmicroorganismes,ferunbonseguimentdelsproductesquepodenacumular-seiafavorirlescondicionsperquè la biodegradació es mantingui el temps necessari.

5.2.2.2 Presència d’una mescla de productes biodegradables i productes que exerceixen una acció inhibitòria a les poblacions microbianes presents a l’emplaçament

Elcasmésfreqüentdeproductesbiodegradablesiproductesinhibitoriséseldelescontaminacionspermesclesde productes petrolífers i metalls. Cal dir, en primer lloc, que els microorganismes no poden degradar els metalls, però,percontra,síquepodenmodificar-nel’estatd’oxidació,iafectaraixílasevasolubilitatiprecipitació.Tanmateix,aquestes metodologies no són objecte d’aquesta guia. En el cas que ens ocupa volem fer esment de dos escenaris possibles en funció de les concentracions dels metalls presents: casos de contaminació en els quals la concentració de metalls sigui molt elevada i es produeixi inhibició, i casos en què la concentració de metalls sigui superior als valors normats però no resulti inhibitòria per a l’activitat microbiana.

Enelprimercas,l’eficàciadelabioremediacióesredueixacausadelatoxicitatqueelsmetallsprodueixenalespoblacions degradadores d’hidrocarburs. Aquesta toxicitat es tradueix en una inhibició en el creixement microbià, fet quedestacalaimportànciaderealitzarassajosdetractabilitat,jaquelainhibiciódelcreixementmicrobiàesreflectiràenunabaixaactivitatrespiratòriaenelsassajosrespiromètrics.Quandesprésderealitzarunassaigdetractabilitates conclou que hi ha una correlació entre la baixa activitat respiratòria i la presència de concentracions elevades de metalls, s’acostuma a desestimar la possibilitat de realitzar una bioremediació.

En el segon, en cas que no es produeixi una inhibició de l’activitat microbiana i les concentracions de metalls sobre-passin els valors que requereix la normativa, s’haurà de preveure la possibilitat de fer dos tractaments seqüencials perafrontarelsdostipusdecontaminants(hidrocarbursimetalls).Unexempleserial’úsdetecnologiesdefitoreme-diació,basadesenl’úsdeplantes,peral’extracciódemetalls(fitoextracció)uncops’haneliminatelshidrocarbursmitjançant la remediació.

5.2.2.3 Presència d’una mescla de productes biodegradables i recalcitrants

Aquest seria el cas de contaminacions per mescles de productes petrolífers i compostos halogenats. Aquest darrer grupdecompostosésmoltampli,ipresentaunabiodegradabilitat-recalcitrànciamoltvariada.D’altrabanda,mentrequeelmetabolismemésadientperalabiodegradaciódelshidrocarbursésl’aeròbic,enlabiodegradaciódecom-postoshalogenats,sielgraud’halogenacióéselevat,elmetabolismeméseficaçésl’anaerobi.Alhora,enelcasde



labiodegradaciódecompostoshalogenatsesdónaambmésfreqüènciaelfenomendelcometabolisme,quepotsuposar la necessitat d’addicionar un compost fàcilment degradable. Per tant, com en el cas anterior, s’hauran de tractar els dos tipus de contaminants de manera separada. La realització d’assajos de tractabilitat ens podrà donar informació de quin dels dos grups de contaminants es pot tractar primer. En el cas que la presència dels productes halogenats no inhibeixi l’activitat microbiana es podria portar a terme una primera bioremediació per eliminar el productepetrolífer,ienunasegonaetapas’hauriadevalorarquinametodologiaserialamésadientpertractarelscontaminants halogenats.

5.3 Avaluació de la viabilitat de les tecnologies de bioremediació

Engeneral,ipelquehemvistfinsaraenaquestaguia,l’efectivitatdelestecnologiesdebioremediaciódesòlscon-taminats per hidrocarburs dependrà tant de les característiques del sòl com dels mateixos contaminants. En certs casos,amés,ienespecialenlestecnologiesex situ, caldrà afegir com a condicionant de l’efectivitat, les condicions climàtiques.Pelquefaaltractamentpersuspensióenbioreactor,caldirquenoéspopularcomasistemadebiore-mediació a causa de consideracions pràctiques. En primer lloc, es necessiten grans volums d’aigua i sistemes d’en-ginyeria complexos per a la recuperació i el reciclatge de l’aigua. D’altra banda, els grans volums de sòl contaminat a la majoria d’emplaçaments fa que els bioreactors no siguin prou grans per poder tractar tot el volum de sòl. Amb totaixò,elsbioreactorspresentenunaaplicabilitatlimitadaperadescontaminacionsagranescala,inomésseranadequats per tractar petites quantitats de sòl. La taula següent resumeix els factors que poden incidir en l’efectivitat dels sistemes de bioremediació de bioventeig en el cas de les tecnologies in situ, i biopiles, compostatge i landfar-ming en el cas de les ex situ.Aquestainformacióensseràútilperseleccionarlamilloralternativaabansdedur-nea terme el disseny.



ParàmetreTecnologia de bioremediació in situ

(rangs, característiques òptimesi comentaris)

Tecnologia de bioremediació ex situ(rangs, característiques òptimes

i comentaris)9

Característiques del sòl

Permeabilitat k ≥ 10-8: efectiu10-8≥k≥10-10: podria ser efectiu; necessitat d’una avaluació exhaustiva.k < 10-10: no efectiu.

L’excavació del sòl n’altera la permeabilitat, i la situa habitualment en rangs d’efectivitat.

Estructura i estratificació

Preferentment formacions granulars no estratificades.

Aquestparàmetreperdlasevainfluènciaendur-seatermel’excavaciódelsòl.

Densitat de població microbiana

> 1.000 UFC/g de sòl sec: efectiu< 1.000 UFC/g de sòl sec: podria ser efectiu; necessitat d’una avaluació exhaustiva per

determinar si hi ha condicions tòxiques.

pH 6 ≤ pH ≤ 8: generalment efectiu6>pH>8:elsòlrequereixaccionsperajustarelseupH.

Humitat 40% ≤ capacitat de camp ≤ 85%: efectiuCapacitat de camp < 40%: es necessita una addició periòdica d’aiguat per mantenir el creixement dels microorganismes.Capacitatdecamp>85%:l’excésd’humitat del sòl conduirà a una reducció de la disponibilitat d’oxigen.

40% ≤ capacitat de camp ≤ 85%: efectiuCapacitat de camp < 40%: es necessita una addició periòdica d’aigua per mantenir el creixement dels microorganismes.Capacitat de camp > 85%: el disseny de la tecnologia hauria d’incloure «l’establiment» d’un sistema de drenatge o una coberta impermeable.

Temperatura 10 °C ≤ temperatura del sòl ≤ 45 °C: efectiu10 °C > temperatura del sòl > 45 °C: generalment no efectiu.

Concentració de nutrients

Relació C:N:P proper a 300:10:1

Profunditat a l’aiguasubterrània

> 3 m: efectiu0,90 m < profunditat < 3 m: necessitat de controls especials (ex: pous horitzontals).< 0,90 m: no efectiu.

Noinflueix,jaqueeltractamentesduua terme fora de la matriu original del sòl i sobre una superfície compactada oconfinadaambpotencialcontroldelixiviats.

Textura Preferentment textures arenoses, francoarenoses, francollimoses o llimoses.

9-10Factors i rangs associats a les tecnologies de bioremediació ex situ tipus biopila, compostatge i landfarming. Tot i ser tecnologies diferents, amb trets particulars i distintius, presenten una efectivitat limitada per als mateixos paràmetres, els requisits dels quals, tant qualitativament com quantita-tiva,sóngeneralmentelsmateixos.Encascontrari,se’ncomentaranlesdiferències.Aquestfetfaquedecantar-seperunatecnologiaexsituounaaltras’hagideferbasant-seenfactorscomaraeltempsderemediaciórequerit,ladisponibilitatd’espaiocriteriseconòmics,entred’altres.



Taula 5.3. Paràmetres utilitzats per avaluar l’efectivitat de les tecnologies de bioremediació. Font: adaptat d’US EPA, 1994.

ParàmetreTecnologia de bioremediació in situ

(rangs, característiques òptimesi comentaris)

Tecnologia de bioremediació ex situ(rangs, característiques òptimes

i comentaris)10

Addició d’agents estructurants (compostatge)

En el cas de les tecnologies de bioremediació in situ no s’utilitzen agents estructurants.

En el cas del compostatge, el material contaminat s’ha de barrejar amb matèria orgànica (agents estructurants).La relació sòl:additius (pes sec) pot ser d’1,5:1 a 3:1.

Característiques del contaminant

Potencial de volatilització

Pressionsdevapor>0,5mmHg:ésprobablequeesvolatilitzinelscontaminantspelcorrent d’aire induït.Constant de Henry > 100 atm: compostos considerats com a volàtils.(vegeu la taula 3.5)

Estructura química

Comméscomplexasiguil’estructuramolecularmésdifícilimenysràpidseràeltractamentbiològic.

Concentració i toxicitat

Constituents del petroli ≤ 25.000 ppm i metalls pesants ≤ 2.500 ppm: efectiuConstituents del petroli > 25.000 ppm i metalls pesants > 2.500 ppm: inefectiu; condicions tòxiquesoinhibidoresdel’activitatmicrobiana.Ésprobablequeesrequereixiunperíodellarg de remediació.

Objectius de descontami-nació

Concentració de contaminants > 0,1 ppm i reducció de TPH < 95%: efectiuConcentraciódecontaminants≤0,1ppmoreducciódeTPH≥95%:potencialmentinefectiu.Potserqueelsmicroorganismesnopuguinobtenirsuficientcarboniperdegradar el contaminant i per mantenir la seva activitat metabòlica; es necessiten estudis pilot per demostrar reduccions.

Condicions climàtiques

Temperatura ambient

Les variacions de temperatura al llarg de l’anyinfluiranenl’activitatmicrobiana,laqual disminuirà durant les estacions amb temperatures extremes, i augmentarà quan la temperatura es trobi dins del rang d’efectivitat. Es poden plantejar modificacionsforçadesdetemperatura.

Latemperaturaambientinflueixenla temperatura del sòl. En àrees amb temperatures extremes es pot recórrer a recintes on es pugui controlar la temperatura,alainstal·laciódecobertes,a la injecció d’aire calent o fred (biopiles), o a la inoculació de microorganismes adaptats a temperatures extremes.

Precipitació Elrègimdeprecipitaciómodificaràlescondicions d’humitat de l’emplaçament, que caldrà avaluar i mantenir en els rangs especificats.

Variacions d’humitat durant un període de precipitació o sequera. Especialment si l’emplaçament es troba en una àrea on la precipitaciósuperiels700mm:instal·lacióde cobertes, sistema de control de les entrades i les sortides d’aigua.



6BIOVENTEIG

Uncopavaluadalaviabilitatdebioremediació,iseleccionadal’alternativamésadient,caldràdur-neatermeeldis-seny.Enaquestcapítolveuremelsparàmetres(apartat6.1),elsequips(apartat6.2)ielmonitoratge(apartat6.3)que cal considerar per a l’execució d’un sistema de bioventeig.

6.1 Paràmetres de disseny del bioventeig

El disseny d’un sistema de bioventeig hauria d’incloure la informació següent:

Volum i situació del sòl que cal tractar (o volum de sòl objecte de remediació). Es determinarà durant l’etapa de caracterització(avaluaciódetallada),icorresponalsòlcontaminatquecalrecuperar.Caldràespecificarlatipologiai la localització del sòl, així com d’altres característiques que puguin incidir en el tractament (profunditat, ús del sòl, ocupació de la superfície, etc.).

Profunditat de l’aigua subterrània (profunditat a la qual es troba el nivell freàtic). En general, el bioventeig es con-sidera efectiu quan el nivell freàtic es troba per sobre dels 3 m de profunditat. Contràriament, el bioventeig no sol ser apropiat per a nivells freàtics localitzats a una profunditat inferior a 0,90 m. En els casos en què el nivell freàtic es trobi entre 0,90 i 3 m de profunditat s’han de tenir consideracions especials, ja que es podria produir un ascens del nivellfreàtic.Aquestascensprovocariaunasaturaciód’aiguaalafranjacapil·larilasubseqüentreduccióoelimina-ciódeladifusiód’oxigen.Lautilitzaciódepousd’injeccióencomptesdepousd’extracció,perinduirelfluxd’aire,pot evitar aquest problema.

Limitacions arquitectòniques.Caldràidentificarelsedificis,elshabitatgesoobjectessoterratspresentsalazona,pertenir-losenconsideracióenelprocésdedisseny,jaquepodeninfluirenlainstal·lacióoladistribuciódel’airealsubsòl.

Radi d’influència. Per determinar el número i l’espai que hi ha d’haver entre els pous d’extracció o injecció, s’ha d’avaluarelradid’influència,ésadir,ladistànciamàximadesdelpoualaqualespotinduirunfluxd’airesuficientpermantenirunestaxesdedegradacióacceptables.Elradid’influènciadepèndemoltsfactors,comaralapermeabilitatdelsòlilessevescaracterístiquesquímiques,oelcabald’aeració.Aquestadependènciaendificultaeldisseny,iésperaquestmotiuquenormalmentelradid’influènciaesdeterminamitjançantassajosdecamp,totiquetambépotestimar-semitjançantunamodelitzaciódefluxoperaltresmètodesempírics.Enelcasquel’emplaçamentpresentiunageologiaestratificada,seriaaconsellabledefinirelradid’influènciaperacadaestrat.



Cabal d’injecció-extracció.Elcabald’injecció-extraccióestableixelritmed’alliberaciód’oxigenal’àreadetractament.Espotcalcularmitjançantassajosdecampomitjançantmodels físicsomatemàtics, i téuna influènciasobreelrequerimentdetempsdefuncionamentdelsistemadebioventeig.Caldestacarqueelcabald’injecció-extracció,elradid’influènciailapressió(obuit)necessàriasóninterdependents(uncabaldeterminatrequereixunapressiódeterminada,ambunradid’influènciaespecíficassociat).

Un primer mètode per calcular el cabal d’aire necessari seria a partir del coneixement de la quantitat total d’hidrocar-burs presents. S’acostuma a assumir que es necessiten aproximadament 3 kg d’oxigen per cada kg d’hidrocarbur queespreténoxidar(mineralitzar).Aquestrequeriments’obtédelcàlculrealitzatperunhidrocarburgenèricqueestransforma completament a CO2 i H2O.Tanmateix,caltenirencomptequeaquestcàlculésunaaproximació,jaqueenrealitatnototselscompostosd’unamesclaesdegradarantotalment,iamésunapartdelcarbonis’incorporaràalescèl·lulesdelsmicroorganismes.D’altrabanda,elcabald’airenecessariespotestimarapartirdelafórmulase-güent,enlaqualestéencomptelataxamàximad’utilitzaciód’oxigenmesuradain situ, en assajos respiromètrics:

Q = cabal d’aeració (m3/min).

Ko = taxa d’utilització d’oxigen (%/h) determinada mitjançant assajos de camp o laboratori.

V = volum de sòl contaminat (m3).

θa=porositatdelsòlofraccióocupadaperlafasegas,(m3 de vapor / m3desòl).Soloscil·larentre0,1i0,4.

Elcabald’aeraciócalculat(utilitzat),s’hadeconfirmardurantelfuncionamentoperacionaldelsistemadebioventeigmitjançantelmonitoratgedelgasdelsòlafid’assegurarquehihaunaquantitatd’oxigensuficientatotesleszones.Perassegurarquehihaginivellsd’oxigensuficientsalazonadetractament,s’hademantenirunnivellmínimd’oxi-gendel5%(vegeul’apartat6.4).

Pressió o buit necessaris en el pou d’aeració.Éslapressió(obuit)requeridaalapartsuperiordelpoud’aeracióper aconseguir el cabal necessari. Es calcula normalment mitjançant assajos de camp. S’ha de tenir en compte que elssòlsmenyspermeablesgeneralmentnecessitenpressionsobuitselevatsperaconseguirunsradisd’influènciaraonables. Tanmateix, cal anar en compte a l’hora d’aplicar pressions o buits elevats, ja que pressions de buit eleva-des poden causar un ascens del nivell freàtic i una oclusió dels pous d’extracció; i en el cas d’injeccions d’aire, l’alta pressió pot empènyer el vapor fora de la zona contaminada, potencialment estenent vapors contaminats.

Concentracions inicials de contaminants en fase vapor. Les concentracions inicials de contaminants en fase vapor, mesurades en els estudis pilot o estimades a partir de mostres de la fase gasosa del sòl, o de mostres de sòl, s’utilitzen per estimar el ritme d’extracció de massa de contaminant. Una vegada estimat, es podrà determinar si cal aplicar un sistema de tractament de gasos abans que no siguin emesos a l’atmosfera.

Tractament de gasos. En cas que les emissions de contaminants (COV) als gasos de sortida del tractament supe-rinalgunanormadequalitatatmosfèrica,serànecessarimodificarelcabald’aeracióo,contràriament,dissenyarunsistemadetractamentdegasosafid’assolirelsnivellsd’emissiópermesos.Enaquestdarrercas,elméshabitualésrealitzaruntractamentmitjançantfiltresdecarbóactiu,jaqueestractadesistemesd’operacióimantenimentsenzills, adaptables a processos temporals i amb costos econòmics associats acceptables. Alternativament, es po-driaavaluarlautilitzaciódebiofiltres.

Temps de remediació.Éselperíodedetempsnecessariperduratermeeltractament,isolsituar-seentreels6iels24mesos.Encasquenoesdisposidetempssuficient,espotrecórreraaccionsquepermetinaccelerarelprocésdebiodegradació,comaralamodificaciódeladistànciaentreelspous.

, on: Q = KoVθa

(20,9%-5%)x60 minh



Concentracions finals requerides.Esdefiniranapartirdelsobjectiusdelaremediació.Habitualments’estableixenen funció dels nivells normats o mitjançant anàlisis de risc.

Necessitat de nutrients i ritme d’alliberació.Acausadeladificultatdeferarribarelsnutrientsatotesleszonescontaminadesdelsubsòl,l’addiciódenutrientsenunbioventeigvindràjustificadahabitualmentpelsassajosprevisdetractabilitat,encasqueposindemanifestunagrandiferènciarespectealano-addició.Lalogísticad’addiciómésadient serà mitjançant rases, que permeten la percolació de les solucions de nutrients; alternativament, l’addició pot fer-seperregoatravésdepuntsd’injeccióalsòl.

6.2 Equips i components per a la instal·lació d’un bioventeig

Els equips i els components són tots aquells elements necessaris per desenvolupar el sistema de remediació. En el cas del bioventeig, els equips i els components necessaris inclouen:

•Emplaçament,orientacióidetallsdeconstrucciódelpouoelspousd’extracció(oinjecció)•Canonades•Sistemadepretractamentdevapors(siésnecessari)•Sistemadetractamentdevapors(siésnecessari)•Especificacionstècniquesdelbufador•Dissenydelainstrumentacióicontrol•Puntsdemonitoratge

Sis’hand’addicionarnutrientsalsistema,eldissenyhad’especificarl’orientaciódelspousd’addiciódenutrients,lasevalocalitzacióielsdetallsdeconstrucció.D’altrabanda,sielpHestrobaforadelrangdeneutralitat(6-8)espodenincloureaccionsperajustar-loabansidurantelprocés.Tanmateix,s’hadetenirencomptequel’ajustdelpHésunaoperacióambunelevatgraudedificultat.

1. Pous d’extracció

Orientació dels pous. En un sistema de bioventeig es poden utilitzar tant pous d’extracció verticals com horitzontals. L’orientaciódelspouss’hadebasarenlesnecessitatsilescondicionsespecífiquesdel’emplaçament.Així,quanlacontaminacióéssuperficial-profunda(d’1,5a30mosuperior),iquanlaprofunditatal’aiguasubterràniasiguisuperiorals3m,elspousespodenorientarverticalment.Encanvi,enelcasquelacontaminaciósiguisuperficial(inferiorals7,5m),iquanlazonacontaminadaestiguiconfinadaaunaunitatestratigràficaespecífica,elspousespodenorientarhoritzontalment.L’eficàciad’aquestspousseràmésgranqueelsverticalsenelcasquelacontaminacióestrobiamenysde3mdeprofunditat,mentrequelaconstruccióquedaràdificultadaaprofunditatssuperiors.

Emplaçament i nombre de pous. El nombre i la localització dels pous d’extracció es pot determinar utilitzant diferents mètodes. Un dels mètodes consistiria a dividir l’àrea total que cal tractar per l’àrea que es necessita per a un únic pou (calculadaapartirdelconeixementdelradid’influència).Aixís’obtindriaelnombretotaldepousnecessaris.Uncopconegut el nombre de pous necessaris, aquests pous s’han de distribuir dins l’àrea de tractament, equidistantment, ambl’objectiuquelesàreesd’influènciacobreixinl’àreadecontaminacióenlasevatotalitat.

Un altre mètode consistiria a calcular el cabal d’extracció necessari per bescanviar el volum de porus del sòl dins l’àrea de tractament, en un període de temps raonable (de 3 a 7 dies). El nombre de pous necessaris es pot determinar divi-dint el cabal total d’extracció necessari, pel cabal que es pot aconseguir amb un sol pou.



Nombre de pous necessaris = , on:

q

tV e/θ

θ=porositatdelsòl(m3 de vapor / m3desòl).Soloscil·larentre0,1i0,4.

V = volum de sòl a l’àrea de tractament (m3 de sòl).

te = temps per bescanviar el volum dels porus (hores), estimat a partir de la taxa de consum d’oxigen.

q = cabal d’extracció de vapor per un sol pou d’extracció (m3 de vapor / hora).

Construcció de pous verticals.Laconstrucciódepousd’extraccióverticalséssemblantalaconstrucciódepousde monitoratge. Els pous d’extracció tenen un diàmetre d’entre 5 i 30 cm en funció del règim d’aeració i de la pro-funditatdelsondeig.Eldiàmetreméscomúésde10cm.Uncops’harealitzatelsondeig,s’emplaçalacanonadaderevestimentilacanonadaranurada(filtre),ambduesnormalmentdePVC.Lalocalitzacióilallargadadelacanonadaranurada en pous verticals tant d’extracció com d’injecció pot variar en funció de la profunditat de l’aigua subterrània, l’estratificaciódelsòlilalocalitzacióiladistribuciódelscontaminants.Caldestacarquel’emplaçamentdelacanona-daranuradapotafectarelradid’influència.Al’espaianularquequedaentrelescanonadesderevestiment/ranuradailesparetsdelsondeigs’hiintrodueixmaterialsorrencqueactuacomafiltre.Aquestmaterials’esténentre30i60cm per sobre de la part superior de la canonada ranurada i la segueix una capa de «segellat» de bentonita d’entre 30i60cmdegruix,seguidad’unaaltracapade«segellat»deciment-bentonitafinsacotadesuperfície.



Construcció de pous horitzontals.Elmètodeòptimd’instal·laciódepoushoritzontalsesbasaenl’excavaciód’unarasa,onposteriorments’hiubicalacanonadaranurada(filtre)alfons.Lacanonadaranuradas’envoltaambunllitde grava; posteriorment, es disposa una capa de «segellat» de bentonita o una capa impermeable sobre del llit de grava,amblafinalitatdeprevenirl’escapamentd’airecapalasuperfície.

Quans’utilitzenpoushoritzontals,lacanonadaranuradas’had’ubicaraunaalçadasuficientmentsuperioraladelnivellfreàticpertalquelessevesfluctuacionsnolasubmergeixin.Tambécaldonarimportànciaalmonitoratgedeles pressions utilitzades per assegurar que l’ascens induït de l’aigua subterrània no clogui les canonades.

2. Pous d’injecció

Els criteris de disseny d’orientació i emplaçament dels pous d’injecció són els mateixos que per als pous d’extracció i laconstruccióéssemblant.Arabé,elspousd’injecciópodendissenyar-seambuntramdecanonadaranuradamésllargperassegurarqueesprodueixiunfluxd’aireuniforme.

Elspousd’injeccióespodenutilitzarperevitarquehihagizonesd’estancament(zonessensefluxd’aire)entreelspous, fet que succeeix normalment entre els pous d’extracció. Així, se solen utilitzar juntament amb pous d’extracció. Aquesta combinació s’utilitza sovint en emplaçaments que es troben coberts per una capa impermeable (paviment, ohabitatges),jaqueaquestacaparestringeixelfluxd’airedirectesubsuperficial,obéperprevenircurtcircuitsdelfluxd’aireprovocatspercaminspreferencialsalasubsuperfície.

3. Xarxa de canonades

Laxarxadecanonadesconnectaelspousambelbufadord’extraccióoinjecció.Lescanonadesespodeninstal·lartant per sobre com per sota de la superfície de l’emplaçament, en funció de les operacions que s’hagin de dur a terme,delatemperaturaambientidelanormativadeconstrucció.Tanmateixésmésfreqüentinstal·lar-lespersotade la superfície.

4. Sistema de tractament de gasos

En sistemes d’aeració per extracció, i si se’n determina la necessitat (vegeu la secció «Mostreig de les emissions de gasos»del’apartat6.4),s’instal·laràunsistemadetractamentdegasosabansdel’emissióal’atmosfera.Elsistemapotsermodular,ambunfiltredecarbóactiualpuntemissor.Paral·lelament,iperminimitzarelspotencialsdanyscausatsperlapresènciadepartículessòlidesalfluxd’aireextret,espotconnectarunseparadord’humitatiperunfiltredepartículesabansd’entraralbufador.

5. Selecció del tipus de bufador

Eltipusilamidadelbufadormésapropiatperacadacasdependrà,enprimerlloc,delbuitopressiónecessarisperaconseguir la pressió desitjada en els pous i, en segon lloc, del cabal.



6.3 Operació i manteniment

Els sistemes de bioventeig són molt simples, amb poques parts mecàniques i elèctriques. Si el sistema opera en mode d’injecció, es necessitaria una simple comprovació visual del sistema per assegurar que el bufador estigui funcionant ambelrègimdefluxielrangdepressiódesitjats.Lesrevisionsdelsistemas’hauriendefersetmanalment.Tambéserànecessariunmantenimentmínimdelsfiltres(canviar-los),elsmesuradorsdefluxolesvàlvules.Sielsistemaoperaenmoded’extracció-reinjeccióesrequeriràunmantenimentmésintensiu.Enelcasqueoperienmoded’extracció,serànecessari monitorar regularment els gasos de sortida per assegurar que les emissions es mantinguin sota els límits legalsoelsrequerimentsespecíficsdel’entorn.Elssistemesdetractamentdegasos(sin’hiha)tambéhaurandeserobjectederevisionsperiòdiquesperassegurar-neelbonfuncionament.



6.4 Monitoratge i seguiment

Elmonitoratgedelsistemadebioremediacióésnecessariperavaluarelfuncionamentdelsequips,l’estatdelscom-ponentsil’evoluciódelprocésdebioremediació.Elsparàmetrestípicamentmonitoratsenunsistemadebioventeiginclouen:

•Monitoratgedelafasegasdelsòl.•Assajosrespiromètricsin situ. •Quantificaciódelabiodegradacióilavolatilitzaciódelshidrocarburs(enbioventeigperextracció).•Mostreigdelesemissionsdegasos.

Paral·lelament,espodenemprarassajositècniquesanalítiquescomplementàriesdestinatsaaugmentarelgraudeconeixementdelsistema.Moltsd’aquestsaltresmètodesespodentrobaralaliteraturacientífica.Unexemplerecent,actualmentendesenvolupament,ésl’aplicaciódetècniquesisotòpiquesperalacaracteritzacióilaquantificaciódelabiodegradació d’hidrocarburs.

Monitoratge de la fase gas del sòl.Ésimportantrealitzarunmonitoratgeperiòdicdelgasdelsòlperassegurarquel’àreadetractamentestàbenoxigenada.Inicialment,elmonitoratges’hadeferdiàriamentfinsquel’emplaçamentnoestiguicompletamentairejat.Uncops’haaconseguitunaaeraciócompleta,ésquanelfuncionamentoperacionaldelsistemadebioventeigpotserl’òptim.Desprésd’aquestperíodeinicial,elmonitoratgepotpassarasersetmanaldurantun període d’entre dues i quatre setmanes, mensual durant un quadrimestre, i trimestral posteriorment.

Assajos respiromètrics in situ. Els assajos respiromètrics in situ s’han de realitzar periòdicament per tal de monitorar elprogrésdelaremediacióielmantenimentdel’activitatmicrobiana.Unassaigrespiromètricin situ consisteix en la injecció d’aire amb una concentració d’entre un 1 i un 3% de gas inert (generalment heli) mitjançant un tub ranurat de monitoratge de petit diàmetre. L’aire proporciona oxigen al sòl i les mesures del gas inert proporcionen dades sobre la difusió d’oxigen al subsòl i asseguren que no es produeixen fuites en el sistema de monitoratge. Les concentracions de O2, CO2 i del gas inert es mesuren inicialment, abans de la injecció d’aire, i es mesuren posteriorment cada 2, 4 i 8 hores progressivament durant un període que pot ser d’1 a 5 dies. Els resultats obtinguts es corregeixen amb el control de fons (assaig respiromètric in situ dut a terme a una zona no contaminada del mateix sòl per tal de monitorar les ta-xes de respiració naturals de fons). L’augment de CO2 i el descens de O2 indiquen que els microorganismes es troben metabòlicament actius (US EPA, 1995b). Normalment, els assajos es porten a terme trimestralment durant el primer anyi,després,esportenatermeanualment.

Quantificació de la biodegradació i la volatilització dels hidrocarburs. En sistemes de bioventeig per extracció, labiodegradacióilavolatilitzaciódelshidrocarbursespodenquantificarapartirdelamesuradirectadelesconcen-tracions d’oxigen, diòxid de carboni i compostos volàtils al gas de sortida, i emprant les equacions que es presenten a continuació. El càlcul es fa prenent com a referència un hidrocarbur estàndard, habitualment l’hexà (C6H14), a partir del qual s’estima tant la degradació d’hidrocarbur obtinguda (per relació estequiomètrica entre l’hidrocarbur i l’oxigen queesrequereixperoxidar-locompletament)comlamassavolatilitzada(apartirdeladensitatilamassamoleculardel’hidrocarbur).Tambéespodenempraraltreshidrocarbursestàndards,comaral’hexadecà(C16H34), en cas de contaminacionsperhidrocarbursméspesants.



Massa d’hidrocarburs biodegradats:

on:

Hcvol = massa d’hidrocarburs volatilitzats (kg/dia).

Cv, Hc = concentració d’hidrocarburs en el gas de sortida (ppm).

Q = cabal (l/min).

ρhexà = densitat de l’hexà (mols/l).

Mhexà = massa molecular de l’hexà (g/mol) (o hidrocarbur de referència).

Caldestacarquelafracciódecontaminanteliminatperbiodegradacióéssuperiorenelssistemesd’injecció,jaquel’oportunitatquesiguidegradatéssuperior:quanelsistemafuncionaperinjecciód’aire,elsvaporssónempesosalazona no contaminada, i això permet una biodegradació addicional. Contràriament, quan s’opera per extracció d’aire, hihaunacertaquantitatdevaporqueéseliminatdelsòl(volatilitzat)abansquepuguiserbiodegradat.

Mostreig de les emissions de gasos. En el cas d’aeració per extracció, hi haurà un punt emissor a l’atmosfera que pot contenir una certa quantitat de COV que hauran estat arrossegats pel corrent d’aire induït11 . La possible concentració de COV en els gasos de sortida dependrà principalment de les concentracions de COV al medi, les quals aniran canviant al llarg del tractament i del cabal d’aeració. En general, les concentracions a l’aire emès són moltbaixes(perquètambéhoéselcabald’aireinduït);l’obtenciód’elevadesconcentracionsenelfluxdesortidasolser indicatiu d’un cabal d’aire massa elevat, que, per tant, s’haurà de corregir.

on:

Hcbio = massa d’hidrocarburs biodegradats (kg/dia).

Cv, fons = concentració d’oxigen de fons (àrea no contaminada) (%).

Cv, O2 = concentració d’oxigen al gas de sortida (%).

C = relació estequiomètrica (en massa) entre l’hidrocarbur i l’oxigen (g HC / g O2). En el cas de l’hexà: 1 g HC / 3,5 g O2.

Q = cabal (l/min).

2Oρ = densitat del O2 (mols/l).

2MO = massa molecular del O2 (g/mol).

Massa d’hidrocarburs volatilitzats:

11En sistemes per injecció no es considera l’existència d’un focus emissor. En aquests casos, podrien ocórrer emissions difuses.

Hcbio = ·Q·C·ρO2·MO2· ·Cv, fons - Cv, O2 Kg 1440 min100 1000 g dia( (

Hcvol = ·Q·ρhexà·Mhexà· ·Cv, Hc Kg 1440 min106 1000 g dia



ConèixerlesconcentracionsdeCOValasortidaésnecessariafidedeterminarenquingraus’estàproduintlavo-latilitzaciódelcontaminantoelscontaminantsabansquepuguinserbiodegradats.Paral·lelament,tambépermetràdeterminar si es produeixen incompliments legals o de qualitat (en relació amb les emissions). Per avaluar aquests incomplimentspotencialscaldràdefinirels límitsd’emissióaplicablesalcas, jasiguin legalsodefinitsmitjançantnormes tècniques de qualitat atmosfèrica en l’entorn d’actuació (per exemple, en entorns sensibles o restrictius com ara benzineres en teixit urbà). La freqüència de monitoratge dels COV als gasos de sortida pot ser setmanal a l’inici, i posteriorment passar a ser quinzenal i mensual. En funció dels nivells d’emissió, i especialment si la concentració de COV continua sent elevada o augmenta durant les operacions de monitoratge, es pot actuar reduint el cabal, o béespotinstal·larunsistemadetractamentdegasosalasortida.



7BIOPILA

En aquest capítol veurem els paràmetres (apartat 7.1), els equips (apartat 7.2) i el monitoratge (apartat 7.3) que cal considerar per a l’execució d’una biopila.

7.1 Paràmetres de disseny de la biopila

El disseny d’un sistema de biopila hauria d’incloure la informació següent:

Decisió del tipus de biopila que cal construir en funció de com es produeix l’aeració. El primer punt que cal tenirencompteal’horadedissenyarunabiopilaésdecidirsiesconstruiràunabiopilaestàtica(l’aeraciós’acon-segueixmitjançantlainstal·laciódesistemesd’aeracióactivaopassiva)obésiesconstruiràunabiopiladinàmica(l’aeració s’aconsegueix mitjançant la llaurada i el volteig mecànic i periòdic de la pila). Un dels avantatges d’aquesta últimaésl’elevadafreqüènciadebarrejadelsòl,fetqueaugmentalaprobabilitatdecontacteentrelespoblacionsmicrobianes presents, els contaminants i els agents bioestimulants. Per prendre la decisió es pot tenir en compte la disponibilitat de terreny, els costos associats a la maquinària necessària per al volteig en el cas de les biopiles dinàmiques i la necessitat de personal associada al volteig periòdic.

Dimensions i volum de la biopila. Les dimensions de les biopiles poden variar en funció del volum de sòl que cal tractar,l’espaidisponible,elsparàmetresoperacionals,etc.Unvolumcomúd’unabiopilaésd’uns400m3, amb una base de 15 m x 18 m i una alçada d’1,5 m a 2,4 m. La biopila es construeix amb un pendent d’1,25:1. Pel que fa al volumdelapila,hadeserprougranpertractarunvolumsignificatiudesòl,ialhorapermetrequeespuguiproduiruna millor gestió del sòl en relació amb la recepció, l’emmagatzematge, la manipulació, l’addició d’agents d’espon-jamentialtres,itambéquelacobertapuguisermanejableacausadelessevesdimensions.Enelcasdegransvolumsdesòlcontaminat,espotconstruirmésd’unabiopilapercobrirlesnecessitatsdetractament.

Cabal d’aeració. El cabal d’aeració estableix el ritme d’alliberació d’oxigen a la pila de tractament. El cabal d’aire que calsubministrarescalculamitjançantassajosdecamp,peròtambéespotcalcularmitjançantmodelsfísicsomatemà-tics.Caldestacarquel’optimitzaciódelfluxd’aeraciócontribuiràareduirl’evaporaciódecompostosvolàtils.

Un primer mètode per calcular el cabal d’aire necessari seria a partir del coneixement de la quantitat total d’hidrocar-burspresents.Comjas’hadital’apartatdedissenydelbioventeig(vegeul’apartat6.1),s’acostumaaassumirqueesnecessitenaproximadament3kgd’oxigenpercadakgd’hidrocarburqueespreténoxidar(mineralitzar).

Un altre mètode consistiria a determinar les taxes d’utilització d’oxigen a partir d’un assaig de respirometria. Si es coneix la quantitat d’oxigen que els microorganismes consumeixen per unitat de temps, es pot establir el cabal d’ae-



ració que cal aplicar. Finalment, es pot aplicar la fórmula següent que, a part de tenir en compte la taxa d’utilització d’oxigendelsmicroorganismes,téencompteelvolumdesòlcontaminatilaporositatocupadapelgas.

on:

Q = cabal d’aeració (m3/min).

Ko = taxa d’utilització d’oxigen (%/h).

V = volum de sòl contaminat (m3).

θa = porositat del sòl o fracció ocupada per la fase gas, (m3 de vapor / m3 de sòl). En el sòl excavat, s’assumeix entre

0,2 i 0,4.

Elcabald’aeraciócalculat(iutilitzat)s’hadeconfirmardurantelfuncionamentdelsistema,mitjançantelmonitoratgedelgasdelsòl,perassegurarquehihaunaquantitatd’oxigensuficientatotesleszones(nivellmínimd’oxigendel5%).

Necessitat d’humitat. El rang ideal d’humitat del sòl es troba entre el 40 i el 85% de la capacitat de camp. No obstantaixò,comqueelcontingutd’aiguaésunpuntcrític,esrecomanaportaratermeunassaigdetractabilitatallaboratoriperdeterminarquinéselcontingutd’aiguaòptimperacadacas.L’addiciód’aiguaalsistemaseràim-prescindible, tenint en compte que els sòls s’assequen com a resultat de l’evaporació, la qual augmenta durant les operacionsd’aeració.D’altrabanda,caldestacarqueelcobrimentdelapilapermetràmitigarl’excésd’infiltracióil’erosió potencial del sistema.

Necessitat de nutrients i ritme d’alliberació. Si els assajos de tractabilitat indiquen la necessitat d’afegir nutrients, s’hauriendeportaratermediversesdeterminacions.Enprimerlloc,ésnecessariestablirquinaéslaconcentraciódecarbonidelsòlques’hadebiodegradar.Calcular-hoapartirdelvalordeTPH,considerantqueel80%éscarboni,ésunabonaaproximació.Ensegonlloc,esnecessitaconèixerlaconcentraciódenitrogenbiodisponiblequeestiguien forma d’amoni, nitrat i nitrit, així com la concentració de fòsfor. Ateses les característiques i el tipus de metabo-lisme dels microorganismes degradadors d’hidrocarburs, i sabent que poden quedar unes concentracions residuals d’hidrocarbursunavegadafinalitzada labioremediació,unabonaproporció inicialdeC:N:Pestariaalvoltantde300:10:1.

Arabé,icoms’haditanteriorment,unapilaésunsistemaobert,iexisteixunaentradadenitrogenquenoespotcontrolarcomaraelquefixendel’atmosferaelsmicroorganismesfixadorsdenitrogenoaquellqueelsmateixosmicroorganismes converteixen en biodisponible a partir de formes considerades com a no biodisponibles a l’inici del procés.Peraquestmotiu,noésboafegirtotselsnutrientsnecessarissegonselcàlculrealitzatal’inicidelprocés.Ésrecomanableafegirunatercerapartal’iniciilesaltresambintervalsde3o6mesossegonseltempsestimatdelprocés.PelquefaalssòlscontaminatsmajoritàriamentperHAPopercreosota,esrecomanainiciarl’addiciódenutrients transcorreguts uns 3 mesos aproximadament.

Elsassajosdetractabilitatpermetencomprovarquinssónelsnutrientsméseficients,elshidrofílicsoelsolefínics.Al’annex IV s’adjunta informació sobre diferents tipus de nutrients aplicables.

Control de lixiviats. Malgrat que amb el manteniment d’una humitat òptima la producció de lixiviats ha de ser pràctica-mentnul·la,semprese’npotproduirunacertaquantitatques’haderecol·lectar.Elsistemadecol·lecciódelixiviatsestàconstituïtperunabermadecontenció,iperlaxarxadetubsranuratsdedrenatge,atravésdelsqualsesconduiranelslixiviats,mitjançantunabomba,finsaltancd’emmagatzematgedelixiviats.Posteriorment,uncopemmagatzemats,elslixiviats poden ser recirculats i reutilitzats a la mateixa biopila en operacions d’addició de nutrients i ajust de la humitat.

Q = KoVθa

(20,9%-5%)x60 minh



Encasquenoespuguinreutilitzar,caldràtractar-los.

Seguretat de l’emplaçament. És important evitar que les persones puguin entrar en contacte ambelmaterialcontaminat.Ambaquestobjectiucalevitarl’accésdepersonesnoautoritzadesal’àreadetractamentmitjançantlainstal·laciódetanquesperimetralsodisposantd’altresmesuresdeseguretat.

Tractament de gasos. En cas que les emissions de contaminants (COV) als gasos de sortida del tractament su-perinalgunanormadequalitatatmosfèrica,serànecessarimodificarelcabald’aeracióo,contràriament,dissenyarunsistemadetractamentdegasosafid’assolirelsnivellsd’emissiópermesos.Eltractamentpotsernecessarienbiopilesqueoperinenmoded’extraccióobéenbiopilesd’injecciócobertesiquedisposindesistemesdecol·lecciódegasos.Comenelcasdelbioventeig,eltractamentdegasosespotbasarenl’úsdefiltresdecarbóactiu,elssistemesméshabitualsgràciesalasevaadaptabilitatifàciloperació,obédebiofiltres.

Correcció del pH. En el cas que el pH del sòl es trobi fora del rang de neutralitat, es pot optar per una correcció forçada. Aquesta correcció es pot fer durant la construcció i el funcionament operacional del sistema de tractament per addició de calç (augment de pH), de sulfur elemental (disminució de pH) o de solucions líquides reguladores del pH.Engeneral,però,estractad’unaoperaciócostosa,iraramentesduuaterme.Enqualsevolcas,éspreferentquelacorreccióesrealitzidurantlaconstrucciódelabiopilaafid’assolirunadistribuciómésuniforme.

7.2 Equips i components per a la instal·lació d’una biopila

Unavegadas’handefinitelselementsdedissenyd’unsistemadebiopila,calintroduirinformaciósobreelsequipsielscomponentsnecessarisperdesenvolupar-lo.Acontinuacióespresentenelscomponentsi lainformacióqueinclou el disseny d’un sistema de biopila:

•Construcciódelabiopila.•Sistemad’aeració.•Sistemad’addiciódenutrients.•Sistemad’addiciód’humitat.•Sistemadecontroldelixiviats.

1. Construcció de la biopila

Les biopiles es construeixen de forma trapezoïdal, rectangular o piramidal sobre una base de sòl o argila compacta-da.Asobred’aquestabases’hicol·locaunacapaimpermeable,seguidad’unacapadematerialsorrencconstituïdaperunsistemadecol·lectorsdelixiviats,asobredelaquals’hidisposaràunacapadesòlnet.Caldestacartambéla importància de la construcció de bermes de contenció de lixiviats.

Elgruixòptimdelabasedesòloargilavadels15als25cmdesòl,quehadesercompactatenun80-85%.Enelcas que hi hagi una superfície d’asfalt o formigó a l’emplaçament, aquesta superfície pot servir de base de la biopila, en comptes de la capa d’argila o sòl compactat. La base compactada ha de ser allisada i hauria de tenir un pendent d’1 a 2% aproximadament. Un cop s’ha format la base de la biopila, s’hi disposa una capa impermeable al damunt. Lacapaésgeneralmentdematerialplàstic(polietilèd’altadensitat:HDPE)depocgruix(40-60mm).Lesbermesde contenció de lixiviats es poden construir utilitzant capes de bigues (de 10 cm x 10 cm) de fusta tractada. Un cop s’han ubicat la capa d’impermeabilització i les bermes, es pot emplaçar una capa de sòl net de 20 a 25 cm de gruix al damunt de la capa d’impermeabilització. La capa de sòl net, que s’hauria de compactar per prevenir una circulació nodesitjadadelfluxd’aire,serveixperprotegirlescapesdedrenatgeidebarrera.Damuntdelacapadesòlnets’hi



dipositarà el sòl contaminat. Els punts de monitoratge, utilitzats per mostrejar els gasos del sòl, es poden emplaçar durant la construcció de la biopila.

Uncops’haconstruïtlabiopila,s’hihad’instal·larlacoberta.Elcobrimentdelsistemaésimportantperminimitzarla possible emissió de COV a l’atmosfera i per mantenir la humitat. La coberta hauria de ser de material plàstic im-permeable, com ara polietilè d’alta densitat (HDPE) de color negre o de qualsevol altre color opac. Un gruix de 12 a20mméssuficientperquèlacobertasiguiresistent.Enelcasdelesbiopilesdinàmiquestambépotinstal·lar-seunacobertaprotectoradetipusfix.

2. Sistema d’aeració

Els components bàsics de l’equip d’aeració són: la bomba d’aeració, la xarxa de canonades d’aeració (situades a la capa de sòl net) i les vàlvules de regulació de cabal. Aquests components no seran necessaris en el cas que l’aera-ció es porti a terme mitjançant el volteig del sòl (biopiles dinàmiques).

Elmètodeméssimpled’aeracióésl’aeraciópassiva,mitjançantlacol·locaciódetubsranuratsadiferentsalçadesatravésdelapila.Elstubshandesersuficientmentllargsperquèpuguinsobresortirdelapila,iaixípermetinlatransferència d’aire i la ventilació per corrents naturals. Aquest mètode permet reduir el capital i els costos d’opera-ció,peròl’aeracióactivaéspreferible,jaqueproporcionaunfluxd’airecompleticontrolablequeacceleraelprocésdebioremediació.Elsistemad’aeracióactivapotoperarenmoded’injeccióod’extracció.Tanmateix,lainjeccióéspreferible, jaqueelbufadornohad’anarpreceditd’unsistemadeseparaciód’aiguaperprotegir-lodepossiblescondensats dels gasos de sortida, o de possibles lixiviats. De fet, quan s’opera en mode d’extracció, hi ha equips i



components que cal afegir al sistema, com ara un tanc de separació d’aigua, un separador ciclònic (opcional), un tancd’emmagatzematged’aigua iunaunitatde tractamentdelsgasosdesortida (opcional).Sinoésnecessaridisposar d’un sistema de tractament dels gasos de sortida, el sistema d’aeració pot funcionar en mode d’extracció (sensefiltresdecarbóactiu)obéenmoded’injecció.

Les canonades d’aeració són de PVC, amb un diàmetre comprès entre els 5 i els 10 cm. Les longituds de les cano-nades poden variar en funció de les dimensions de la pila. A continuació es presenten les longituds típiques per a una biopila «estàndard» de 400 m3 de volum (vegeu l’apartat 7.1). Cada canonada està constituïda per uns 3 m de llargadadetubcecconnectatauns9mdetubfiltre,ranuratiflexible,iestrobenconnectadesaunavàlvulaquecon-dueixcapalacanonadaprincipaltambéde5a10cmdediàmetre.Ladistànciaentrelescanonadesd’aeracióhadeser de 2,5 a 3 m. Per prevenir una circulació no desitjada de l’aire a la pila, les fraccions ranurades de les canonades deramificaciós’hauriend’emplaçarcapalcentredelapila.Perquèaixòpuguiseraixí,laconnexióentreeltramdecanonada cega amb el tram de canonada ranurada s’hauria de situar a uns 3 m de distància des de la berma de la biopila.Lafigura7.2mostralaconfiguraciód’unsistemad’aeraciófuncionantenmoded’extracció:

3. Sistema d’addició de nutrients

Els nutrients es poden afegir al sistema per aspersió de solucions aquoses, o en forma sòlida (pols o grànuls), i pre-ferentmentdurantelsprocessosdebarrejadelsòl,prèviaconstrucciódelapila.Noobstantaixò,elsnutrientstambées poden afegir durant el funcionament operacional de la biopila, en solució. En aquest cas, hi ha dues possibilitats persubministrarelsnutrients:emprarelslixiviatsgeneratsalacel·la,obéempraraiguadereg.Enambdóscasoscaldrà disposar d’un sistema de distribució de la solució, ja sigui mitjançant una bomba connectada a una mànega, obémitjançantunaxarxadecanonadesespecíficainstal·ladadurantlaconstrucciódelacel·la.



4. Sistema de manteniment de la humitat

L’aigua es pot afegir al sistema per tres vies. En primer lloc, es pot humitejar el sòl abans de formar la biopila, utilitzantunamànegaiunruixadorobécavantrasesiomplint-lesd’aigua.Ensegonlloc,espotafegiraiguaperaspersiómentrelabiopilas’estiguiconstruint.Finalment,espotinstal·larunsistemad’irrigacióquetravessilapartsuperiordelapila.Enaquestcas,desprésquelapilahagiestatcompletamentconstruïda,siésnecessari,espotafegiraiguamitjançantunsistemad’irrigaciógotaagotaquepermetràquel’aiguaesdispersiuniformementatravésdelasuperfíciedelabiopila.Cal,però,queelfluxd’aiguasiguibaix(espotmesurarambunrotàmetre)perevitarlaformaciódebassesil’escorrentiasuperficial.Elsistemad’irrigacióespottreureuncops’hagiafegitlaquantitatd’aigua necessària al sistema.

5. Sistema de control de lixiviats

Les biopiles han d’estar dissenyades per minimitzar la formació de lixiviats. Tanmateix, si es creu necessari, es pot dissenyarunsistemadecol·lecciódelixiviats.AquestsistemaestariaconstituïtperunacanonadaranuradadePVCde5cmdediàmetreconnectadaaunacanonadacegadePVCtambéde5cmdediàmetre,queconduiriaelslixivi-atsfinsaltancd’emmagatzematge.Enelcasques’instal·lisimultàniamentunsistemadecol·lecciódelixiviatsiunsistemad’irrigació,ellixiviatespotretornaralapilaatravésdelsistemad’irrigació.


Elssistemesd’unabiopilasónsimplesisegurs,peròpodendeteriorar-seperacciódeltempsopatiravaries.Aquestapartat descriu la rutina de manteniment que es necessita perquè el sistema de la biopila pugui seguir funcionant correctament.

Detecció i correcció de camins preferencials de circulació d’aire. Com ja s’ha comentat anteriorment, pot ser quealsmargesdelabiopilaescreïncaminspreferencialsdecirculaciód’aire.Percorregir-ho,espotafegirunacapadesòlnetalasuperfíciedelsmargesdelabiopila,compactarelsòldelsmargesobéajustarlesvàlvulesd’aeracióperreduirelfluxd’airequecirculaatravésdelazonadelabiopilaons’observalacirculaciópreferencialdel’aire.

Reparació de la coberta.Si durant una inspecció visual rutinàriaesdetecten fissures importantsa la coberta,aquesta coberta s’ha de reparar o reemplaçar.

Reparació de la xarxa de canonades. Durant les inspeccions es poden detectar avaries a les vàlvules o a les cano-nades. Si es tracta de petits forats a les canonades de plàstic, es poden reparar utilitzant plaques de plàstic i ciment. Tanmateix,potserméssenzillcanviarlapeça.Encasosdecanonadesdeplàsticometallmésdeteriorades,obéenelcasd’avariesenlesvàlvules,ésmillorcanviarlespecesdirectament.

Manteniment del bufador.Sihihaunaobstrucciódelfluxenlesconduccionsdelbufador,s’hadediagnosticarireparar immediatament. L’obstrucció de les conduccions pot ser deguda a sobrecàrregues tèrmiques o a danys al bufador. Hi ha situacions que poden indicar que les conduccions estan obturades:

•Observacióvisualdel’obstrucció,osorollsinusualsprocedentsdelbufador.•Disminuciódelapressiódevapor(lecturadel’indicadordepressió).•Disminuciódelfluxd’aire.•Disminuciódelapressiódel’airedesortidadelbufador(indicaobturaciódelescanonadesdesucció).•Augmentdelapressiódel’airedesortidadelbufador(indicaobturaciódelescanonadesdesortidad’airedel

bufador o obturació del sistema de tractament dels gasos de sortida).



Per evitar danys al bufador, s’ha de lubricar i mantenir segons les condicions establertes pel fabricant.

Manteniment del sistema de tractament dels gasos de sortida. El sistema de tractament dels gasos de sortida (sin’hiha)potnecessitaruncanviperiòdicdelfiltredecarbóactiu.Larutinademantenimentimplicaelmonitoratgedelsistemaperdetectarobturacionsiesgotamentdelfiltre.Tambéespotavaluarl’estatdelsistemamitjançantelmonitoratgedevaporsorgànicsal’airedesortidadelfiltre(setmanalment),ilacaigudadepressióatravésdelfiltre.En qualsevol cas, es recomana seguir les indicacions del fabricant.


Elmonitoratgedelsistemaésnecessariperassegurarquelestaxesdebiodegradaciósiguinòptimes,perseguirlareducció de les concentracions dels contaminants i per monitorar les emissions de gasos. Alhora, durant la posada enmarxa,ésimportantestablirlescondicionsinicialsdelabiopila,queservirancomapuntdereferènciaperava-luareldesenvolupamentdelprocésdurantelperíodedetractament.Lesmostresdesòls’analitzaranperestablirla concentració inicial d’hidrocarburs, el contingut d’humitat, el pH, la densitat microbiana al sòl i la concentració de metalls. El monitoratge posterior de la biopila inclourà:

Mostreig del sòl. Les mostres de sòl es recullen utilitzant una barrina de mà. Com a mínim seria necessari recollir una mostra de sòl per cada 80 m3 de sòl de la biopila. En el cas que la distribució de la contaminació i les propietats delsòlnosiguinprouhomogènies,siestractad’unabiopilaestàticaobésihihahagutdificultatsd’homogeneïtza-ció, serà necessari augmentar la freqüència de mostreig. Es calcula que en aquest cas seria necessari recollir una mostra per cada 40 m3desòl.Lesmostresdesòlhandeserposteriormenttransportadesfinsallaboratori,onesrealitzarandiferentsanàlisisperavaluarquinaéslaconcentraciódecontaminantsobjectiu(imetalls),elcontingutd’humitat i de nutrients, el pH i la densitat microbiana en el sòl.

Mostreig dels gasos de la biopila.Elmostreigdelsgasosésútilperavaluarl’efectivitatdelsistemad’aeracióiperavaluar l’activitat microbiana mitjançant un assaig de respirometria. Les mostres de gasos es recullen dels punts demonitoratgeinstal·latsdurantlaconstrucciódelabiopila.Generalment,ésnecessaridisposarde6o8puntsdemonitoratge per cada 400 m3 de sòl, repartits per tota l’àrea de tractament. Es poden analitzar les concentracions de O2 i CO2fentpassarlesmostresdirectamentatravésdedetectorsdegasos;unperalO2 i un altre per al CO2. Unesmesuresdeconcentraciód’oxigend’entreun15iun21%indiquenqueelfluxd’aireésnotable.Enqualsevolcas,iafidegarantirlescondicionsd’aerobiosi,s’handemantenirelsnivellsenunmínimde5%.

En alguns casos es poden crear camins preferencials de circulació d’aire als marges de la biopila, la qual cosa cau-sa una aeració inadequada als punts del nucli. Aquesta mancança s’ha de poder corregir amb rapidesa per tal que l’aeraciópuguiseralmésuniformepossible.Uncurtcircuit delfluxd’aireespotdetectarquan:

•Lapressióalspuntsdemonitoratgesituatsalsmargesdelabiopilaésinferioraladelspuntsdemonitoratgesituats al centre de la biopila.

•Elcontingutd’oxigendelsgasosdelsòlenelspuntsdemonitoratgesituatsalmargedelabiopilaéssuperiorrespecte als punts de mostreig situats al centre de la biopila.

Per corregir la circulació d’aire no desitjada es poden utilitzar diferents mètodes, tal com s’ha exposat a l’apartat d’operació i manteniment.

Mostreig dels gasos de sortida. A banda dels nivells de O2 i CO2, periòdicament es determinaran els nivells de COV als gasos emissors del tractament. La freqüència de monitoratge pot ser setmanal a l’inici, i posteriorment passaraserquinzenalimensual.ElseguimentdelsCOVpermetràavaluartantlafracciódecontaminantsqueésvolatilitzadadavantdelaqueésbiodegradada,coml’emissiópotencialdecontaminantspersobredelslímitsestablerts



(vegeulasecció«Mostreigdelesemissionsdegasos»del’apartat6.4).L’obtenciód’elevadesconcentracionsdeCOVsolserindicatiud’uncabald’airemassaelevat,que,pertant,hauràdecorregir-se.Enalgunscasos,caldràoptarperuntractamentespecíficperalareducciódelsnivellsdegasosalasortida.

Intervals de mostreig

La taula següent mostra la freqüència de monitoratge recomanada per al seguiment d’una biopila:

Tipus de mostreig Freqüència del mostreig

Mostreig del sòlMostreigmínimrequerit:inici,amigprocésifideltractament. Alternativament es pot optar per un mostreig bimensual.

Mostreig dels gasos del sòlMostreig inicial a la posada en marxa, una setmana desprésdelaposadaenmarxaiposteriormentunavegada al mes.

Test de respirometriaDe24a48horesdesprésdeposarenmarxaelbu-fador,unasetmanadesprésdeltestinicialiposteri-orment una vegada al mes.

Mostreig dels gasos de sortida del bufador Setmanalment.

Recollida de mostres dels gasos de sortida, per a la posterior anàlisi in situ o al laboratori Mensualment.

Taula 7.1. Intervals de mostreig associats als diferents tipus de mostreig. Font:NavalFacilitiesEngineeringServiceCenter,1996b.



8LANDFARMING

Finalment, en aquest capítol veurem els paràmetres, els equips i el monitoratge que cal considerar per a l’execució d’untractamentdelandfarming.Elnivelld’inversiótecnològicanecessariperaunlandfarmingéselmésbaixdelesalternativesdebioremediació,ipotajustar-sealescaracterístiquesilesnecessitatsdelcas.

8.1 Paràmetres de disseny d’un landfarming

El disseny d’un sistema de landfarming hauria d’incloure la informació següent:

Dimensions i volum de l’àrea de tractament. L’àrea per portar a terme un tractament de landfarming pot ser molt variable, i pot arribar a ser de l’ordre d’hectàrees, en funció del volum que cal tractar. El tractament es duu a terme encel·les,generalmentquadradesidemidavariabledefinsa4.000m2. El sòl s’hi diposita en una capa d’entre 30 i 45cmd’alçada,totique,segonseltipusdemaquinàriadellauradautilitzada,espodriaarribarals60cmd’alçada.

Freqüència de llaurada. En el cas del landfarming,latècnicad’aeracióéssimpleibenestablerta:perpromourel’aeració,elsòlesllauraambmaquinàriaagrícola.Lafreqüènciadellauradaéslavariablemésimportantdeldissenydel sistema, i depèn de la textura de la matriu del sòl, de la capacitat del sòl per drenar aigua i permetre la circulació d’aire,idelataxadebiodegradació.Esdeterminaapartirdel’experiènciaidel’observaciódelsòl,jaquedesprésdelallauradaelsòltéunaaparençaesponjosa,estatidealperal’aeració,queesredueixdesprésquehipenetrihu-mitat de la pluja o del sistema de reg, la qual cosa indica la necessitat de tornar a llaurar. Una freqüència de llaurada molt elevada pot ser desavantatjosa a causa dels danys ocasionats a l’estructura del sòl i a l’increment de la pèrdua d’aiguaperevaporació.Alapràctica,lafreqüènciadellauradapotoscil·larentretresvegadesalasetmanaiuncopalmes,iesrecomanaqueesduguiatermecadaduessetmanes(USDepartmentofArmy,1996).

Necessitat d’humitat. El rang ideal d’humitat del sòl es troba entre el 40 i el 85% de la capacitat de camp. No obstantaixò,atèsqueelcontingutd’aiguaésunpuntcrític,esrecomanaportaratermeunassaigdetractabilitatal laboratoriperdeterminarquinéselcontingutd’aiguaòptimperacadacas.L’addiciód’aiguaalsistemaseràimprescindible, tenint en compte que els sòls s’assequen com a resultat de l’evaporació, la qual augmenta durant les operacions d’aeració. L’aigua se subministrarà per aspersió intentant que es distribueixi uniformement a tota la superfície de tractament per evitar que hi hagi zones on es produeixi una acumulació o falta d’aigua.

Necessitat de nutrients i ritme d’alliberació. Les consideracions sobre la necessitat de nutrients són les mateixes que en el cas de les biopiles (vegeu la secció «Necessitat de nutrients i ritme d’alliberació» de l’apartat 7.1).



Control de lixiviats. Malgrat que amb el manteniment d’una humitat òptima la producció de lixiviats ha de ser pràcti-camentnul·la,se’npotproduirunacertaquantitatquecaldràrecol·lectarsihihariscdemigraciódelacontaminació.Elsistemadecol·lecciódelixiviatsestàconstituïtperunabermadecontenció,iperlaxarxadetubsranuratsdedrenatgeatravésdelsqualsesconduiranelslixiviats,pergravetatomitjançantunabomba,finsaltancd’emmagat-zematge. Posteriorment, els lixiviats poden ser recirculats o tractats; sempre que sigui possible, optarem per la seva recirculació i reutilització, per exemple per a l’addició de nutrients o el manteniment de la humitat.

Seguretat de l’emplaçament. És important evitar que les persones puguin entrar en contacte ambelmaterialcontaminat.Ambaquestobjectiu,calevitarl’accésdepersonesnoautoritzadesal’àreadetractamentmitjançantlainstal·laciódetanquesperimetralsodisposantd’altresmesuresdeseguretat.

Correcció del pH. Com en el cas de les biopiles, si el pH del sòl es troba fora del rang de neutralitat, es pot optar per unacorreccióforçada.Aquestacorrecciópotfer-sedurantlaconstruccióielfuncionamentoperacionaldelsistemade tractament, mitjançant addició de calç (augment de pH), de sulfur elemental (disminució de pH) o de solucions líquides reguladores del pH. En general, però, es tracta d’una operació costosa, i rarament es duu a terme. En qual-sevolcas,éspreferentquelacorreccióesrealitzidurantlaconstrucciódelacel·ladetractamentafid’assolirunadistribuciómésuniforme.

8.2 Equips i components d’un landfarming

Unavegadas’handefinitelselementsdedissenyd’unsistemadelandfarming,calavaluarlainformaciósobreelsequipsielscomponentsnecessarisperdesenvolupar-lo:

•Construcciódellandfarming.•Sistemad’aeració.•Sistemad’addiciódenutrients.•Sistemad’addiciód’humitat.•Sistemadecontroldelixiviats.

1. Construcció del landfarming

Lacel·ladetractamentesconstrueixambunpendentd’entre0,5iun2%enfunciódelaprecipitaciólocal.Labasedel landfarmingconsisteixenunacapad’impermeabilitzaciód’argilacompactadade0,6md’alçada.Aquestacapaes pot substituir per una capa de material plàstic de polietilè d’alta densitat (HDPE) de poc gruix (1 mm). Un cop s’ha format la base del landfarming, s’hi disposa la capa de drenatge granular amb una alçada mínima de 0,30 m, formadapergravaisorra,ons’hiubicaelsistemadecol·lectorsdelixiviats(tubsranurats).Caldestacarquesilacapadedrenatgeestàconstituïdapergravesdemésde13mmdediàmetre,lacapadeHDPEpodriapatirdanys,demaneraqueseriaaconsellable,enaquestscasos,ques’ubiquésunacapadeprotecciódesorraogeotèxtilentreel material de drenatge i la capa d’impermeabilització. Damunt de la capa de drenatge s’hi dipositarà el sòl conta-minat.Lacel·ladetractaments’envoltaràd’unabermaperimetralpercontrolarlesentradesilessortidesd’aiguaalsistema. Finalment, cal tenir en compte que el disseny de construcció del landfarminghadepermetrel’accésdelamaquinària de llaurada.



2. Sistema d’aeració

L’aeració en un sistema de landfarming s’aconsegueix mitjançant el volteig o llaurada periòdic del sòl amb maquinà-ria agrícola. El tipus d’eines i maquinària utilitzada inclou: rampins, arades, màquines cultivadores rotatòries, etc. La selecciódelamaquinàriaesrealitzaràenfunciódel’alçadail’àreadelacel·ladetractament,deltipusdesòlidelahomogeneïtat de la matriu del sòl.

3. Sistema d’addició de nutrients

Els nutrients es poden afegir al sistema per aspersió de solucions aquoses, o en forma sòlida (pols o grànuls), i preferentmentdurantelsprocessosdebarrejadelsòl,prèviaconstrucciódelacel·la.Tambéespodenafegirelsnutrients durant el funcionament operacional del landfarming, en solució aquosa. Com a aigua per a la mescla, es podenemprarelslixiviatsgeneratsalacel·la,obéaiguadereg.Enambdóscasoscaldràdisposard’unsistemadedistribució de la solució.

4. Sistema de manteniment de la humitat òptima o d’addició d’aigua

L’aiguas’afegeixalacel·ladetractamentmitjançantelbombeigdel’aigua(deltancdecol·lecciódelixiviatsod’altreorigen)finsaunamànegaoruixadorpertalquel’aiguaesdispersiatotalacel·la.

5. Sistema de control de lixiviats

Elsistemadecontroldelixiviatsestàconstituïtpelsistemadecanonadesranuradesdecol·lecciódelixiviats,dediàmetrehabitual5cm,queconduiranelslixiviatsfinsaltancd’emmagatzematge.




Com en el cas de les biopiles, els sistemes del landfarming són simples i segurs, però alguns components poden deteriorar-seperacciódeltempsopatiravaries.Aquestapartatdescriularutinademantenimentqueesnecessitaperquè el sistema pugui seguir funcionant correctament.

Manteniment de les bermes. Moltes bermes es construeixen amb sòl compactat (natiu) i sense cap protecció, com cobertessintètiquesocapesd’argila,fetqueafectaeltempsdevidaútildelaberma.Amés,lesplugesfortespodencrearunapressiósuficientpercol·lapsarlaparet,laqualcosaprovocaunagranentradad’aiguaadinsdel’àreadetractament.Peraquestsmotiusesrecomanarealitzarinspeccionsi,siésnecessari,recompactarlabermaperacon-seguirelsestàndardsdedissenyinicials.Elcondicionamentdelesbermespotfer-seambunafreqüènciamínimaanual, per tal de prevenir la pèrdua de la integritat de la berma. Tanmateix, deixant de banda les inspeccions anuals, calqueesrealitzininspeccionscadavegadaqueesllauriodesprésd’unperíoded’inundacions,jaquelaintegritatdelabermatambépotquedarafectadadurantaquestsprocessos.

Manteniment de les canonades.Elmantenimentdelescanonades(sistemadelixiviatsireg)nomésésnecessariper reparar fuites, i normalment consisteix a reemplaçar mànegues o seccions de canonades.

Manteniment dels sistemes de distribució d’aigua i nutrients.Tambéésimportantrealitzarunmantenimentdelssistemesdedistribuciód’aiguaifertilitzantspertaldemantenirunritmedefluxconstantiunabonadistribució.Ambaquestobjectiu,potsernecessaricanviarimpulsors,desembossarconduccionsofiltres,oreemplaçarconnexions.


Elmonitoratgedelsistemaésnecessariperassegurarquelestaxesdebiodegradaciósiguinòptimesiperseguirlareducciódelesconcentracionsdelscontaminants.Enalgunscasostambécaldràconèixerlesemissionsdegasos.En el monitoratge d’un sistema de landfarming es preveuen les accions següents:

Mostreig del sòl.Durantlaposadaenmarxaésimportantmonitorarelsòlielsgasosdelsòlperestablirlescon-dicions inicials del landfarming,queservirancomapuntdereferènciaperavaluareldesenvolupamentdelprocés.Durantelprocés,comenelcasdelesbiopiles,lesmostresdesòlesreculleniestransportenposteriormentfinsallaboratori,onesrealitzarandiferentsanàlisisperavaluarquinaéslaconcentraciódecontaminantsobjectiu(ime-talls), el contingut d’humitat i de nutrients, el pH i la densitat microbiana en el sòl. Monitoratge de la humitat del sòl. A causa de la gran superfície de tractament, cal realitzar un esforç extra a l’hora de monitorar la humitat, en comparació d’altres tecnologies de bioremediació. A causa de la variació del grau d’humi-tat amb la profunditat, el monitoratge del contingut d’humitat es realitza normalment a la meitat de la profunditat total delazonadellaurada,utilitzantuntensiòmetre,obéesrealitzaamblapresademostresdetotelperfildelazonadellauradadesprésquehagitingutlloclamescladelsòl.Elconeixementdelaquantitatd’aiguaenrelacióambelsvalors òptims permet estimar la quantitat aproximada d’aigua que cal aplicar a l’àrea de tractament.

Monitoratge del nivell de nutrients. Els nutrients es monitoren habitualment utilitzant equips de camp per tal d’avaluarsiexisteixendeficièncieslocalitzadesdenutrients,enrelacióamblesproporcionsC:N:Pparticulars,alacel·ladetractamentipoder-neferunacorreccióimmediata,siescau.Elsresultatsanalíticss’utilitzenperestablirlaperiodicitat (acostuma a ser setmanal o mensual) i la quantitat de fertilitzants que cal afegir.

Mostreig de l’aire. En certs escenaris, en funció dels contaminants i dels requeriments legals, es pot requerir la realització d’anàlisis de l’aire per determinar els nivells d’emissió durant la construcció i el funcionament operacional



del landfarming. Els resultats de les anàlisis s’empren per reconsiderar les condicions de construcció i operació; raramentesrequereixlainstal·laciód’unsistemadecol·leccióitractamentdegasos.Lesemissionspotencialmentcontaminantsdurantelprocésdelandfarming són els compostos orgànics volàtils i les partícules de pols. Si existeix un potencial d’emissió de COV, s’ha de realitzar i desenvolupar un pla de monitoratge detallat, tenint en compte el que s’ha descrit en els apartats de monitoratge de gasos corresponents al disseny del bioventeig i de les biopiles. Els mostrejos de COV es realitzen, generalment, amb un detector de fotoionització. En el cas d’emissions de partícules de pols, cal minimitzar les emissions en funció dels requeriments legals aplicant algun tipus de control, com ara cobrirlacel·laambunacobertadeplàsticoaplicaraiguaasobredelasuperfíciedetractament.Durantelsmesosventosos,ésrecomanablerealitzarlestasquesdellauradaquanlescondicionsatmosfèriquessiguinfavorables(perexemple,enhoresdeldiaambpocvent).Ésespecialmentimportantcontrolarlesemissionsdepartículesdepolsquan el sòl pugui contenir metalls o constituents semivolàtils els quals es poden adsorbir o unir a les partícules de polsimigrardesdelacel·ladetractament.

Intervals de mostreig. La taula següent mostra la freqüència de monitoratge recomanada per al seguiment d’un landfarming:

Tipus de mostreig Interval de mostreig

Mostreig del sòl Mensual o trimestral

Mostreig de l’aire Durant les dues primeres aeracions, i posteriorment cada tres mesos

Taula 8.1. Intervals de mostreig associats als diferents tipus de mostreig. Font: US EPA, 1994.



9 ANM POSTREMEDIACIÓ

Entenem per atenuació natural el conjunt de processos químics, físics i biològics que, en condicions naturals favo-rables, actuen per reduir la massa, la toxicitat, la mobilitat, el volum o la concentració de contaminants en el sòl (o aigua subterrània). Aquests processos inclouen la biodegradació, la dispersió, la dilució, la sorció, la volatilització, i l’estabilització química o biològica dels contaminants. En termes de gestió de la contaminació, quan es parla d’ate-nuació natural monitorada (ANM) es fa referència al seguiment, el monitoratge i l’avaluació de l’atenuació natural ambl’objectiudeverificarques’estanproduintprocessosd’atenuació, laqualcosafapossible lareduccióde lacontaminació i l’assoliment dels objectius de recuperació del sòl en un temps raonable.

Com ja s’ha comentat a l’apartat 4.3.5, quan es decideixi portar a terme una ANM postactuació per reduir les con-centracionsromanentsalsòldesprésd’unabioremediacióactiva,s’had’evidenciarques’estanproduintprocessosd’atenuació. Així, l’avaluació de l’atenuació natural es basa en l’ús de línies d’evidència que demostrin o indiquin queelsnivellsdecontaminantsesredueixen.Peravaluarlaviabilitatdel’ANMésimportant,doncs,dissenyarunaxarxa de punts de monitoratge i establir la freqüència i els paràmetres de monitoratge. Les línies d’evidència es ba-saranenelcàlcul,larepresentaciógràficail’avaluaciódelsresultatsd’aquestmonitoratge.

La primera línia d’evidència (línia d’evidència primària) permetrà avaluar la reducció dels nivells de contaminants al sòl, en el temps i l’espai. Per avaluar la línia d’evidència primària caldrà mostrejar el sòl per tal d’obtenir dades sobre l’evolució de la concentració del contaminant o els contaminants objectiu i dels productes de degradació.

•Enelcasd’unaANM postactuació in situ, s’establirà una xarxa de punts de mostreig, amb una distribució aproximada d’un punt de mostreig per cada 2.000 m2, i es mostrejarà a profunditats diferents per obtenir una únicamostracompostaperpuntdemostreig.Lafreqüènciademostreigseràde6mesos.

•Enelcasd’unaANM postactuació ex situ, la freqüència de mostreig serà la mateixa que en el cas d’una ANM insitu(6mesos).Caldràobtenirunamostracompostaapartirdelesmostresobtingudesdelsdiferentspuntsdemostreigqueeslocalitzaranpercadacel·ladetractament(o,alternativament,percada2.000-3.000m3).

1. Línia d’evidència primària: avaluació de l’evolució (reducció) de les concentracions dels nivells de contaminants al sòl, en el temps i l’espai.

2. Línia d’evidència complementària: anàlisi de paràmetres complementaris, com ara el seguiment de les poblacions microbianes del sòl o el mostreig dels gasos del sòl que siguin indicadors de l’existència d’activitat de biodegradació.



Un cop s’hagin analitzat les mostres de sòl al laboratori, es poden obtenir les taxes d’atenuació mitjançant la realitza-ciódecàlculsapartirdelsgràficselaboratsdeconcentraciódecontaminantsobjectiuenoposicióatempsiespai.

Tantenelcasd’unaANMdesprésd’unaactuació in situ com ex situ, pot ser necessari, quan la línia d’evidència primària no sigui prou concloent, disposar d’una línia d’evidència complementària. Aquesta línia permetrà com-plementar les evidències d’atenuació i servirà com a eina de suport en la presa de decisions. La línia d’evidència complementària es basarà en l’anàlisi d’altres paràmetres complementaris com ara el seguiment de les poblacions microbianes del sòl o el mostreig dels gasos del sòl. En el cas del mostreig de les poblacions microbianes, es pot dur a terme el recompte de poblacions microbianes, tant d’heteròtrofs com de degradadors, i la realització d’assajos en microcosmos per demostrar la capacitat dels microorganismes existents per degradar els contaminants objectiu. En el cas del mostreig dels gasos del sòl, es poden analitzar les concentracions de O2 i CO2 indicadores de l’activitat respiromètrica dels microorganismes.

En el cas que l’avaluació de les línies d’evidència sigui positiva i es demostri la viabilitat d’una ANM, caldrà desen-voluparunpladeseguimentimonitoratgeallargterminifinsal’assolimentdelsobjectiusderemediacióespecíficsdel cas.



10COSTOS DE LES TECNOLOGIES DE BIOREMEDIACIÓ

Un dels motius pels quals es considera la bioremediació com una tecnologia atractiva per al tractament de sòls con-taminats,éselfetquepotresultarméseconòmicaencomparaciód’altrestractaments.Acontinuació,espresentenelselementsqueendeterminenelcost,aixícomdiferentsescenarisquepodencontribuiraaugmentar-looreduir-lo.S’inclouen,finalment,preusdevendaorientatiusperadiferentstractamentsderemediacióiperalstractamentsdebioremediació objecte de la guia.

10.1 Elements del cost de la bioremediació

Hi ha diversos components que cal tenir en compte a l’hora de determinar el cost d’una actuació de bioremediació ique,enfunciódelcas,podenprendreunvalormésomenysalt.Lataulasegüentpresentaaquestselementsdelcost, associats al desenvolupament de la bioremediació12 ; cal tenir present que caldrà avaluar la necessitat i l’apli-cació de cada element segons el cas (tipus de tecnologia, context, etc.)

12No s’hi inclouen els costos associats a la fase de caracterització.



Etapa Elements del cost

Disseny de l’alternativa i redacció del projecte• Assajosprevis• Redacciódeprojectetècnic• Permisos,visats

Excavació i transport (alternatives ex situ)

• Maquinàrianecessària• Tècnicsioperaris• Supervisiótècnica• Transportautoritzat(actuacionsoff site)

Instal·lacióiposadaenmarxa

• Adquisicióilloguerd’equips• Maquinàriaimateriald’instal·lació• Instal·ladors• Direcciótècnica• Assajosinsitu• Posadaenmarxa(tècnicsianàlisis)

Operació, manteniment i monitoratge

• Actuacionsd’operacióimanteniment• Recanvisiconsums• Monitoratge• Avaluaciódedades(seguiment)• Informesdeseguiment

Desmantellamentigestiófinaldelesterres

• Desmantellamentiretiradad’equips• Condicionamentdelterreny(siésaplicable)• Gestiófinaldelesterres(siésaplicable)• Supervisiótècnica• Informedetancament

Taula 10.1. Elements del cost associats al desenvolupament d’un projecte de bioremediació.

10.2 Factors que afecten el cost de la bioremediació

El valor d’aquests elements del cost associats al desenvolupament d’una tecnologia de bioremediació pot variar con-siderablementenfunciódelescondicionsdelmediidelgraudetecnificacióqueexigeixiunatecnologiaenunem-plaçament determinat. Per exemple, les característiques del sòl com ara el tipus de sòl, la textura, la permeabilitat, el contingut d’humitat, el pH, la porositat, la quantitat de carboni orgànic total o la presència de NAPL13 , determinen el dissenydelsequipsnecessarisi,pertant,podenfervariarelcostfinald’unatecnologiadebioremediació.Ésevidentque aquells sòls que presentin unes condicions poc òptimes per rebre un tractament determinat encariran els costos del projecte o, en alguns casos, requeriran un cost complementari de condicionament.

13Faselíquidanoaquosa,del’anglèsNon-AqueousPhaseLiquid.



Enaquestsentit,algunsdelsprincipalsfactorscondicionantsdelcostfinalserien:

Situacions i accions

•Lapermeabilitatdelsòlestrobaforadelrangd’efectivitatdelestecnologiesdebioremediacióin situ. Així, en elcasqueenelbioventeigespromoguielmovimentd’aireperextracció,caldràconstruirméspous.

•Elcontingutencarboniorgànictotaléselevat.Enconseqüència,ladesorciódelscontaminantsdelsòlquedaràdificultada.

•Lapresènciadefaselíquidanoaquosaconduiràaperíodesdetractamentmésllargsperassolirelsobjectiusdedescontaminació.Tambéespotextraureperaltrestècniquesiaixíreduireltempsd’actuació.

•Sielsòlquecaltractarpresentaunaestructuracohesiva,caldràprocediraladesaglomeraciódelsòl.•Encasqueelcontingutd’humitatdelsòlestrobiforadelrangd’efectivitatindicat,caldràconsiderarl’aportació

d’aigua.•Finalment,encasqueesrequereixiunamodificaciódelpHperafavorirl’activitatmicrobiana,caldràincloure

els consums, els equips i el personal necessari.

Paràmetres operacionals

•Elnivelldedescontaminacióqueespreténassolir.•Eltransportdelsòlcontaminatalllocdetractament(bioremediacióex situ).•Lapressiónecessàriaperafavorirelmovimentforçatdel’aireenelbioventeig.•L’energianecessàriapersubministraraireenelcasdelesbiopilesestàtiques.•Lamaquinària(icombustible)necessàriaperalvolteigdelesbiopiles,delespilesdecompostatgeoperala

llaurada del landfarming. •Eltempsderesidència.•Lainstal·laciódecobertesenelssistemesdetractamentex situ.•L’addiciód’agentsestructurantsperfacilitarelprocésdecompostatge.

Factors relacionats amb les poblacions microbianes

Tot i que en el disseny d’un sistema de bioremediació totes les accions estan encaminades a proporcionar unes condicionsquesiguinfavorablesperalabiodegradaciódelscontaminants,hihaaccionsquedemaneraespecíficacontribueixen a la millora de la biodegradació natural i que suposen un cost afegit en el projecte de bioremediació on siguin necessàries. Aquestes accions són:

•Addiciód’agentsbioestimulants(nutrients,tensioactius).•Inoculaciódemicroorganismesexterns(bioreforç).

10.3 Costos de les tecnologies de bioremediació

Tal com es pot deduir de la discussió dels elements i els factors condicionants del cost, cada actuació de bioreme-diaciópotteniruncostúniciespecífic.Alestaulessegüentsesmostraunacomparativadelspreusdediferentstecnologies de bioremediació i d’altres tecnologies utilitzades en la remediació de sòls contaminats:



Tecnologia de bioremediació Cost ($/tona) (a) Cost (€/tona)(b)

Bioventeig 24-130 20-73

Biopila 25-75 15-56

Compostatge 8-100 15-75

Landfarming 16-160 11-65

Tractament per suspensió en bioreactor 80-130

Tècnica de remediació Cost ($US /m3)(c) Cost (€/m3)(d)

Tractament tèrmic(incineració on site) 178-715 180-760

Excavació i disposició controlada 53-134 55-145

Rentat del sòl 26-71 30-75

Encapsulació ambgeomembranes 71-107 75-115

Solidificació/estabilització 17-178 20-190

Oxidació química in situ 71-152 75-160

Bioremediació 2-268 10-280

Taula 10.2. Costos de les tecnologies de bioremediació. (a): costos al Regne Unit (1997). Font: Atlas et al., 2005. (b): costos a Europa i Estats Units,2001-2008.Font:AirForceCenterforEnvironmentalExcellenceTechnologyTransferDivision,1996;CL:AIRE,2008;SoldecTecnologíasAmbientales, 2008; US EPA, 2001.

Taula 10.3. Costos de diferents tècniques de remediació (any 2002). Font: Atlas et al., 2005.



11 COMENTARISFINALS

Com a tecnologia encara innovadora, la bioremediació ja ha estat aplicada en molts casos de restauració d’empla-çamentscontaminants,principalmentperal’eliminacióoreducciód’hidrocarbursderivatsdelpetroli.Paral·lelamentalasevaaplicacióaescaladecamp,però,se’nduuatermeunarecercacontínuaafid’obtenirmilloresinovesaplicacions. Bona part d’aquesta recerca està enfocada a:

Aprofundir en el coneixement de les poblacions microbianes implicades i en la seva resposta davant dels diferents agents bioestimulants o de bioreforç.L’apariciódenovestècniquesmolecularshapermèsidentificarungran nombre de microorganismes no cultivables que no poden ser aïllats mitjançant les tècniques microbiològiques clàssiquesd’identificacióirecompte.Aquestfetsuposaunpasimportantenlaidentificaciódenousmicroorganis-mes, i cal un nou esforç per millorar tant les tècniques d’aïllament com les tècniques moleculars per intentar arribar a correlacionar microorganisme i funció.

Millorar la biodisponibilitat dels contaminants. Quan es duu a terme una bioremediació es produeix un enriqui-mentoenaquellsproductesmésrecalcitrantsimenysbiodisponibles.Enaquestdarrercas,lamancadebiode-gradaciónoesdeualamancadepoblacionsmicrobianescapaçosdedegradar-los,sinóaunamancad’accésalcontaminant per part dels microorganismes. L’adsorció a les argiles, l’absorció a la matèria orgànica, la pèrdua d’ac-cessibilitat per la introducció en microporus o el seu segrest en entrar a formar part de l’humus del sòl, poden ser els causants de la reducció de la biodisponibilitat. La utilització de tensioactius, o millor encara, biotensioactius, pot ser unabonasolució.Arabé,serianecessaridesenvoluparestudisperavaluarelcomportamentdelstensioactiusalsòl,jaquese’ntépocconeixement.Elcontraripassaenelcasdelcomportamentdelstensioactiusenunmedilíquid.

Millorar les metodologies de subministrament d’agents bioestimulants o de bioreforç.És importantacon-seguir millorar les tècniques de subministrament d’agents bioestimulants o de bioreforç amb l’objectiu que puguin arribar tant als contaminants com als microorganismes, i especialment en el cas de les tecnologies in situ, on cal fer front a les heterogeneïtats del medi.

Ampliar l’abast de contaminants biodegradables. Tot i que les poblacions que es troben en emplaçaments con-taminatssolenserlesmésaptesperduratermelabiodegradació,devegadespodentenirdificultatsenladegra-dació dels hidrocarburs d’alt pes molecular, que quedaran com a concentracions residuals. La investigació sobre la inoculaciódemicroorganismesambcapacitatsmetabòliquesespecífiquesil’estudidelseucomportamentuncopintroduït al medi, permetria obrir noves aplicacions de bioreforç. Un tipus de microorganismes actualment en estudi per a l’ús en bioremediació de sòls són els fongs ligninolítics, capaços de degradar molècules d’alt pes molecular gràcies als exoenzims que produeixen.

Paral·lelament,imésenllàdelshidrocarbursderivatsdelpetroliobjected’aquestaguia,labioremediacióampliacadavegadaméselventalldecontaminantsalsqualspotferfront.Així,sóncadavegadaméshabitualslesaplicacionsencasos de contaminació de compostos organoclorats, realitzades ja a escala de camp, o la recerca en biodegradació decontaminantsmésrecalcitrantsiemergents.



12BIBLIOGRAFIA

AGÈNCIA CATALANA DE L’AIGUA.Guia de bioremediació d’aigües subterrànies contaminades per hidrocarburs derivats del petroli. 2008.Disponible a:<http://aca-web.gencat.cat/aca/documents/ca/aigua_medi/aigues_subterranies/descontaminacio_aquifers/guia_bi-oremediacio.pdf>.

AGÈNCIA EUROPEA DE MEDI AMBIENT.Problemas medioambientales nº 16. Con los pies en la Tierra: la degradación del suelo y el desarrollo sostenible en Europa. Un desafío del siglo XXI. Copenhaguen, 2002.Disponible a: <http://reports.es.eea.europa.eu/Environmental_issue_series_16/es/Spanish%20soil%20for%20the%20www.pdf>.

AIR FORCE CENTER FOR ENVIRONMENTAL EXCELLENCE TECHNOLOGY TRANSFER DIVISION.Bioventing Performance and Cost Results from Multiple Air Force Test Sites.Texas.Junydel1996.Disponible a:<http://www.afcee.af.mil/shared/media/document/AFD-070928-029.pdf>.

ALEXANDER, M.Biodegradation and Bioremediation. 2a ed.SanDiego:AcademicPress,1999.ISBN0–12-049861-8.

ATLAS, R. M.; BARTHA, R.Ecología Microbiana y Microbiología Ambiental. 4a ed.Madrid:AddisonWesley,2002.ISBN84-7829-039-7.

ATLAS, R. M.; PHILP, J.Bioremediation. Applied Microbial Solutions for Real-World. Environmental Cleanup. Editat per ATLAS, R. M. i PHILP, J.Washington:AmericanSocietyforMicrobiology,2005.ISBN1-55581-239-2.

BAMFORTH, S. M.; SINGLETON, I.«Review. Bioremediation of polycyclic aromatic hydrocarbons: current knowledge and future directions». Journal of Chemical Technology and Biotechnology.[enlínia]2005.Núm.80,p.723-736.Disponible a:<Base de dades: Environmental Sciences Pollution Management>.

BAPTISTA, C. Instituto de Investigaciones Tecnológicas de São Paulo – IPT.Contaminación de agua y suelos. II Curso Internacional de Aspectos Geológicos de Protección Ambiental. 2000. Capítol 13, p. 218.Disponible a:<http://unesco.org.uy/geo/campinaspdf/14contaminacion.pdf>.



CENTRO INTERNACIONAL DE INVESTIGACIONES PARA EL DESARROLLO.Guía para la Gestión Integral de Residuos Peligrosos - Fichas Temáticas. V. Caracterización y Rehabilitación de Sitios Contaminados.P.133-140.Disponible a:<http://www.idrc.ca/uploads/user-S/11437611831gr-02_2da-parte-5sitios_pag133-140.pdf>.

CL:AIRE.«In situSoilandGroundwaterDecontaminationUsingElectricResistiveHeatingTechnology(Six-PhaseHeating)».Technology Demonstration Project (TDP) Bulletins.2008.Núm.26,p.1-6.Disponible a:<http://www.claire.co.uk/index.php?option=com_docman&task=doc_download&gid=232>.

GENERALITAT DE CATALUNYA. AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYA.Sòls contaminats.Disponible a:<http://www.arc-cat.net/ca/altres/sols/>.

GENERALITAT DE CATALUNYA. AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYA.Memòria de l’estudi de plantes fixes de tractament de sòls contaminats a Europa. Setembre del 2003.

GENERALITAT DE CATALUNYA. DEPARTAMENT DE MEDI AMBIENT I HABITATGE.Catalunya 2005. Informe sobre medi ambient i desenvolupament sostenible.Abrildel2006.P.129-136.Disponible a:<http://mediambient.gencat.net/cat/ciutadans/informacio_ambiental/estat_del_medi/Catalunya2005Informesobre-mediambientidesenvolupamentsostenible.jsp>.

INTERNATIONAL AGENCY FOR RESEARCH ON CANCER. Disponible a:<http://www.iarc.fr>.

INTERNATIONAL ENVIRONMENTAL PRODUCTS EUROPE,et al. Proyecto de Investigación RCPP-CTR-IEP. Biorremediación in situ de hidrocarburos. Biorremediación in situ aplicada a estaciones de servicio (Fase I).Octubredel2006.

MARTÍN, C.; GONZÁLEZ, A.; BLANCO, M. J.«Tratamientos biológicos de suelos contaminados: contaminación por hidrocarburos. Aplicaciones de hongos en tratamientos de biorrecuperación». Revista Iberoamericana de Micología.2004.Núm.21,p.103-120.Disponible a:<http://www.reviberoammicol.com/2004-21/103120.pdf>.

MARTÍNEZ-GARCÍA,R.;SABATÉ,J.,et al. «Determinación de las condiciones óptimas de biorremediación con bioventing en un suelo contaminado con aceites minerales». Residuos Revista Técnica,2003.Núm.72,p.72-82.

NAVAL FACILITIES ENGINEERING SERVICE CENTER.TechnicalMemorandum(TM-2189-ENV).Biopile Design and Construction Manual.Junydel1996a.Disponible a: <https://portal.navfac.navy.mil/portal/page/portal/navfac/navfac_ww_pp/navfac_nfesc_pp/environmental/erb/docu-ments-b/tm-2189.pdf>.

NAVAL FACILITIES ENGINEERING SERVICE CENTER.TechnicalMemorandum(TM-2190-ENV).Biopile Operations and Maintenance Manual.Junydel1996b.Disponible a: <https//portal.navfac.navy.mil/portal/page/portal/navfac/navfac_ww_pp/navfac_nfesc_pp/environmental/erb/resour-ceerb/tm-2190.pdf>.



ORTÍNEZ, O.,et al. La restauración de suelos contaminados con hidrocarburos en México. Disponible a: <http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/gacetas/422/restauracion.html>.

REALP, E.; DOMÈNECH, J. A.,et al. «Ensayo piloto de biorremediación por la tecnología de la biopila dinámica para la descontaminación de suelos contaminados por creosotas provenientes de las actividades dedicadas a la preparación de la madera». Residuos Revista Técnica,2008.Núm.103,p.38-49.

REHM, H. J.,et al. Biotechnology. Environmental Processes II. Soil Decontamination.Volum11.Weinheim,Alemanya:WILEY-VCH,2000.ISBN3-527-28323-4.

ROMÁN, R; CONCEPCIÓN, M.Guía técnica de Atenuación Natural Monitorizada en emplazamientos contaminados. Técnicas de bioestimulación y bioaumentación para la potenciación de la biodegradación de contaminantes. 2005. Disponible a:<http://upcommons.upc.edu/pfc/handle/2099.1/2749>.

SOCIEDAD PÚBLICA DE GESTIÓN AMBIENTAL IHOBE, SA.Investigación de la contaminación del suelo. Guía Metodológica. Toma de muestras. 2002. Disponible a:<http://www.ihobe.net>.

SOCIEDAD PÚBLICA DE GESTIÓN AMBIENTAL IHOBE, SA.Guía técnica para la evaluación y gestión de la contaminación del suelo por tanques de almacenamiento subterráneo. 2006a.Disponible a:<http://www.ihobe.net>.

SOCIEDAD PÚBLICA DE GESTIÓN AMBIENTAL IHOBE, SA.Guía técnica. Seguridad para la investigación y recuperación de suelos contaminados. Anexo V: Actividades con mayor potencial de contaminación del suelo.2006b.Disponible a:<http://www.ihobe.net>.

TPHCRITERIAWORKINGGROUP.Total Petroleum Hydrocarbon Criteria Working Group Series. Volume 1. Analysis of Petroleum Hydrocarbons in En-vironmental Media. Març del 1998a.

TPHCRITERIAWORKINGGROUP.Total Petroleum Criteria Working Group Series. Volume 2. Composition of Petroleum Mixtures. Maig del 1998b.

TPHCRITERIAWORKINGGROUP.Total Petroleum Criteria Working Group Series. Volume 3. Selection of representative TPH Fractions Based on Fate and Transport Considerations Composition of Petroleum Mixtures. Juliol del 1997.

US DEPARTMENT OF THE ARMY.Technical Letter (ETL 1110-1-176). Engineering and Design. Bioremediation Using Landfarming Systems. Juny del 1996.Disponible a:<http://140.194.76.129/publications/eng-tech-ltrs/etl1110-1-176/>.



US ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (EPA).How to Evaluate Alternative Cleanup Technologies for Underground Storage Tank Sites: A Guide for Corrective Acti-on Plan Reviewer. Octubre del 1994. Disponible a:<http://www.epa.gov/oust/pubs/tums.htm>.

US ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (EPA).Bioventing Principles and Practice. Volume I. Bioventing Principles. Setembre del 1995a.Disponible a:<http://www.epa.gov/ord/NRMRL/pubs/biorem/pdf/ibiov.pdf>.

US ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (EPA).Bioventing Principles and Practice. Volume II. Bioventing Design. Setembre del 1995b.Disponible a:<http://www.epa.gov/NRMRL/pubs/biorem/pdf/iibiov.pdf>.

USENVIRONMENTALPROTECTIONAGENCY(EPA).OSWERDirective9200.4-17P.Use of Monitored Natural Attenuation at Superfund, RCRA Corrective Action, and Underground Storage Tank Sites. 21 d’abril del 1999.Disponible a:<http://www.epa.gov/swerust1/directiv/d9200417.pdf>.

US ENVIRONMENTAL PROTECTIONS AGENCY (EPA).Use of Bioremediation at Superfund Sites. 2001. Disponible a:<http://www.epa.gov/tio/>.

VELASCO,J.A.;VOLKE,T.El composteo: alternativa tecnológica para la biorremediación de suelos en México.Disponible a:<http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/gacetas/381/volke.html>.

VIÑAS,M.;SABATÉ,J.;GRIFOLL,M.;SOLANAS,A.M.«Ensayos de tratabilidad en la recuperación de suelos contaminados por la tecnología de la biorremediación». Re-siduos Revista Técnica,2001.Núm.59,p.78-82.

BASES DE DADES

Biodegradative Strain Database (BSD)Disponible a:<http://bsd.cme.msu.edu>.

Environmental Sciences Pollution ManagementDisponible a:<http://www.bib.ub.edu/index.php?id=35>.

Hazardous Substances Data Bank (HSDB). TOXNET: Toxicology Data Network Disponible a:<http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?HSDB>.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAI

I. MARC NORMATIU III.1 Marc normatiu vigent a Catalunya en matèria de sòls contaminats III.1.1 Llei6/1993,de15dejuliol,reguladoradelsresidus,enlaredacciódonada per la Llei 9/2008 III.1.2 Llei 10/1998, de 21 d’abril, de residus III.1.3 Reial decret 9/2005, de 14 de gener IIII.1.4 Llei26/2007,de23d’octubre,deresponsabilitatambiental IIII.2 Desenvolupament normatiu a Catalunya IV

II. LA GESTIÓ DELS SÒLS A CATALUNYA VII.1 Etapes de gestió VII.1.1 1a fase: fase de reconeixement preliminar VII.1.2 2a fase: fase d’avaluació preliminar VIII.1.3 3a fase: fase d’avaluació detallada VIII.1.4 4a fase: fase de recuperació VIII.2 L’estat dels sòls VIIII.2.1 Anàlisi d’activitats potencialment contaminants del sòl VIIII.2.2 Avaluació d’emplaçaments potencialment contaminats XI

III. PRODUCTES DERIVATS DEL PETROLI XIII

IV. AGENTS BIOESTIMULANTS XVIV.1 Oxigenants XVIIV.1.1 Dispositius físics XVIIV.1.2 Productes d’alliberació d’oxigen XVIIV.2 Nutrients XVIIIV.3 Tensioactius o surfactants XVIIIV. CASOS REALS. EXPERIÈNCIES A CATALUNYA XIX

ÍNDEX


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAII

I MARC NORMATIU

En l’àmbit estatal, la problemàtica de l’acumulació de residus perillosos al sòl, i dels riscos associats tant per a la salut humana com per al medi ambient es va posar de manifest amb l’elaboració l’any 1989 del primer Pla nacional de residus industrials. L’any 1991 el Ministeri d’Obres Públiques i Medi Ambient va començar a realitzar el primer inventaridesòlscontaminatsil’any1995esvaaprovarelPlanacionalderecuperaciódesòlscontaminats(1995-2005).

A continuació, es presenta el marc normatiu vigent a Catalunya en matèria de sòls contaminats.

I.1 Marc normatiu vigent a Catalunya en matèria de sòls contaminats

I.1.1 Llei 6/1993, de 15 de juliol, reguladora dels residus, en la redacció donada per la Llei 9/2008

Alamodificaciódel’article15delaLlei6/1993,reguladoradelsresidus,esregulaelconcepted’espaidegradat,elde sòls contaminats, i s’estableix un règim de responsabilitat per a la seva regeneració. Així mateix, estableix que:

•Ladeclaraciód’unsòlcomacontaminatpotcomportarlasuspensiódel’efectivitatdelsdretsd’edificacióialtresaprofitamentsdelsòlquesiguinincompatiblesamblesmesuresdenetejairecuperaciódelterrenyques’estableixin,finsquelesmesuresesduguinatermeoesdeclarielsòlcomanocontaminat.

•Lesactuacionsdenetejairecuperaciódesòlsespodenduratermemitjançantacordsvoluntarisentreelsqueestanobligatsaferaquestesoperacions,obémitjançantconvenisdecol·laboracióambparticipaciódeles administracions públiques.

I.1.2 Llei 10/1998, de 21 d’abril, de residus

LaLlei10/1998,deresidus(BOEnúm.96de22/4/1998),regulaelsaspectesambientalsdelssòlscontaminatsmit-jançant els articles 27 i 28 del títol V. En aquests articles s’estableixen, entre d’altres, aspectes reguladors importants com ara:


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAIII

•Elstitularsdelesactivitatspotencialmentcontaminants(APC)hauranderemetreuninformedesituaciódel’estat del sòl a les comunitats autònomes corresponents.

•Unsòldeclaratcomacontaminathauràdeserrecuperatpeltitularoelstitularsdel’activitatcausantdelacontaminació i, subsidiàriament per aquest ordre, pels seus posseïdors i propietaris.

•UnsòlcontaminatpodràserobjectedenotamarginalalRegistredelaPropietat.

•Latransmissiódeltítoldepossessióol’abandonamentdelapossessiónoeximeixelsubjectedelesobligacionsfixadesalaLlei.

•Lesactuacionsderecuperaciódesòlscontaminatsespodranduratermemitjançantacordsvoluntarisentreelsobligats,oconvenisdecol·laboracióentreelsobligatsilesadministracionspúbliquescompetents.

TalcomespecificalaLlei,elGovernestataldeterminaràelscriterisielsestàndardsquepermetinavaluarelsriscosper a la salut humana i el medi ambient en funció de la naturalesa i dels usos del sòl, i aprovarà i publicarà una llista d’activitats potencialment contaminants del sòl. D’altra banda, les competències atorgades a les comunitats autò-nomes seran la declaració, la delimitació i la realització d’un inventari dels sòls contaminats en els seus territoris i l’establimentd’unallistadeprioritatd’actuacióenfunciódesielriscésmésomenyselevatperalasaluthumanaiel medi ambient.

I.1.3 Reial decret 9/2005, de 14 de gener

El Reial decret 9/2005 (BOE núm. 15 de 18/01/2005) estableix la relació d’activitats potencialment contaminants del sòlielscriterisiestàndardsperaladeclaraciódesòlscontaminats.Aixímateix,defineix,entred’altres,elsconcep-tes següents:

•Elstitularsdelesactivitatspotencialmentcontaminantshaurandepresentaruninformepreliminardesituacióde l’estat del sòl a l’òrgan competent de la comunitat autònoma corresponent.

•L’òrgan competent, basant-seen criteris annexats a la normativa, declararàel sòl contaminat quan siguiprocedent.

•Ladeclaraciód’unsòlcomacontaminatobligaràalarealitzaciódelesactuacionsnecessàriesperprocediralasevarecuperacióambiental,aplicant-hilesmillorstecnologiesdisponiblesiprioritzantelstractamentsin situ.

•Elparàmetrebàsicques’utilitzaràpera l’avaluacióde lacontaminaciódelsòlsónelsnivellsgenèricsdereferència (NGR), és a dir, la concentració d’una substància que no comporti un risc superior almàximacceptable per a la salut humana o per als ecosistemes, tenint en compte l’ús actual i futur del sòl (valors tabulats als annexos V i VI del Reial decret).

I.1.4 Llei 26/2007, de 23 d’octubre, de responsabilitat ambiental

LaLlei26/2007(BOEnúm.255de24/10/2007),deresponsabilitatambiental,estableixqueelsoperadorsdelesac-tivitats econòmiques o professionals incloses a l’annex III de la Llei estan obligats a adoptar i a executar les mesures de prevenció, evitació i reparació de danys mediambientals, i a sufragar els seus costos, quan siguin responsables del dany. D’altra banda, hauran de comunicar de manera immediata, a l’autoritat competent, l’existència de danys mediambientals ocasionats, o l’amenaça imminent que es puguin ocasionar.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAIV

La Llei delimita quins danys mediambientals generaran responsabilitat ambiental. Dins d’aquests s’hi inclouen els danysalsòldefinitscom«qualsevolcontaminaciódelsòlquesuposiunriscsignificatiuperalasaluthumanaoperal medi ambient a causa de la deposició, el vessament o la introducció directa o indirecta de substàncies, preparats, organismes o microorganismes en el sòl o en el subsòl». A l’apartat 2 de l’annex II s’estableixen les obligacions de l’operador en matèria de reparació de danys al sòl, i es dóna importància a l’adopció de les mesures necessàries per garantir, com a mínim, que s’eliminin, es controlin, continguin o redueixin les substàncies, preparats, organismes o microorganismesnociusdelsqueestracti,demaneraqueelsòlcontaminatdeixidesuposarunaamenaçasignifi-cativa per a la salut humana o per al medi ambient.

I.2 Desenvolupament normatiu a Catalunya

Lescomunitatsautònomesdel’Estatespanyolesveuensotmesesadosgransreptes.Elprimer,ésl’avaluacióilavaloració dels informes preliminars de situació i dels informes de situació emanats del Reial decret 9/2005, i, el se-gon,éslanecessitatd’elaborarunanormativaespecíficaperdonarcomplimentaltítolVrelatiualssòlscontaminatsde la Llei 10/1998, de 21 d’abril, i al Reial decret 9/2005.

En el cas de Catalunya, actualment s’ha redactat un esborrany de Decret per a la contaminació del sòl. L’aprovació d’aquest Decret permetria adaptar la regulació espanyola a la realitat catalana en l’ús de les competències atorga-des a les comunitats autònomes en el Reial decret 9/2005. A grans trets, aquesta normativa regula un procediment administratiuperaladeclaraciódesòlscontaminats,defineixunsnivellsgenèricsdereferènciaperametalls,en-focats tant a la protecció de la salut humana com dels ecosistemes, i consolida la idea de les millors tecnologies disponibles prioritzant les tecnologies de recuperació in situ, seguides de les on site i les ex situ.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAV

II LA GESTIÓ DELS SÒLSA CATALUNYA

II.1 Etapes de gestió

Quansesospitaqueunsòlpotestarcontaminat,ésimportantdeterminariconèixerquinésl’abastilagravetatdela contaminació present. Cal iniciar, doncs, un seguit d’actuacions d’investigació que permetin caracteritzar i deter-minaraquestacontaminació,idefinirl’abastilestasquesderecuperaciónecessàriesbasant-seenelsriscosperala salut humana i els ecosistemes.

ElprocésdegestiódelssòlscontaminatsaCatalunyaestàemmarcatenquatrefasesquesegueixenladefinicióinomenclatura que ha establert l’Agència Europea de Medi Ambient (AEMA). Cada fase va associada a un determi-nattipusd’estudions’avalualainformacióobtingudaiesdecideixsicalcontinuarendavantambelprocés,fetquepermet optimitzar els recursos tècnics i econòmics que cal aplicar. En el cas que sigui convenient, algunes fases delprocésespodenagruparenfunciódelescaracterístiquesilespossibilitatsd’actuacióisolució.Acontinuació,espresentalaseqüènciatipusquecalseguirenunprocésdegestiód’unsòlcontaminatiunabreudescripciódecada fase1 :

II.1.1 1a fase: fase de reconeixement preliminar

Laprimerafasedelprocésconsisteixenlarecopilaciódelainformacióquepermetivalorarlapossibilitatques’haginproduïtoesprodueixincontaminacionssignificativesenelsòlsobreelquals’hadesenvolupatunaactivitatpotenci-almentcontaminant.Enaquestafases’identifiquendosorígensd’emplaçamentsdiferents:

•Emplaçamentsenelsqualsesdesenvolupaos’hadesenvolupatunaactivitatpotencialmentcontaminantdelsòl (APC) d’acord amb el que s’estableix en els articles 3.1 i 3.2 del Reial decret 9/2005. En aquest cas, cal presentar un informe preliminar de situació (IPS).

•Emplaçaments relacionatsambdenúnciesd’abocaments incontrolats,accidentsonesvegin involucradessubstàncies perilloses, canvis d’ús del sòl, etc. En aquest cas, caldrà recórrer a la informació explicativa dels fets ocorreguts.

Desprésd’avaluarladocumentaciópresentada,l’Administració(l’AgènciadeResidusdeCatalunya)determinaràsihi ha indicis de contaminació del sòl.

1PodeuconsultareldiagramadefluxdelprocésdegestiódesòlscontaminatsaCatalunyaal’adreça:http://www.arc-cat.net/ca/publicacions/pdf/altres/pgsc_proces_cmp.pdf.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAVI

II.1.2 2a fase: fase d’avaluació preliminar

L’existència d’indicis de contaminació comportarà la necessitat d’ampliar la informació disponible realitzant un informe d’avaluació preliminar. En aquesta fase s’ha de disposar d’una primera aproximació real a la magnitud delaproblemàtica,definintl’origenilanaturalesadelfocusdecontaminació,elsvectorsdetransferència,elssubjec-tes que s’han de protegir, etc. Aquesta fase comporta la realització de mostreig de sòls, sediments, residus i aigües i la posterior anàlisi de les mostres, els resultats de les quals es compararan amb els nivells genèrics de referència (NGR)establertspelReialdecret9/2005iambelsNGRperametallsdefinitsperl’ARC:

•SinosesuperenelsNGR,elsòlésconsideratcomanocontaminat.•SisesuperenelsNGR,elsòlestudiatpresentaalteracionsdelasevaqualitatquímicai,pertant,caldràdur

a terme una investigació detallada que inclogui una anàlisi de risc.

Enelcasquel’objectedeprotecciósiguilasaluthumanatambécaldràdeterminarsilaconcentraciódeTPHsuperaels 50 mg/kg, i en el cas que l’objecte de protecció sigui l’ecosistema, caldrà determinar si existeix toxicitat d’acord ambelsbioassajosespecificatsal’annexIVdelReialdecret9/2005.

II.1.3 3a fase: fase d’avaluació detallada

Aquesta fase consisteix en l’elaboració de l’informe d’avaluació detallada que ha de permetre caracteritzar amb pre-cisióelfocusoelsfocusdecontaminació,delimitarl’abastdelacontaminacióideterminarsielriscésacceptableo inacceptable:

•Sielriscésacceptable,elsòlésconsideratcomanocontaminat.•Sielriscésinacceptable,elsòlésconsideratcomacontaminaticaliniciarunprocésderecuperació.

II.1.4 4a fase: fase de recuperació

Quanunsòlesconsideracontaminatésobligatoridesenvoluparactuacionsderecuperaciódel’emplaçamentquepermetin eliminar el risc i recuperar la qualitat del medi. En aquesta fase cal:

•Redactarunprojectederecuperació.•Executarelprojecte:seguimenticontroldel’evoluciódelmedi.•Desenvoluparunmonitoratgefinalpercomprovarl’efectivitatdelesactuacionsportadesaterme.

Ésenaquestafasequeespotdesenvoluparunaactuaciódebioremediació.

Uncoprecuperadalaqualitatdelsòl,se’ndecidiràeldestífinal:permanènciaal’emplaçament,reutilitzacióodeposi-cióenabocador.Perprendreaquestadecisiócaldràtenirencomptel’úsdelsòldelaparcel·laonesvulguidestinarelsòl,elnivellfinaldelscontaminantsielsresultatsdel’anàlisiderisc.Enfunciód’aquestainformacióespodràavaluareldestífinaldelsòl.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAVII

II.2 L’estat dels sòls

II.2.1 Anàlisi d’activitats potencialment contaminants del sòl

Amb l’aprovació del Reial decret 9/2005, es dóna importància al fet d’estimar el volum d’activitats potencialment contaminantsielpesquetécadascunad’ellessobreeltotal,perdonarcomplimentalalegislació.ACatalunyaescalcula que hi ha unes 30.000 activitats considerades com a potencialment contaminants (APC), de les quals les principals són:

La taula següent (taula II.1) resumeix les principals activitats potencialment contaminants a Catalunya, ordenades segons la contribució de cadascuna al total, per a l’any 2007. A la taula s’inclouen les principals substàncies perillo-ses associades al desenvolupament de cada activitat.

1. Venda, manteniment i reparació de vehicles de motor, motocicletes i ciclomotors; venda al detall de combustibles per a vehicles de motor (CCAE 50): 12.200 establiments, 40,1% respecte al percentatge total.

1.1Reparaciódevehicles(tallersmecànics):11.000establiments,36,97%sobreeltotal.1.2 Venda al detall de combustibles per a vehicles de motor (estacions de servei): 1.200 establiments, 3,2% sobre el total.2. Fabricació de productes metàl·lics, excepte maquinària i equips (CCAE 28):13,6%respecteal total.

DIVISIÓ CCAE 93 Rev1*2 i

DESCRIPCIÓ iPercentatge

respecte del total i

Substàncies perillosesassociades ii

50

Venda, manteniment i reparació de vehicles de motor, motocicle-tes i ciclomotors; venda al detall de combustible per a vehicles de motor

40,1 Gasolina, BTEX, metalls pesants, asbestos, etc.

28 Fabricaciódeproductesmetàl-lics, excepte maquinària i equips 13,6 Dissolvents (tricloroetilè, etc.), olis

minerals, escòria, metalls, crom

29 Indústries de la construcció de maquinària i equips mecànics 6,17

Tricloroetilè, altres dissolvents, escòria, oli mineral, Cr, Pb, Cu, gasolines

22 Edició,artsgràfiquesireproduc-ció de suports enregistrats 4,70

Etanol, isopropanol, formaldehid, acetona, etilacetat, benzè, toluè, xilè, Cu, Cr, CN, Zn, etc.

2TantlaClassificaciónacionald’activitatseconòmiques(CNAE)comlaClassificaciócatalanad’activitatseconòmiques(CCAE)estansubjectesaactualitzacions.Lesúltimesactualitzacionsperaambduesclassificacionssóndel’any2009iespodenconsultaralestaulesdecorrespondènciaentre activitats publicades a l’Institut Nacional d’Estadística (INE) o a l’Institut d’Estadística de Catalunya (IDESCAT).


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAVIII





36 Fabricació de mobles; altres indústries manufactureres 4,40 Tricloroetilè, oli mineral, escòria,

dissolvents (xilè)

60 Transport terrestre; transport per canonades 4,35 Gasolina, oli mineral, Pb, etc.

24 Indústries químiques 3,72

Acetones, dissolvents, metalls (Hg), fenols, olis, cianurs, anilina, nitrobenzè, clorobenzè, naftalè, sulfats, sulfurs, fosfats, quitrà, betums, benzè

90 Activitats de sanejament públic 2,82 Lixiviat (compostos orgànics i inorgànics, metalls)

93 Activitats diverses de serveis personals 2,54 Benzol, benzè, trementina,

tricloroetilè, percloroetilè

37 Reciclatge 2,38Benzè, Zn, Pb, Cu, As, Al, Fe, Cr, Ni, hidrocarburs halogenats i no halogenats, olis, decolorants, tintes

51Comerç a l'engròs i intermediaris del comerç, excepte vehicles de motor i motocicletes

1,89

Metalls (Cu) i metalls pesants, benzè, toluè, xilè, gasolines, acetona, diclorometà, fenol, olis, glicols, CFC, sulfats, PCB

31 Fabricació de maquinària i mate-rials elèctrics 1,51

Hg, Cd, Pb, Cu i altres metalls pesants, tricloroetilè, altres dissolvents, escòria

27 Metal·lúrgia 1,35 Tricloroetilè, altres dissolvents, escòria, oli mineral, etc.

17 Indústries tèxtils 1,28

Fenols, clorofenols, tints, colorants, compostos aromàtics policíclics, metalls (Cr, Ni), metalls pesants, sulfur, dissolvents orgànics (etilbenzè), nitroderivats del benzè, triclorobenzè, naftalè, cromat, fenilfenol, fenol, trinitrofenol, clorurs, anilina, antraquinona, etc.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAIX





34 Fabricació de vehicles de motor, remolcs i semiremolcs 1,25 Tricloroetilè, altres dissolvents

(benzè), escòria, oli mineral

63 Activitatsafinsaltransport;acti-vitats d'agències de viatges 1,20

Benzo(a)pirè, benzè, PAH, metalls (Cu, Zn), propà, productes químics emmagatzemats, productes d’oli mineral

74 Altres activitats empresarials 1,14 Ag, compostos orgànics, dissolvents (acetona, etanol), metalls pesants

26 Fabricació d'altres productes mineralsnometàl·lics 1,10

Gasoil, dissolvents, acetona, estirè, fluor,Pb,oli,hidrocarburs,metallspesants, etc.

35 Fabricació d'altres materials de transport 0,62 Tricloroetilè, altres dissolvents,

escòria, oli mineral, Zn, benzè

40Producció i distribució d'ener-gia elèctrica, gas, vapor i aigua calenta

0,58Productes d’oli mineral, escòria, carbonats, sulfats, clorurs, Cr, Cu, Zn, Fe, As, Cd, etc.

33Fabricació d'equips i instruments medicoquirúrgics, de precisió, òptica i rellotgeria

0,56Metalls (Hg, Cd), tricloroetilè, altres metalls, dissolvents, oli mineral, escòria

25 Fabricació de productes de caut-xú i matèries plàstiques 0,52

Dissolvents (toluè), butadiè, cloroprè, estirè, acrilonitril, Zn, Pb, àcids

32

Fabricació de materials electrò-nics; fabricació d'equips i apa-rells de ràdio, televisió i comuni-cacions

0,50 Metalls (Hg, Cd, Te), dissolvents, tricloroetilè, escòria, oli mineral

20Indústries de la fusta i del suro, excepte mobles; cistelleria i esparteria

0,49 Hidrocarburs aromàtics cíclics, metalls pesants (Cu, Ar, As), fenols

15 Indústries de productes alimen-taris i begudes 0,41 Dissolvents orgànics (xilè) i clorats

(tricloroetilè), Hg, benzè


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAX

TaulaII.1.Classificaciód’APCaCatalunyasegonselseuCCAEisubstànciesperillosesassociades.i:dadesdel’AgènciadeResidusdeCata-lunyacorresponentsal’any2007.ii:SociedadPúblicadeGestiónAmbientalIHOBE,SA,2006b.





19

Preparació, adob i acabament del cuir; fabricació d'articles de marroquineria i viatge; articles de guarnicioneria, talabarderia i sabateria

0,36 Cr, percloroetilè, acetona, colorants, cianurs

21 Indústries del paper 0,22 Hg, Zn, hipoclorits, dissolvents orgànics, tintes, fenols

18 Indústries de la confecció i de la pelleteria 0,09 Cr, dissolvents orgànics

(percloroetilè)

30 Fabricaciódemàquinesd'oficinai equips informàtics 0,04 Tricloroetilè, altres dissolvents,

escòria, oli mineral, Pb, Cu

52

Comerç al detall, excepte el comerç de vehicles de motor, motocicletes i ciclomotors; reparació d'efectes personals i efectes domèstics

0,03 PAH, benzo(a)pirè, Cu

23Coqueries,refinaciódepetrolii tractament de combustibles nuclears

0,01

Benzè, toluè, etilbenzè, xilè (BTEX); PAH, fenols, cianurs, olis, sulfats, piridina, sulfurs, clorurs, metalls pesants (Hg, As), amoníac, naftalè, tiocianats, betums, quitrà, Cr,Zn,asbestos,fluorurs,fosfats

11

Extracció de petroli brut i de gas natural; activitats dels serveis relacionats amb les explotacions petrolíferes i de gas, excepte les activitats de prospecció

0,01

Quitrà (èter, acetona, benzè, etilendienodiamina, anilina, piridina, fenol, tetralina, quinolina, cresol), tetralina+cresol, olis, tiocianats, hidrocarburs, amoníac

TOTAL 100,00


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXI

II.2.2 Avaluació d’emplaçaments potencialment contaminats

Alsgràficssegüentsesmostral’etapadegestióenquèestrobavenelsemplaçamentspotencialmentcontaminatsa Catalunya, l’origen de la contaminació per tipus d’activitat en aquests emplaçaments i els contaminants principals, alsanys2006i2007.Totselsgràficsestanexpressatsenpercentatgesobreeltotald’emplaçamentspotencialmentcontaminats(575i707delsanys2006i2007respectivament).

3Emplaçamentspotencialmentcontaminatsd’entreles1.641i2.348APCavaluades,anys2006i2007respectivament.Dadespròpiesdel’ARC.

6 5 ,8 %8 ,5 %

2 0 ,6 %

2 ,4 %

0 ,2 %

1 ,8 %

0 ,7 %

Em p la ç a me n ts in d u s tr ia ls

o c o m e r c ia ls

A b o c a m e n ts in c o n tr o la ts

A n tic s a b o c a d o rs

Dr a g a ts e n p o r ts

Em p la ç a me n ts min e r s

A c c id e n ts e n e l tr a n s p o r t

A ltr e s

Etapes de gestió delsemplaçaments potencialment

contaminats(2006)

Origen de la contaminació en emplaçaments potencialment

contaminats(2006)

Etapes de gestió delsemplaçaments potencialment

contaminats (2007)

Origen de la contaminació en emplaçaments potencialment

contaminats (2007)

E ta pe s de ge stió de l s sò ls pote nc ia lm e nt c onta m ina ts (2006)

7 ,2 %1 7,4 %

9,3 %

1 4,6 %

5 1 ,5 %

Re c o ne ix e me n tp r e limina r

A v a lu a c ió p r e limina r

A v a lu a c ió de ta llad a

En re c u p e ra c ió

A c tu a c io n s a c a ba d e s

Figura II.1. Etapa de gestió en què es troben els emplaçaments potencialment contaminats. Font: dades de l’Agència de Residus de Catalunya corresponentsalsanys2006i2007.

Figura II.2. Origen de la contaminació del sòl per tipus d’activitat als emplaçaments potencialment contaminats. Font: dades de l’Agència de ResidusdeCatalunya(anys2006i2007)

51,6%

4,8%

Reconeixementpreliminar

Avaluació preliminar

Avaluació detallada

En recuperació

Actuacionsacabades

15,4%

13,3%

14,9%

0,7%

1,6%

0%

1,8%

16,5%

7,1%

72,3%

EmplaçamentsindustrialsAbocamentsincontrolats

Antics abocadors

Dragatge en ports

EmplaçamentsminersAccidents en eltransportAltres


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXII

El95%delacontaminaciódelsemplaçamentsésdegudaa:pèrdues,abocamentsomalespràctiquesenlagestiódematèriesprimeresoresiduseninstal·lacionsindustrialsicomercials;anticsabocadorsquefuncionavensenselesmesures de protecció i control necessàries; i l’abocament incontrolat de residus.

Els hidrocarburs derivats del petroli (olis minerals, HC monoaromàtics —BTEX— i HAP), contaminants objectiu d’aquesta guia, representen un 47,5% i un 48,7% respecte al total de contaminants que es trobaven en emplaça-mentspotencialmentcontaminatsaCatalunyaelsanys2006i2007respectivament.Labioremediació,doncs,coma tecnologia efectiva per a contaminacions per hidrocarburs, podria oferir solució a un percentatge elevat de casos de contaminació.

2 2 ,7%

34 ,0 %

9 ,4 %

4 ,1 %

8 ,4%

2 ,0 %

1 ,1 %

18 ,3 %

Me ta lls p e s a n ts

O lis mine ra ls

H id ro c a r bu r s

a ro mà tic s (B TEX )

H id ro c a r bu r s

a ro mà tic s p o lic íc lic s

H id ro c a r bu r s c lo r a ts

Fen o ls

C ia n u r s

A lt re s ( r es id u s m ix te s ,

p es t ic ide s , PCB 's )

Figura II.3. Contaminants principals als emplaçaments potencialment contaminats de Catalunya. Font: dades de l’Agència de Residus de Cata-lunya(anys2006i2007).

Contaminants principals en emplaçaments potencialment

contaminats(2006)

Contaminants principals en emplaçaments potencialment

contaminats (2007)

1,0%

1,9%

8,2%

4,3%

9,6%

17,3% 22,8%

34,8%

Metalls pesants

Olis minerals

Hidrocarburs aromàtics (BTEX)

Hidrocarburs aromàtics policíclics

Hidrocarburs clorats

Fenols

Cianurs

Altres (residus mix-tos, pesticides, PCB)


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXIII

IIIPRODUCTES DERIVATS DEL PETROLI

Delpetrolisen’obtéunagrandiversitatdeproductesqueempremperaunampliventalld’usos.Elsméshabitualssón les gasolines, el querosè (i altres combustibles d’aviació), el gasoil, el fuel, els olis minerals i la creosota, per ordrecreixentdenombredecarbonis.L’ústanhabitualqueenfem,explicaperquèaquestsproductessóntambéelsméshabitualsencasosdecontaminaciódesòls.

Gasolina

Lagasolinaésuncombustibleresultantd’unamesclad’hidrocarburs iadditius.Estàconstituïdapermésde200components d’entre C4 i C12.Aquestshidrocarbursinclouenentreun40iun70%d’alcanslineals,ramificatsiciclo-alcans; concentracions variables (normalment inferiors al 10%) d’alquens i entre un 30 i un 50% d’hidrocarburs aro-màtics, entre els quals destaquen els BTEX. Com a additius s’han utilitzat alcohols, compostos de plom, brom i clor. A partir dels anys 80 la gasolina amb plom es va anar substituint per gasolina sense plom. Els compostos de plom esvaneliminar,iesvaincorporarl’ètertert-butilmetílic(MTBE)comadditiu.Acausadelapersistènciaambiental,l’elevada solubilitat i la potencial toxicitat del MTBE, recentment s’ha començat a substituir aquest producte per l’èter tert-butiletílic(ETBE).

Quanesprodueixunvessamentdegasolina,elscompostosméssolublesimòbilsdelamescla,ésadir,lafraccióaromàtica constituïda pels BTEX (benzè, toluè, etilbenzè i xilens) així com els additius oxigenats, tendeixen a lixiviar, ioriginensovintunacontaminaciódel’aiguasubterrània.Aquestsmateixoscompostosaromàticsmostrentambéunafortatendènciaavolatilitzar-se,fugintdelafasesòlida.

Querosè i combustibles d’aviació

ElquerosèésuncombustibleconstituïtperhidrocarbursdecadenesdeC8 a C17, d’entre els quals destaquen els de cadenes de C10 a C14. El querosè presenta entre un 80 i un 90% d’hidrocarburs saturats i entre un 10 i un 30% d’hidrocarburs aromàtics. Els combustibles d’aviació presenten una composició semblant, amb un rang de cadenes de carboni de C6 a C14-16.

Gasoil

Ésuncombustibleconstituïtpermésde200components,d’entreC8 i C26 amb una presència majoritària d’hidrocar-burs de cadenes de C10 a C20.Elgasoilestàconstituïtperunamesclacomplexad’alcanslineals,ramificatsicíclicsidecompostosaromàtics.Totiquepresentaalgunshidrocarbursaromàticsdedositresanells,téunapresènciadominant d’alcans lineals d’entre C10 i C25.Estractad’unproductemésdensquelesgasolinesiambméstendènciaalasorció.Consegüentment,generamenysproblemesal’aiguasubterràniaperòmésenelssòls.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXIV

Fuel

Elfuelésunafamíliadecombustiblesmoltàmplia,ambunrangdecadenesdecarboninormalmentdelsC20-25finsals C40, tot i que per a alguns fuels el rang comença amb C6.Lacomposicióésvariable,peròtotselsfuelscontenenhidrocarburssaturatsiaromàtics(incloent-hiHAP)icompostossulfuratsinitrogenatspolars.Perdiferenciar-nelespropietats, sovint es diferencia entre fuels lleugers (C10-C20) i fuels pesats (C19-C40).

Olis minerals

Els olis minerals estan constituïts per hidrocarburs de cadena de C20 a C45+, amb un contingut d’entre un 70 i un 90% d’alcansientreun10iun30%d’aromàtics.Tambéésrellevantlapresènciadecompostossulfuratsinitrogenats.D’altra banda, els olis minerals poden incorporar additius, com agents desgreixadors i bifenils policlorats (PCB).

Creosota

Finalment,lacreosotaésunproductepersistent,utilitzatcomaconservantdelafusta,constituïtperaproximada-ment un 85% d’hidrocarburs aromàtics policíclics, amb un alt contingut en fenantrè, antracè i pirè i amb un contingut inferiorenbenzo(a)pirè;perun10%decompostosfenòlicsiperun5%decompostosN-,S-iO-heterocíclics.Apro-ximadament el 50% de la creosota està formada per HAP de dos i tres anells.

Els compostos fenòlics i alguns hidrocarburs heterocíclics de la creosota presenten solubilitats altes i, per tant, es podenmobilitzaralesfasesaquosesdelsòl.D’altrabanda,elscomponentsmésvolàtils(HAPde2anells,com-postosfenòlicsiheterocíclicsdebaixpesmolecular)podenvolatilitzar-seprogressivamentidesaparèixerdelsòl.Consegüentment, el tipus de compostos presents en un sòl contaminat serà diferent en funció del temps que hagi passat des de l’episodi de contaminació. Així, mentre que un sòl amb contaminació recent presentarà compostos de diferents pesos moleculars, un sòl amb contaminació antiga s’haurà enriquit amb compostos pesats.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXV

IVAGENTSBIOESTIMULANTS

Els agents bioestimulants són productes químics que se subministren al sòl per augmentar l’activitat metabòlica dels microorganismes i optimitzar, així, la biodegradació dels contaminants. En el cas de la biodegradació d’hidro-carburs derivats del petroli —els contaminants objectiu d’aquesta guia—, a l’hora de seleccionar els agents bioesti-mulantsmésidoniscaltenirencompteque:

•Comqueelmetabolismeaeròbicdelshidrocarbursésmoltméseficientquel’anaeròbic,elsprincipalsagentsbioestimulants emprats són els que subministren oxigen.

•Ensegonlloc,comqueelshidrocarburssónmolèculesquenoméscontenencarboniihidrogen,probablementcaldrà afegir nitrogen (N) i fòsfor (P) per suplir les potencials mancances que tingui el sòl i evitar una limitació de la biodegradació per manca d’aquests nutrients.

•Finalment,encasdecontaminacióperhidrocarbursd’altpesmolecular,lasevabaixasolubilitatenaiguapotlimitar-nelabiodegradacióperfenòmensd’insolubilitatoperl’adsorcióalespartículesdelsòl,fenomenquees coneix com a manca de biodisponibilitat. En aquests casos, es poden emprar agents tensioactius, amb l’objectiudemobilitzarelscontaminantsifer-losmésbiodisponibles.

La taula IV.1presentaelsagentsbioestimulantsméshabituals,delsqualsse’ndetallenseguidamentlesprincipalscaracterístiques.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXVI

Tipus bioestimulants Exemples

Oxigenants

Dispositius d’aeració/oxigenació física

Productes químics d’alliberació ràpida

Productes químics d’alliberació lenta

NutrientsFertilitzants hidrofílics

Fertilitzants olefínics

TensioactiusTensioactius sintètics

Biotensioactius

Taula IV.1. Resum d’agents bioestimulants.

IV.1 Oxigenants

Els agents oxigenants tenen per objectiu aportar l’oxigen necessari per estimular l’activitat degradativa aeròbia. La introducció d’aquest oxigen al medi es pot fer tant per mètodes físics (introducció d’aire o gas al sòl) com químics (productes alliberadors d’oxigen).

IV.1.1 Dispositius físics

Entenem per dispositius físics els equips d’injecció o alliberació directa d’un cabal d’aire o oxigen al sòl. La utilització dedispositiusfísics,enoposicióalsalliberadorsd’origenquímic,permetexercirméscontrolsobreelsistema,ambl’objectiu que els nivells d’oxigen es mantinguin al voltant dels valors que es requereixen per a la remediació. Els dispositiusfísicspermetranquel’oxigenesdistribueixidemaneracontinuadaalmedi,obéquese’npuguimodificarel ritme d’alliberació.

Elsdispositiusmésempratssónelsbufadors(perainjecció)olesbombesdebuit(peraaspiració);tambépotem-prar-seoxigenapressió.Darrerament,s’hancomercialitzatdiversosequipsd’alliberaciód’oxigenalsòl,algunsdelsqualspresentendispositiusde transferènciaambpolímersambmicrofibreshidrofòbiquesqueproporcionenunaimmensa superfície per a la transferència de massa. IV.1.2 Productes d’alliberació d’oxigen

Com a alternativa a la injecció d’un cabal d’aire o d’oxigen, es poden utilitzar productes químics, els quals generen oxigen en reaccionar amb l’aigua. En funció de la velocitat de reacció i, per tant, de producció d’oxigen, parlem de productes d’alliberació ràpida o d’alliberació lenta.Elproducted’alliberacióràpidaméshabitualéselperòxidd’hidrogen,quepromouunaalliberacióquasi immediatad’oxigen,motiupelqualcalaplicar-lodemaneramésomenys continuada. Aquest producte presenta avantatges, com ara el baix cost i la facilitat d’aplicació diluït en aigua, la qual cosa afavoreix una millor distribució de l’oxigen a la zona contaminada. Tanmateix, s’ha d’anar en compte


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXVII

ambladosificació,jaqueaconcentracionselevadesresultatòxicperalsmicroorganismes.

Contràriament, els peròxids de calci i de magnesi alliberen oxigen lentament. Quan s’hidraten, els peròxids alliberen oxigen a l’aigua, i generen hidròxids com a subproductes, mitjançant les reaccions següents:

Elproducted’alliberaciólentaques’utilitzaambmésfreqüènciaéselperòxiddemagnesi,jaqueésmenyssolublequeelperòxiddecalci,iconsegüentmentalliberal’oxigendemaneraméslenta.

Dins dels productes químics d’alliberació lenta cal distingir entre els peròxids de calci o magnesi genèrics, i els productesbasatsenperòxidsdecalciomagnesiquehanestatregistratsipatentatsperdiferentsfirmes,iqueincor-porenaltrescompostosperaconseguirunproductefinalambmillorscaracterístiques.Elsprimerspodentenirunaeficàciapotencialmentinferiorrespectealsaltres,acausadel’absènciad’additius.S’hadetenirencompte,però,quelaincorporaciód’additiusencareixelpreufinaldelproducte,i,pertant,elsperòxidsgenèricspodenpresentarun cost inferior.

Els productes químics d’alliberació lenta es comercialitzen en pols, i presenten un pH bàsic amb valors iguals o su-periors a 10. Pel que fa al mètode d’aplicació,sil’aplicaciódelproducteésin situ es pot realitzar mitjançant rases operinjecciódirectaatravésdegaleriesd’infiltració,isiésex situ l’aplicació tindrà lloc per aplicació directa sobre el sòl contaminat, mitjançant la mescla de material amb el sòl o per reg.

2MgO2 + 2H2O 2Mg(OH)2 + O2

CaO2 + 2 H2O Ca(OH)2 + H2O2 2H2O2 O2 + 2H2

IV.2 Nutrients

El nitrogen s’aplica comunament en forma de sals d’amoni o nitrat d’amoni, les quals són fàcilment assimilables pels bacteris.Elfòsfor,consideratcomelsegonnutrientmésimportant,s’aplicaenformadesalsdefosfat(sodi,potassi,ortofosfat o polifosfat), o com a fosfat diamònic. Aquests fertilitzants comercialitzats com a sals, són els denominats fertilitzants hidrofílics.

Tambéespodenutilitzarelsfertilitzants olefínics que es comercialitzen habitualment com a líquids miscibles en aigua;lasevaaplicació,generalment,ésperpolvorització.Estractademicroemulsionsambformulacionsqueper-meten que els nutrients es dissolguin en els hidrocarburs i no en l’aigua. Moltes vegades a la formulació s’hi afegei-xentensioactiusoreductorsdeviscositatquefanque,amésdeprovocarunefectebioestimulantperaugmentarlaquantitatdenutrients,augmentitambélabiodisponibilitatdelscontaminants.Normalment,elfabricantn’aconsellala dissolució en aigua.

Pel que fa al mètode d’aplicació dels nutrients, es pot dur a terme com en el cas dels alliberadors químics d’oxigen: sil’aplicaciódelproducteésinsituespotrealitzarmitjançantrasesoperinjecciódirectaatravésdegaleriesd’infil-tració,isiésexsitul’aplicacióesrealitzadirectamentsobreelsòlcontaminat,mitjançantlamescladematerialambel sòl o per reg.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXVIII

IV.3 Tensioactius o surfactantsEls tensioactius o surfactants4sónmolèculesamfipàtiquesconstituïdesperunaparthidròfobaiunaaltrahidròfila.Laparthidròfobaestàconstituïdapercadeneshidrocarbonades,mentrequelaparthidròfilaestàconstituïdapergrupspolars de diferent naturalesa, com ara alcohols, èters, èsters, àcids, sulfats, fosfats, amines, amides, etc.

A causa de la seva estructura química, els tensioactius tendeixen a migrar cap a una superfície o una interfase. Un tensioactiudissoltenaiguaescol·locaalainterfaseentrel’aiguaielscompostosinsolublesenaquesta,iaixíredu-eixlatensiósuperficialifacilitalaformaciód’emulsionsentreambduessubstàncies.Laparthidròfilaestableixpontsd’hidrogen amb les molècules d’aigua, mentre que les parts hidròfobes estableixen interaccions entre elles. Supe-radaunacertaconcentraciódesaturació,esformenmicel·lesd’unaoduescapes(hemimicel·lesoadmicel·les);aconcentracionsencaraméselevades,uncopsuperadaladenominadaconcentraciómicel·larcrítica(CMC),télloclaformaciódemicel·les.Persobred’aquestaCMC,elsgrupshidrofòbicsdelstensioactiuspodenassociar-seisegres-tarsubstànciesambgrupsapolars,comaraelsderivatsdelpetroli,iformarmicel·lesquequedaranensuspensióal’aigua.Així,commésgransiguilaquantitatdetensioactiuafegida,méspartículesd’hidrocarburesdisgregaran,iconsegüentmentmésgranseràelgraudedispersióimobilitzaciódel’hidrocarbur.

Enfunciódelsgrupshidrofílicsquepresenten,elstensioactiuspodenclassificar-seeniònics i no iònics. Dins del primergrupespotdistingirentretensioactiusaniònics(ambmésd’ungrupcarregatnegativament),catiònics(ambmésd’ungrupcarregatpositivament)iamfòters(podenpresentartantgrupsaniònicscomcatiònics).

D’altrabanda,enfunciódelseuorigen,espodenclassificarentensioactiusquímics,produïtspersíntesiquímica,i en biotensioactius, produïts per microorganismes. Els tensioactius químics poden ser biocompatibles quan les proves de toxicitat indiquen que no són tòxics per a la biota present al sòl. Aquests tensioactius presenten diferents propietats avantatjoses, com ara característiques tensioactives no agressives, propietats accelerants de la degra-dació bacteriana de compostos hidrocarburats, baixa ecotoxicitat i alta compatibilitat ambiental. Es tracta de líquids o solucions aquoses de detergents, compostos polivalents i substàncies orgàniques que presenten la capacitat de dispersar i augmentar la solubilitat dels hidrocarburs del petroli que es trobin com a contaminants en el sòl o en l’ai-gua.AlgunsdelsmésutilitzatssónelTween20-80,Brij35-92,TritonX-100,Iveyiolisvegetals.

Els biotensioactius (menys tòxics imésbiodegradables queels tensioactius sintètics) esprodueixenenmoltscasoscomarespostadavantlabaixasolubilitatdelsn-alcansques’utilitzencomasubstratsdecreixement.Elsbi-otensioactiuspodensersintetitzatstantpermicroorganismeseucariotescomperprocariotes,iespodenclassificaren funció de la seva estructura química en glicolípids, lipopèptids i biopolímers d’alt pes molecular. D’aquests, la molèculaméscomunaassociadaaladegradaciódelpetrolisónelsglicolípids,quepresentennormalmentramnosao trehalosa com a grups hidrofílics. Els glicolípids de trehalosa són comuns del gènere Rhodococcus.Amés,undelsgrupsmésestudiatsdebiotensioactiussónelsramnolípidsdePseudomonas aeruginosa. Tanmateix, hi ha altres microorganismes capaços de sintetitzar biotensioactius, com Acinetobacter calcoaceticusRAG-1,Bacillus subtilis Suf-1,Candida lipolytica i Candida tropicalis, entre d’altres.

Tot i les característiques avantatjoses dels biotensioactius respecte als tensioactius sintètics, hi ha una manca d’es-tudissobreelsbiotensioactiusiunagrandificultatperquèpuguinseraplicatsenprojectesdebioremediacióagranescala, a causa del seu gran cost de producció. Aquest cost es podria abaratir utilitzant substrats no convencionals (sèrumdellet,residusdedestil·leria,etc.).

L’aplicació dels tensioactius al sòl es duu a terme de la mateixa manera que l’aplicació d’altres agents bioestimu-lants, i habitualment diluïts en aigua.

4Termeutilitzathabitualmentenlanomenclaturaanglesa,resultatdelacontracciódelesparaulessurface-activesubstances.


AGÈNCIA DE RESIDUS DE CATALUNYAXIX

V CASOS REALS.EXPERIÈNCIES ACATALUNYA

A continuació, s’adjunten dos casos de bioremediació de sòls desenvolupats a Catalunya sota la supervisió de l’Agència de Residus de Catalunya. El primer correspon a l’aplicació de bioventeig per a la remediació d’un sòl contaminat per olis minerals a Lliçà de Vall, i el segon, al desenvolupament d’una biopila per al tractament de sòls contaminats per creosota. Ambdós casos han estat publicats a la revista Residuos.

Durante el desmantelamiento de lasinstalaciones de una empresa dedicadaa la regeneración de aceites lubricantes,situada en Lliçà de Vall (Barcelona), seprodujo un vertido contaminante estima-do en 50 m3, de composición mayoritariaen aceites minerales, afectando a20.000 m3 de suelo en las terrazas flu-viales del río Tenes, tributario del Besòs.El elevado riesgo de transferencia delvertido del suelo al freático conllevó laaplicación inmediata de técnicas deremediación en la zona.

La intervención en el mencionadoemplazamiento fue llevada a cabo por laJunta de Residus de la Generalitat deCatalunya, que actuó como subsidiaria.Debido a la afectación de las aguas sub-terráneas de las proximidades, se proce-dió al aislamiento de las zonas colindan-tes, como actuación urgente. Despuésde realizar numerosos estudios y recibirvarias propuestas, se eligió aplicar la tec-nología del confinamiento activo, expe-riencia de la que actualmente sólo exis-ten tres ejemplos en Europa, siendo laempresa TQMA, actualmente TECNO-GEA del grupo Ecocat, la responsablede su implementación.

Después de esta primera interven-ción, se planteó una segunda fase dedescontaminación. Teniendo en cuentael tipo de contaminantes (aceites mine-rales), y una vez confinado el emplaza-

miento, la Generalitat de Catalunya plan-teó la posibilidad de aplicar la tecnologíade la biorremediación.

Es a partir de este planteamientoque surge la colaboración entre la Juntade Residus de la Generalitat de Cata-lunya, la empresa TQMA y el grupo deinvestigación del Departamento deMicrobiología de la Facultad de Biolo-gía de la Universidad de Barcelona.

Planteamiento

Determinación de las condiciones óptimas de biorremediación con bioventing en un suelo contaminado con aceites mineralesR. Martinez-García, J. Sabaté, M. Viñas, A.M. Solanas Departament de Microbiología, Facultat de Biología, Universitat de BarcelonaJ. Romanya Departament de Edafología de Farmacia, Universitat de BarcelonaR. Simoneau Serveis de Camp Experimentals de la Facultat de Biologia, Universitat de BarcelonaJ. Fons Centre Temàtic Europeu Territori i Medi Ambient, Universitat de BarcelonaG. Vidal, C. Viñolas Tecnogea (Grupo Ecocat)

Successful application of bioremediation technology to contaminated soil requires knowledge of the characteristics of the site and the parameters that affect the microbial biodegradation of pollutants. This information must be acquired in the laboratory through biotreatability assays. Here we describe the results of applyinga protocol of treatability assays to a soil contaminated with mineral oils near Barcelona. In the first phase of the protocol, microcosms of 2.5 Kg of soil were tested. The results showed higher metabolic activity of indigenous microorganisms and major depletion of total petroleum hydrocarbons (TPH).Since the most indicated bioremediation

technology was bioventing, a second phase of the protocol, closer to the real situation, was carried out with mesocosms.Lysimeters measuring 100 x 60 cm were constructed. The experimental design enabled us to evaluate the effect of supply air and the possible addition of nutrients. Results indicated effective biostimulation of microbial populations with aeration alone. Finally, a pilot assay was carried out at the site with the installation of two air injection wells and four control wells. The degree of depletion of total petroleum hydrocarbons achieved recommended use of the technology on the entire site.

Summary

SSuueellooss ccoonnttaammiinnaaddooss

La biorremediación es una tecnología basada en la utilización de los microorganismos y su potencial degradador para eliminar los contaminantesdel medio, mediante su transformación en productosinocuos como el CO2

y el H2O, suponiendo una verdadera solución,diferenciándose de otras tecnologías basadas en una solución temporal o en un posible traslado del problema a otros compartimientos ambientales (lodos, vertederos, incineración, etc.).

La biorremediación es una tecnolo-gía basada en la utilización de los micro-organismos y su potencial degradadorpara eliminar los contaminantes delmedio, mediante su transformación enproductos inocuos como el CO2 y elH2O, suponiendo una verdadera solu-ción, diferenciándose de otras tecnologí-as basadas en una solución temporal oen un posible traslado del problema aotros compartimientos ambientales(lodos, vertederos, incineración, etc.).

El coste de recuperar los ecosiste-mas contaminados es virtualmente incal-culable. Por ello, los gobiernos, lasindustrias y la sociedad han reconocidola necesidad de utilizar alternativasmenos costosas a los métodos tradicio-nales físico-químicos. En este sentido, labiotecnología de la biorremediación pre-senta la ventaja adicional de unos costesreducidos y un mínimo impacto ambien-tal, además de primar la sostenibilidad yestar orientada a la optimización derecursos.

Existen dos tipos de biorremedia-ción: la biorremediación intrínseca obioatenuación natural y la biorremedia-ción dirigida. La primera está basada enla eliminación de los contaminantes porparte de las poblaciones microbianasindígenas de forma natural. En estecaso, simplemente se debe realizar uncontrol o seguimiento del proceso dedescontaminación. Cuando hablamosde biorremediación dirigida, nos referi-mos al hecho de provocar una bioesti-mulación de las poblaciones microbia-nas, que en función de la localizacióndel tratamiento, se puede diferenciarentre biorremediación “in situ” y “exsitu”. La primera es aquella en la que eltratamiento se lleva a cabo en el mismolugar donde se encuentra el suelo con-taminado, pudiendo realizarse median-te la colocación de pozos de inyección ogalerías de infiltración. La segunda sebasa en el excavado y traslado delsuelo contaminado a una planta de tra-tamiento, donde pueden a su vez apli-carse distintas tecnologías (landfar-ming, lechos preparados, biopilas,bioreactores, etc).

En determinados casos, cuando laspoblaciones microbianas presentes en elemplazamiento no tienen la capacidadmetabólica adecuada para la eliminaciónde los contaminantes presentes, sepuede recurrir a la inoculación de micro-organismos aislados en el laboratorio.Esta estrategia recibe el nombre de bio-aumento.

Para llevar a cabo una aplicación efi-caz de la tecnología de la biorremedia-ción se deben identificar con anteriori-dad los factores específicos quecondicionan el proceso. Esta tarea deberealizarse en el laboratorio mediante losdenominados ensayos de tratabilidad.Para cada caso, es necesario realizar unestudio, lo más exhaustivo posible, quepermita en primer lugar conocer lascaracterísticas microbiológicas, edafoló-gicas y físicoquímicas del emplazamien-to, y en segundo lugar, conocer los fac-tores que pueden influenciar labiodegradación microbiana de los conta-minantes presentes.

Los ensayos de tratabilidad repre-sentan una parte muy pequeña de loscostes totales de recuperación de cual-quier emplazamiento, y sin embargo, lainformación que proporcionan es funda-mental para optimizar el proceso. Porello, es necesario no escatimar ni tiemponi recursos en esta fase del proyecto,pudiendo abaratar el coste final y lo quees más importante, aumentar las posibi-lidades de éxito.

Con anterioridad, el grupo de investi-gación desarrolló un protocolo de ensa-yos de tratabilidad basado en tres fases

(Residuos nº 59, Marzo-Abril 2001).Una primera caracterización microbioló-gica, un posterior ensayo de biodegra-dabilidad de los contaminantes presen-tes y una evaluación de aquellosparámetros que puedan condicionar, ypor lo tanto, optimizar la biodegradación.

Un primer objetivo fue aplicar esteprotocolo a los suelos del emplazamien-to contaminado en Lliçà de Vall. El con-junto de resultados obtenidos permitióestablecer que se trataba de un sueloque presentaba una flora microbianaindígena elevada, con una actividadmetabólica alta, y sin presencia de tóxi-cos que pudieran inhibir esta actividadmetabólica. Se llevaron a cabo ensayospara evaluar distintos parámetros, comola aireación, adición de nutrientes, adi-ción de inóculos exógenos, y adición defuentes de carbono fácilmente asimila-bles en microcosmos de 3 kg de suelo(Figura 1). Los resultados obtenidosmostraron una buena biodegradabilidadde los aceites minerales presentes. Apartir de una contaminación de 11.975ppm de hidrocarburos totales (TPH)determinado por cromatografía de gases(GC-FID), se alcanzaron unos descen-sos del 51% a los 3 meses (5.928 ppm),del 60% (4.713 ppm) a los 6 meses y del79% (2.518 ppm) a los 12 meses. Enestos ensayos, se puso de manifiestoque la adición de inóculos exógenos nomejoraba la biodegradación alcanzadapor los microorganismos que ya existíanen el propio emplazamiento. Los resulta-dos obtenidos con los distintos trata-mientos permitió observar que la adiciónde nutrientes (nitrógeno y fósforo) permi-tía una degradación más rápida y mayorrespecto de las no tratadas, y una res-puesta aún de mayor magnitud en lasestimuladas con glucosa.

No obstante, se decidió aplicar unatecnología de biorremediación “in situ”.Este hecho planteaba el problema deque los resultados obtenidos en losensayos de tratabilidad en microcosmosde 3 Kg eran extrapolables a una biorre-mediación “ex situ”, donde puede airear-se y adicionar distintos estimulantes con


La biotecnología de la biorremediación

Condiciones óptimas para la biorremediación:los ensayos de tratabilidad

Figura 1. Bandejas de 3 Kg de suelo (microcosmos)

Ensayos a pequeña escala: evaluación del uso de mesocosmos


mayor facilidad y no a una biorre-mediación “in situ”, donde nopuede excavarse el suelo y sumanipulación está muy limitada. Apartir de esta consideración, seplanteó realizar una tercera fase deensayos de tratabilidad que permi-tiera una mejor aproximación yextrapolación de los resultados auna intervención “in situ”.

La utilización de mesocosmosparecía adecuado, ya que podíapermitir controlar las condicionesexperimentales y la variabilidadespacial existente en el campo,pudiendo realizarse medidas másprecisas a una escala de trabajoque podía ser más equiparable a ladel campo.

Diseño de los mesocosmos

Como modelo de mesocosmosse escogió el lisímetro, construido conrecipientes cilíndricos de polietilenolineal de 1 m de altura y 0’66 m de diá-metro (Figura 2). El interior del reci-piente se forró con espuma para evitarla pérdida de las condiciones óptimasdel sistema en relación a la circulaciónde gases por efecto del borde del reci-piente (se eligió espuma negra paraevitar la entrada de luz a la muestra).Se instaló un sistema de drenaje en los5 cm inferiores, que consistió en unabase de amberlita separada del fondopor una capa de geotéxtil de polipropi-leno, y en la base del lisímetro, la colo-cación de un grifo permitió la salida delixiviados. Se establecieron tres puntosde muestreo: uno superior a 35 cm de

profundidad; uno intermedio, a 55 cm; yuno inferior a 75 cm de profundidad, a15 cm de la base de geotéxtil.

Los lisímetros se llenaron con tierraprocedente de la zona contaminada delemplazamiento correspondiente a loshorizontes comprendidos entre los 1,5 my 4 m de profundidad. Unos 3.000 kg detierra fueron extraídos y homogenizadosen el emplazamiento mediante una retro-excavadora, repartiéndose en 4 contene-dores para su transporte, siendo poste-riormente introducidos y compactados enlos lisímetros. Para favorecer la compac-tación, fue necesario humedecer la tierra,no tamizándose para mantener unapedregosidad parecida a la del campo.

Durante el proceso de llenado,se instaló en posición central untubo de PVC forrado con espu-ma para la inyección de airemediante un compresor. El tuboera ciego hasta una profundidadde 65 cm, perforado en los últi-mos 20 cm. A las tres profundi-dades de muestreo se instalaronsistemas de toma de muestrasdel aire de la atmósfera del sueloy sensores fijos de humedad(TDR) y de potencial redox (sen-sores de platino). El aspecto finalde los lisímetros puede observar-se en la Figura 3.

El planteamiento inicial del ensa-yo suponía utilizar 6 lisímetrospara experimentar la influenciade la aireación y la adición denutrientes, y 3 lisímetros de con-

trol, sin inyección de aire ni adiciónde nutrientes. Lamentablemente no

se pudo obtener suficiente tierra para 9lisímetros, llenándose finalmente 7 lisí-metros, 6 experimentales y uno corres-pondiente al control. A los lisímetros 4, 5y 6 se aplicaron nutrientes, mientras queen los 3 restantes (lisímetros 1, 2 y 3) seañadió únicamente agua desionizada. Enla figura 4 ,puede observarse el diseñoexperimental (3+3+1) en funcionamiento.

Durante el ensayo, se tomaronmuestras de tierra al 1, 2, 3 y 7 meses alas tres profundidades. Para cada pro-fundidad se tomaron tres muestras. Delas muestras de tierra se determinó laconcentración de contaminantes, elnúmero de microorganismos y la con-centración de nutrientes (N. P y S). La

Figura 2. Esquema de los lisímetros y localización de los sensores

Figura 3. Aspecto final de los lisímetros. Se puedeobservar la parte posterior, utilizada para la instalaciónde las sondas (a), y la parte frontal reservada para elmuestreo. En la parte superior se encuentran los dispo-sitivos de extracción de aire (b) y el tubo de entrada deaire (c), aún no conectado a la bomba. En la parte infe-rior se sitúa el grifo de drenaje (d).

Figura 4. Diseño experimental (lisímetros)


concentración de contaminantes se rea-lizó mediante la determinación de hidro-carburos totales (TPH) por cromatogra-fía de gases (GC-FID), mientras que elnúmero de microorganismos se estimópor la técnica del número más probable(NMP), mediante el crecimiento en pla-cas de “microtiter”, después de 15 díasde incubación en diferentes medios decultivo, ya fuera en caldo triptosa de soja(TSB), para las poblaciones microbianasheterótrofas o degradadoras de la mate-ria orgánica en general y en mediomineral con n-hexadecano como únicafuente de carbono y energía, para laspoblaciones degradadoras de hidrocar-buros. También se extrajeron gasespara la determinación de la concentra-ción de O2 y CO2. Los lisímetros se ins-talaron resguardados de la lluvia, encondiciones donde los cambios estacio-nales de temperatura fueran reducidos,tal y como ocurre en los suelos a ciertaprofundidad. Esta situación permitiócontrolar la humedad de la tierra confacilidad.

Humedad

Las condiciones óptimas de hume-dad, que se aplicaron a los lisímetros, sedeterminaron en microcosmos de 50 gde tierra fertilizada con N y P en lamisma proporción molar que la aplicadaen los lisímetros, ajustada a diferentesporcentajes de la capacidad de campo(20, 40 y 60%). La capacidad de campodetermina la cantidad máxima de aguaque puede retener un suelo. Los resulta-dos obtenidos (Tabla 1) pusieron demanifiesto que al 40% de la capacidadde campo, se alcanzó un porcentaje debiodegradación de TPH del 35’9% en 30días. Este porcentaje fue parecido alobtenido al 60% de la capacidad decampo, que fue de un 38’8% en elmismo tiempo de incubación. Es impor-tante resaltar que el descenso de lahumedad hasta el 20% de la capacidadde campo supuso una inactividad de laspoblaciones microbianas, ya que el nivelde TPH no presentó ninguna disminu-ción destacable, en comparación con elcontrol. Es sabido que valores insuficien-tes de humedad pueden reducir el meta-bolismo bacteriano, la movilidad micro-biana a través del suelo, así comoproducir una reducción en el transporte

de nutrientes y de contaminantes.Mediante este ensayo, se evidenció unaóptima biodegradación en el intervalodel 40% al 60% de la capacidad decampo, dentro del cual se ajustaron loslisímetros.

Aireación

El régimen de aireación se estable-ció a partir de la información que nosproporcionó el potencial redox y las con-centraciones de O2 y CO2 obtenidas enlas respirometrías realizadas.

Después de inyectar aire durante 6horas seguidas, en el momento de inte-rrumpir la inyección (tiempo 0), el poten-cial redox era bastante similar en todoslos niveles y en todos los lisímetros,situándose por encima de los 400mV,siendo un valor propio de los suelos bienaireados. Como comportamiento gene-ralizado, el potencial redox tendió haciacero con el paso de las horas, siendomayor el descenso cuanto más profundaera la muestra del lisímetro, llegando avalores por debajo de 0 mV a 55 y 75 cm

Tratamiento

Control 0d

Control 30d

MOE ± s.d.(mg·Kg -1)

21953±454

20124±2914

18914±98

17697±1166

TPH ± s.d.(mg·Kg -1)

%Biodegradación

0

6,4

20% 30d

40% 30d

60% 30d

21465±1077

15681±646

14759±562

17600±1533

12119±352

11569±700

6,9

35,9

38,8

Parámetro

Tabla 1. Concentración de TPH, MOE, y % de biodegradación, a 0 y 30 días de tratamiento, ensayado adiferentes humedades (20%, 40% y 60% de la capacidad de campo)

Figura 5. Evolución del potencial redox (mV) en los lisímetros profundidades, después de inyectar aire durante 6 horas (tiempo 0)

Como modelo de mesocosmos,se escogió el lisímetro, construido con recipientes cilíndricos de polietileno lineal de 1 m de altura y 0’66 m de diámetro

(figura 5), entre las 20 y las 75 horas.Valores cercanos a 0 mV correspondena concentraciones de oxígeno muybajas (cercanas a 50 ml O2 /l).

En la representación gráfica de larespirometría (figura 6), puede obser-varse la actividad respirométrica de laspoblaciones microbianas después de 6horas de aireación, tras haber alcanzadovalores de saturación de oxígeno. Sedeterminó el consumo de O2 y la pro-ducción de CO2, existiendo una buenacorrelación en todos los casos. Estecomportamiento fue indicativo de unaactividad metabólica muy activa porparte de las poblaciones microbianaspresentes. Los resultados obtenidostambién mostraron que, en algunos

largo de la descomposición, el carbonoorgánico disminuye a mayor velocidadque el nitrógeno, de manera que, ensuelos no contaminados, la relación car-bono nitrógeno suele estar por debajo de10. El carbono es necesario como mate-rial estructural y como fuente de energía.Sin embargo, además de carbono,hidrógeno y oxígeno, las células micro-bianas necesitan macronutrientes comonitrógeno (N), fósforo (P), calcio, magne-sio, hierro, así como micronutrientescomo cobalto, níquel y boro. Normal-mente, en medios contaminados conhidrocarburos, la biodegradación micro-biana está limitada por la baja disponibi-lidad en el medio de nitrógeno y fósforo,debido al gran porcentaje de carbono ehidrógeno asimilables, aportados por lacontaminación en hidrocarburos.

La cantidad de nutrientes a añadir seestablece a partir de las proporciones deC, N y P, mediante el ajuste del N y P,que se requiere respecto a la cantidadde C orgánico en el suelo contaminado.Para conocer las proporciones de C:N:Pmás adecuadas, se deben tener encuenta la composición celular microbia-na, para los elementos C:N:P, y el rendi-miento celular de los microorganismoscreciendo sobre hidrocarburos. Tenien-do en cuenta estos parámetros, se apli-caron nitrógeno (NH4NO3) y fósforo(K2HPO4), en las proporciones molaresde 300:10:1 en dos riegos.

La humedad gravimétrica mostróuna leve tendencia a la disminución a lolargo del tiempo, principalmente en lasmuestras de mayor profundidad (55 y 75cm), siendo óptima durante todo el perio-do de estudio en todos los lisímetros.

El potencial redox mostró una aire-ación eficaz en todos los niveles, sien-do el más superficial (35 cm) el mejoraireado.

Al inicio del experimento la relacióncarbono/nitrógeno de la tierra contamina-da era de 46.8. Este valor es extremada-mente alto para un suelo y lo sería toda-vía más para un horizonte profundo. Estasituación nos indica la presencia de un

casos, 10 horas pueden suponer un des-censo de oxígeno a concentraciones pordebajo del 5%, valor no recomendablepara una buena actividad respiratoriaaeróbica.

Teniendo en cuenta los datos ante-riores, se estableció un régimen de aire-ación de 10 horas por día, con intervalossin aireación que no duraran más de 4horas, con los objetivos de maximizar laaireación y evitar pérdidas de contami-nantes hacia la atmósfera.

Nutrientes

En condiciones naturales, la activi-dad microbiana del suelo está limitadapor la disponibilidad de C orgánico. A lo


Figura 6. Respirometrías realizadas en los lisímetros al inicio del experimento

Figura 7. Nitrógeno mineral soluble en los lisímetros fertilizados y no fertilizados en los cuatro muestreos y en las tres profundidades estudiadas. Las flechas indican el momento del segundo riego.

Evolución de las condiciones ambientales

aporte externo de C procedente de losaceites minerales que resultará en undéficit de N en el suelo. El contenido totalde N del suelo al principio del experimen-to fue de 480 mg N kg-1 aunque convieneconsiderar que una parte importante noes utilizable por los microorganismos.Las cantidades de NO3

- estaban pordebajo del límite de detección del métodoy las cantidades de NH4

+ alrededor de20_g.g-1. A partir de la relación molar ópti-ma (300:10 C: N) se estimó que haríanfalta unos 410 mg N kg-1 de suelo paracompensar el exceso de C.

Como era de esperar, a lo largo delexperimento, el nitrógeno mineral fuemayor en los lisímetros fertilizados sibien el aumento fue mucho mayor a 35cm que en las capas de suelo más pro-fundas (Figura 7). Las diferencias ennitrógeno mineral entre lisímetros fertili-zados y no fertilizados se deben sobretodo al contenido en nitratos. A pesar dela gran movilidad del ión nitrato se obser-vó una disminución de nitratos en pro-fundidad que se acentuó con el tiempo.Por otra parte, cabe destacar que la con-centración de nitratos en los lisímetrosno fertilizados fue muy baja durante todoel experimento. A partir de estos datos,sugerimos que las necesidades de nitró-geno de las poblaciones microbianastuvieron que ser satisfechas por transfor-maciones del nitrógeno total (amonifica-ción, nitrificación) a formas asimilablespor parte de los propios microorganis-mos y por fijación de nitrógeno.

El fósforo no mostró una mayor dis-ponibilidad en los lisímetros fertiliza-dos, debido en parte a su baja solubili-dad y movilidad. Este hecho plantea ladificultad de aplicar P en los procesosde descontaminación de los horizontessubsuperficiales del suelo.

La inyección de aire supuso unaestimulación importante en el creci-miento de las poblaciones microbianasen general (figura 8). En todos los tra-tamientos, se observó un mayoraumento de los microorganismosdegradadores de hidrocarburos, en

de ambas poblaciones, especialmenteen el nivel de los 35 cm. Un fenómeno adestacar es que, mientras en los lisíme-tros no fertilizados las poblacionesmicrobianas presentan una tendencia air disminuyendo a partir de los dosmeses, especialmente los degradadoresde hidrocarburos; en los lisímetros fertili-zados, ambas poblaciones tienden amantenerse.

El efecto de la aireación en la degra-dación de los contaminantes fue espec-tacular en los tres primeros meses. En lafigura 9, puede observarse la cinéticade desaparición de TPH en los dos tra-tamientos realizados. La mayor eficien-cia en la biodegradación se presentó enlos niveles más superficiales (35 cm),tanto en los lisímetros aireados (33,2%de biodegradación) como en los airea-dos y fertilizados (36,5%). Probablemen-te, la proximidad de la atmósfera repre-sentó una aireación adicional. Habiendopartido de una contaminación de alrede-dor de 12.000 ppm de TPH, los trata-mientos permiten alcanzar valores queoscilan entre 6.500-9.000 ppm en tresmeses.

relación con la población heterótrofatotal. Esto supuso que la poblaciónheterótrofa se enriqueció en microorga-nismos degradadores de hidrocarbu-ros, llegando a valores alrededor de 107

microorg·g-1, partiendo inicialmente de104 microorg·g-1 en el caso de losdegradadores y de 106 microorg·g-1 enel caso de la población heterótrofa.

En los lisímetros fertilizados, sealcanzaron valores absolutos superiores


Estimulación de las poblaciones microbianas y descenso de la contaminación

Figura 8. Evolución de la población heterótrofa y degradadora de hidrocarburos (microorg.·g-1 suelo), por el método del número más probable, en las diferentes profundidades muestreadas en los lisímetros (● 35 cm; ❍ 55 cm; ❑ 75 cm) agrupados en tratamientos.

La humedad gravimétrica mostró una leve tendencia a la disminución a lo largo del tiempo, principalmenteen las muestras de mayor profundidad (55 y 75 cm), siendo óptima durante todo el periodo de estudio en todos los lisímetros.

Existe un comportamiento diferenciala resaltar entre los lisímetros que sólohan recibido aire de los que han recibidoaire y nutrientes. En los lisímetros airea-dos, se observa un fuerte descensodurante los tres primeros meses, segui-do de un estancamiento. Este comporta-miento sería el que se denomina cinéti-ca de palo de hockey. Sin embargo, enlos lisímetros fertilizados, el descensoobservado durante los tres primeros

factorios, se decidió llevar a cabo unaexperiencia piloto en el propio emplaza-miento. Teniendo en cuenta la escasadiferencia entre los lisímetros fertilizadosy no fertilizados así como la dificultadque puede presentar la adición denutrientes en el campo, se decidió ensa-yar una biorremediación basada en un“bioventing” sin adición de nutrientes.

Para llevar a cabo el ensayo pilotoen el emplazamiento de Clipper Oil, seinstalaron dos pozos de aireación, dis-tantes 15 m, y a una profundidad máxi-ma de 2,80 m (Figura 10), ligeramentepor encima del nivel freático que no fueobjeto de remediación. Los objetivosparticulares de esta fase piloto fueron:(a) observar el transporte de gases en elsubsuelo, (b) evaluar la actividad biológi-ca existente, (c) determinar la degrada-ción de los contaminantes en la zonavadosa, y (d) valorar la validez del dise-ño aplicado para su posterior implanta-ción a la totalidad del terreno contamina-do. La zona en que se desarrolló esteensayo piloto se localiza alrededor delpunto de mayor contaminación de acei-tes minerales detectada en el emplaza-miento, zona de la cual también se obtu-vo el material necesario para laspruebas en mesocosmos.

El diseño piloto contempló la aplica-ción continua de aire atmosférico, a uncaudal medio de 25 m3/h/pozo. Única-mente se paró el sistema en 4 ocasio-nes (5 días cada una) para la determi-nación de las tasas de actividadmetabólica (respirometrías). La deter-minación del radio de influencia (12 m)validó la distancia de los pozos. Elseguimiento periódico se realizó a partirde 10 sondas de gas situadas a profun-didades distintas y a distancias distintasen los denominados pozos de control.Tres sondas, a 1, 2 y 3 m de profundi-dad, se colocaron en el pozo PM0 situa-do entre los dos pozos de aireación, esdecir a 7.5 m de ambos. Otras 3 fueroncolocadas en otro pozo de control(PM3), situado a 3 m de uno de lospozos de aireación, dos a 6 m (PM6) ydos a 9 m (PM9) (Fig 11). El diseño fueel de aireación sin adición de nutrientes

meses no es tan acusado pero, entre los3 y 7 meses, la contaminación siguedescendiendo. Este resultado concuer-da con la presencia de unas poblacionesmicrobianas más elevadas al final delensayo, en los lisímetros fertilizados(Figura 8).

Dado que los valores de biodegrada-ción alcanzados durante los 7 meses detratamiento se consideraron muy satis-


Figura 9. Evolución de la concentración de TPH (mg.·Kg-1), en las diferentes profundidades muestreadas en los lisímetros (● 35 cm; ❍ 55 cm; ❑ 75 cm) agrupados en tratamientos.

Ensayo piloto de un “bioventing”

Figura 10. Situación de los pozos de inyección de aire y de los pozos de control en el emplazamiento

ni riego, por lo que la única entradaexterna de agua era aportada por laslluvias, puesto que la variación del freá-tico en el espacio confinado es muyreducida. El sistema se mantuvo opera-tivo durante 7 meses. Al inicio y finaliza-ción del tratamiento se obtuvieronmuestras de suelo mediante sondeopara su posterior análisis en contenidoen aceites, humedad, nutrientes ypoblaciones microbianas en laboratorio.

Las determinaciones iniciales mos-traron un suelo con un contenido bajoen nutrientes pero con indicios eviden-tes de una gran actividad biológica y unnivel de humedad óptimo (de acuerdo alas experimentaciones en laboratorio).Las concentraciones iniciales de conta-minantes, determinado como hidrocar-buros totales (TPH), variaban entre las1.500 y las 18.500 ppm en las zonascorrespondientes a los pozos PM0 yPM3, correspondiendo los valores máselevados a la zona del pozo PM0. Lasmuestras de los pozos PM6 y PM9mostraron niveles de contaminaciónmás bajos.

Durante los 7 meses de tratamien-to, se monitorizaron las concentracio-nes de gases del subsuelo a través delas sondas de gas unidas a un medidorde biogas, tanto en condiciones deaireación continua como en ausenciade aireación (bajo la cual se realizaronlas respirometrías, indicativas de laactividad biológica).

concentraciones de oxígeno disminuye-ron rápidamente (2 a 5 días), siempreacompañadas por un aumento en losniveles de CO2 en todos los puntos demuestreo de gas. Este comportamientoes indicativo de la presencia de actividadmetabólica microbiana que consumeoxígeno y produce dióxido de carbono, amedida que realiza la degradación de loscompuestos orgánicos. En algún casode fuerte consumo de oxígeno, se detec-tó metano (CH4).

Es importante resaltar que las mayo-res tasas de consumo de O2 y de pro-

En condiciones de aireación conti-nua, las lecturas de gas indicaron siem-pre una presencia de oxígeno por enci-ma del 5% y, por tanto, superiores a losvalores encontrados al inicio del trata-miento, cuando la actividad degradativabasal había consumido el poco oxígenodel subsuelo, especialmente a las pro-fundidades de 2 y 3 m (Fig. 12). Estosvalores confirmaron la capacidad del sis-tema para aportar oxígeno al medio deforma eficiente.

Bajo condiciones de paro de la aire-ación (realización de respirometrías), las


Figura 11. Esquema del perfil de colocación de los pozos de inyección (sombreados) y situación de las sondas de control (PM0, PM3, PM6 y PM9).

Figura 12. Perfil inicial de gases en el subsuelo

Para llevar a cabo el ensayo piloto en el emplazamiento de Clipper Oil, se instalaron dos pozos de aireación, distantes 15 m, y a unaprofundidad máxima de 2,80 m, ligeramente por encima del nivel freático, que no fue objeto de remediación

ducción de CO2 (Fig 13) se observaronen las zonas de mayor contaminación(PM0 y PM3). Asimismo, se observa unamenor producción de CO2 al inicio deltratamiento, un fuerte aumento a los 3meses y una tendencia de nuevo a labaja hacia el final del tratamiento, lo cualpuede correlacionarse con una estimula-ción de la actividad microbiana, graciasa la aireación (la primera respirometríase realizó con sólo 24 h de aireación, lasegunda después de 3 meses y la últimaa los 7 meses) y una leve reducción dela actividad metabólica degradativa amedida que desaparecen los contami-nantes más fácilmente asimilables porlas poblaciones microbianas, y se acu-mulan las fracciones más pesadas ymenos biodegradables.

Esta correlación observada permitepensar en el uso de las concentracio-nes de CO2 como indicativo (indirecto)de presencia o ausencia de contami-

aceites minerales), objetivo principaldel tratamiento, se siguió mediante laobtención de dos tomas de muestrasde suelo, al inicio y final del tratamien-to. De las distintas muestras (16), sedeterminó el contenido en hidrocarbu-ros totales (TPH). Los resultados mos-traron unas reducciones del orden del90% en la mayoría de los casos,situando los niveles post-tratamientopor debajo de las 1.000 ppm, a excep-ción de 3 muestras que presentabanvalores de 2.000 ppm. Estas muestrascorresponden a los de mayor contami-nación inicial. De los 16 puntos inicia-les, 11 reducen la contaminación pordebajo de las 500 ppm, indicando asíque el bioventing puede reducir la con-centración hasta un orden del centenarde ppm.

Debido a la inyección de aire, partede la contaminación pudo haber sido eli-minada mediante volatilización, princi-palmente en las zonas colindantes a lospozos de aireación. Para evaluar esteefecto, se determinaron las concentra-ciones de volátiles en el subsuelo en dis-tintos puntos y momentos del tratamien-to, y se realizó una evaluación teórica dela fracción volatilizada frente a la fraccióndegradada. Los resultados estiman quela proporción obtenida en Clipper Oil esde 1:10 (1 fracción volatilizada por cada10 degradadas). Así, el proceso domi-nante en el tratamiento fue la degrada-ción, lo cual también era de esperar altratarse de aceites minerales.

Con todo, se concluye que el diseñoy tratamiento empleados han sido efi-cientes y válidos en todo momento, per-mitiendo el aporte de oxígeno necesariopara estimular la actividad microbiana, yconsiguiendo con ello elevadas reduc-ciones de la contaminación. La aplica-ción es pues escalable a todo el empla-zamiento.

1. Biodegradation and Bioremedia-tion. (1999). M. Alexander. San Diego,CA: Academic Press.

2. Biotechnology, vol. 11, Environ-mental Processes II. Soil Descontamina-tion (2000). H.J. Rehm. Wiley-VCH.

nantes en el subsuelo, complementan-do así los resultados de los sondeos yanálisis químicos. De esta forma,puede anticiparse la finalización del tra-tamiento y optimizar la realización delos sondeos, mucho más costosos.

Además del control respirométrico,se cuantificaron las poblaciones micro-bianas existentes en las muestras desuelo al inicio y al final del tratamiento.Los resultados mostraron la existenciainicial de poblaciones microbianasdegradadoras de hidrocarburos, y elaumento de dichas poblaciones comorespuesta a la bioestimulación que sepersigue con el aporte forzado de aire.Hay que destacar que los niveles másaltos de poblaciones microbianas encon-trados se correspondían con los que pre-sentaban mayor contaminación.

La reducción de la contaminaciónpor hidrocarburos (mayoritariamente

Bibliografía


Figura 13. Tasas de consumo de oxígeno y producción de CO2 en los 10 puntos de muestreo durante 3 resprometrías

%C

O2/

h

PM0 PM3 PM6 PM9

PM0 PM3 PM6 PM9

38 RESIDUOS 103

DESCONTAMINACIÓN DE SUELOS

SummaryAn in situ bioremediation pilot test of creosote

contaminated soil was carried out using

dynamic biopile technology. Over the 180

days of treatment, the eubacterial community,

the number of heterotrophs and polycyclic

aromatic hydrocarbon (PAH) degraders were

monitored, as well as the concentration of 3,

4, 5-ringed PAHs. In addition, the Microtox

assay was used to evaluate acute toxicity. In

the treatability assays, carried out previously

in the laboratory, it was noted that the most

effective treatment was based on good

aeration, maintenance of optimal humidity and

no added nutrients.

A 12 m2 x 0.50 m-high biopile covered

with a gas-permeable plastic cover was built.

During the process it was turned every 2 or

3 weeks to keep the oxygen levels above 5%.

The results revealed high reproducibility similar

to that obtained in the laboratory. The 2 and

3-ringed PAHs were completely degraded by

indigenous bacterial flora. The 4-ringed PAHs

were significantly degraded, and the kinetics of

decline as well as the high microbial population

of HAPs degraders apparent at the end of

the process indicated that a further decline

would take place. The 5-ringed PAHs revealed

only a slight decrease due to their proven

recalcitrance and lower bioavailability.

From the results of this work it is evident

that the absolute values of the concentrations

of PAWs cannot be the only criterion

taken for establishing the level of risk of

soil contamination. Other factors such as

bioavailability and toxicity should be taken into

greater consideration.

Resumen

Se realizó un ensayo piloto de biorremediación in situ de

suelos contaminados por creosotas mediante el uso de la

tecnología de la biopila dinámica. Durante los 180 días de

tratamiento se observó la población microbiana heterótrofa

y degradadora de hidrocarburos aromáticos policíclicos

(HAP), así como la concentración de HAP de 3, 4 y 5 anillos.

Además, se evaluó la toxicidad aguda mediante el ensayo

de Microtox. En los ensayos de tratabilidad, desarrollados

previamente en el laboratorio, se demostró que el mejor

tratamiento fue el basado en una buena aireación, el

mantenimiento de una humedad óptima y sin la adición de

nutrientes.

Se instaló una biopila de 12 m2 x 0,50 metros de alto

cubierta por un plástico permeable a los gases. Durante el

proceso, se volteó cada dos o tres semanas para mantener

los valores de oxígeno por encima del 5%. Los resultados

relevaron una gran reproducibilidad similar a los resultados

obtenidos en el laboratorio. Los HAP de 2 y 3 anillos fueron

completamente degradados por las poblaciones microbianas.

Los HAP de 4 anillos presentaron una importante

degradación, y tanto la cinética de disminución como la

presencia de una elevada población degradadora al final del

proceso fueron indicativos de que la biodegradación podía

continuar. Los HAP de 5 anillos presentaron una degradación

leve debido a su baja y recalcitrante biodisponibilidad.

Los resultados de este trabajo demuestran que los

valores absolutos de las concentraciones de los HAP no

pueden ser el único criterio para establecer el nivel de riesgo

de contaminación de un suelo. Otros factores, como la

biodisponibilidad y la toxicidad pueden ser muy importantes

y deberían tomarse en consideración.

Ensayo piloto de biorremediación por la tecnología de la biopila dinámica para la descontaminación de suelos contaminados por creosotas provenientes de las actividades dedicadas a la preparación de la madera

Elisenda Realp

Josep Antón Doménech

Agència de Residus de CatalunyaDepartament de Gestió

Ricard Martinez-García

Carlos Restrepo

EcocatDepartamento de Suelos

Salvador Lladó

Marc Viñas

Anna Maria Solanas

Universidad de Barcelona.Facultad de BiologíaDepartamento de Microbiología

39Marzo–Abril 2008

PLANTEAMIENTO

En un emplazamiento de creosotado de maderas, se llevó a cabo un ensayo piloto de aplicación de la tecnología de la bio-rremediación, mediante la estrategia de biopila dinámica. Las condiciones de bioestimulación que se aplicaron fueron las que se mostraron como óptimas en los ensayos de tratabilidad realiza-dos a nivel de laboratorio por el Departamento de Microbiología de la Universidad de Barcelona.

La creosotaLa creosota es un producto líquido viscoso de textura aceitosa, utilizado para la conservación de la madera que habitualmente se emplea en el tratamiento de traviesas de ferrocarril, en postes de la red de telefonía y de transmisión de energía eléctrica y en cercados o puentes.

Se obtiene fundamentalmente por procesos de destilación entre 200 y 400 °C de alquitranes procedentes de la combustión (900-1.200 °C) de carbones grasos (hulla). Su composición química es compleja, estando formada por 150-200 compo-nentes químicos diferentes, de los cuales un 85% son hidrocar-buros aromáticos policíclicos (HAP) de origen pirolítico de 2 hasta 5 anillos aromáticos (tabla 1); un 10% son compuestos fenólicos y un 5% son compuestos heterocíclicos (N-, S-, y O-). Asimismo, es importante destacar que más del 50% de la composición de la creosota está representado por HAP de dos y tres anillos, y que además, los HAP, al ser mayoritariamente de origen pirolítico, están mayormente representados por HAP no alquilados.

Las propiedades fisicoquímicas de los diferentes componentes de la creosota condicionan su destino ambiental. De esta forma, los compuestos fenólicos y algunos hidrocarburos heterocíclicos presentan elevadas solubilidades (3 a 4 órdenes de magnitud superiores a los HAP de 3 o más anillos) y por lo tanto pueden

ser movilizados en las fases acuosas del suelo y, en consecuencia, pueden afectar a sistemas acuáticos colindantes al suelo conta-minado (superficial o subterráneo). Asimismo, los componentes más volátiles (HAP de 2 anillos, compuestos fenólicos y hetero-ciclos de bajo peso molecular) pueden disminuir paulatinamente del suelo pasando a la atmósfera.

En consecuencia, los compuestos presentes en suelos contami-nados con creosota pueden ser diferentes en función del tiempo transcurrido desde el episodio de contaminación. Así, un suelo con contaminación reciente de creosota se caracteriza por pre-sentar compuestos contaminantes parecidos a los descritos en la tabla 1, mientras que un suelo con contaminación remota (meses-años) puede presentar una mayor proporción relativa de HAP pesados (de tres o más anillos) y una menor proporción de compuestos fenólicos e hidrocarburos heterocíclicos.

La toxicidad y mutagenicidad intrínseca de los componentes que forman la creosota obligó a la Unión Europea a redactar una Directiva Comunitaria en el año 2001 (2001/90/CE),

donde se prohibió el uso de maderas tratadas con creosota en cualquier tipo de obra que estuviera en contacto directo con la población. Solamente se permitió la aplicación de creosota, con unas concentraciones de benzo(a)pireno y fenol inferiores a 50 y 30.000 mg kg-1, en traviesas de ferrocarril, postes eléc-tricos y de telecomunicaciones, cercados y en puertos y vías navegables.

BIOTECNOLOGÍA DE LA BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS POR HIDROCARBUROS

La biorremediación es el proceso que se basa en la utilización de sistemas biológicos para eliminar o producir rupturas o cambios moleculares de tóxicos, contaminantes y sustancias de importancia ambiental en suelos, aguas y aire, generando com-puestos de menor o ningún impacto ambiental. Estas degrada-ciones o cambios ocurren usualmente en la naturaleza (en ese caso se denomina “atenuación natural”), aunque la velocidad de tales cambios suele ser excesivamente baja. Mediante una

Tabla 1 Hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP) predominantes en la creosota

HAP

Naftaleno

2-metilnaftaleno

Fenantreno

Antraceno

1-metilnaftaleno

Bifenil

Fluoreno

2,3-dimetil naftaleno

2,6- dimetilnaftaleno

Acenafteno

Fluoranteno

Pireno

Criseno

Antraquinona

2-metilantraceno

2,3-benzo(b)fluoreno

Benzo(a)pireno

PM* Proporción** Solubilidad (mg l-1)***

128 13% 31,7

142 13% 25,4

178 13% 1,3

178 13% 0,07

142 8% 28,5

154 8% 7,5

166 8% 2,0

156 4% 3,0

156 4% 2,0

154 4% 3,9

202 4% 0,26

202 2% 0,14

228 2% 0,002

208 1% ND

192 1% 0,04

216 1% 0,002

252 1% 0,003

* PM: Peso molecular

** Proporción respecto a los HAP totales

*** Solubilidad en agua a 25 °C

UN SUELO CON CONTAMINACIÓN REMOTA (MESES-AÑOS) PUEDE PRESENTAR UNA MAYOR PROPORCIÓN RELATIVA DE HAP PESADOS.

40 RESIDUOS 103


adecuada manipulación, estos sistemas biológicos pueden ser optimizados para aumentar la velocidad de cambio o degra-dación. Al convertir el contaminante en un producto inocuo, la biorremediación supone una solución definitiva al problema pues no genera un residuo final como puede ocurrir en otro tipo de tratamientos. Además, supone una ventaja por su bajo coste. Los microorganismos son los principales responsables de la degradación de hidrocarburos en los ecosistemas acuáticos y terrestres. La optimización de la biodegradación microbiana es la base para las distintas tecnologías de biorremediación, el uso de las cuales ha sido efectivo y descrito en diferentes estudios en el tratamiento de suelos contaminados por hidrocarburos (Alexander, 1999).

Nuestro país dispone de una reciente legislación en materia de suelos contaminados (R.D. 9/2005), en la que se priorizan las técnicas de remediación in situ que eviten el traslado de tierras a depósitos controlados. Es de esperar que después de superar las etapas de caracterización y evaluación de riesgos, la tecnología de la biorremediación cobre una mayor importancia. Actualmente, estas tecnologías representan solo un 2-3%, por lo que indiscutiblemente se deben ver ampliadas en un futuro próximo.

Cuando se llevan a cabo acciones encaminadas al aumento del número y de la actividad metabólica de las poblaciones microbianas existentes en el propio emplazamiento hablamos de bioestimulación, mientras que si introducimos cepas o con-sorcios microbianos obtenidos en el laboratorio hablamos de biorrefuerzo.

En emplazamientos contaminados por hidrocarburos, espe-cialmente en zonas con exposición larga a los contaminantes, la población microbiana indígena, habitualmente, responde de forma favorable a estrategias de bioestimulación, multiplicándose y metabolizando el residuo de interés. Sin embargo, en otros casos, cuando la población microbiana degradadora de hidrocar-buros es baja, el biorrefuerzo puede ser beneficioso.

Si bien una de las limitaciones de la técnica es que el tiempo para conseguir una biodegradación aceptable, de acuerdo a las normativas, de determinados hidrocarburos puede ser en algunos casos excesivamente largo, en la actualidad diversos grupos de investigación están intentando disminuir el tiempo del proceso mediante ensayos basados en un mejor conocimiento de las poblaciones microbianas implicadas, de mejora de la biodis-

ponibilidad o mediante la utilización de microorganismos con mayores capacidades catabólicas.

La típica cinética de eliminación de los contaminantes en un proceso de biorremediación sigue la denominada cinética de palo de “hockey”. Una fase inicial de descenso muy rápido seguido de una etapa de ralentización debido al enriquecimiento del suelo en componentes más recalcitrantes o por una disminución de la biodisponibilidad de los contaminantes.

FACTORES QUE AFECTAN A LA BIORREMEDIACIÓN EN SUELOS

La biorremediación es un proceso complejo y su éxito, tanto cualitativo como cuantitativo, se puede ver condicionado por las condiciones ambientales, por la naturaleza del propio contami-nante o por las poblaciones microbianas implicadas.

Condiciones ambientalesSi la eliminación de los contaminantes es consecuencia del meta-bolismo de los microorganismos presentes en el suelo, como sucede con cualquier proceso metabólico, estará condicionado por las condiciones ambientales de la zona donde se encuen-tren.

En el caso de los hidrocarburos, la degradación aeróbica es la ruta más favorable de degradación. Aunque se han descrito degradaciones anaerobias, el principal proceso para eliminarlos es la respiración aeróbica de los microorganismos implicados (Van Hamme et ál., 2003). La tasa de degradación es directamente proporcional a la disponibilidad de oxígeno, ya que es utilizado como aceptor final de electrones y también como sustrato en las

Figura 1 visión panorámica y detallada de los acopios de troncos tratados con creosota durante el proceso de secado

Figura 2 perfil cromatográfico (GC-FID) del extracto de TPH del suelo

IS

Actf

FI

FeA

SIS

FoPy

B(a)

A

Cry

B(b+

k)Fo

B(a)

Py

IS: estándar internoSIS: estándar interno surrogateAcft: acenaftenoFl: fluorenoFe: fenantrenoA: antracenoFo: fluorantenoPy: pirenoB(a)A: benzo(a)antracenoCry: crisenoB(b+k)Fo: benzo(b)fluoranteno y benzo(k)fluorantenoB(a)Py: benzo(a)pireno


TECNOLOGÍA DE LA BIOPILA DINÁMICA PARA LA DESCONTAMINACIÓN DE SUELOS

reacciones catalizadas por las oxigenasas, enzimas implicadas en la ruta aeróbica bacteriana de degradación de los hidrocarburos. En el suelo, el oxígeno suele ser un factor limitante. En la zona no saturada, los suelos arcillosos presentan una mayor resisten-cia a la difusión de oxígeno que los más arenosos, y en la zona saturada, encontramos, muchas veces, condiciones próximas a la anoxia.

En suelos, la humedad puede ser crítica para la biodegradación, ya que los microorganismos requieren una humedad óptima para sobrevivir. La capacidad de campo es la cantidad de agua que puede retener un suelo. Este parámetro depende del tipo de suelo, de la permeabilidad y de la concentración de conta-minantes. Valores muy bajos pueden significar una inactividad metabólica de los microorganismos, así como una reducción del transporte de nutrientes y contaminantes, es decir, de su biodis-ponibilidad. Un exceso de agua, por el contrario, podría supo-ner una disminución en la circulación del aire y, por tanto, una disminución de la disponibilidad del oxígeno. El rango óptimo de contenido de agua en un suelo, para la biodegradación, suele estar entre el 30 y el 80% de la capacidad de campo.

En la biodegradación, en la mayoría de los casos, el contaminante actúa como fuente de carbono y energía. Por otro lado, las célu-las microbianas requieren de otros macronutrientes y también de nutrientes traza para la correcta metabolización de los contami-nantes. Los niveles de nitrógeno y fósforo suelen ser limitantes para la biodegradación, ya que la mayoría de contaminantes sólo están formados por carbono e hidrógeno.

La temperatura óptima para el proceso de biodegradación varía según el clima y el tipo de poblaciones presentes, pero un rango de temperatura mesofílico, entre 20 y 40 °C, es el más adecuado. De todos modos, su fluctuación representa un obstáculo para la biorremediación.

La variación de pH afecta tanto a la actividad microbiana como a la solubilidad y adsorción de contaminantes. El rango óptimo para la degradación de hidrocarburos es de entre 7.4 y 7.8.

Naturaleza de los contaminantesPara relacionar los contaminantes con la biodegradación es muy importante tener en cuenta su estructura química, las posibles interacciones entre ellos y su biodisponibilidad.

Conocer la estructura de los hidrocarburos es importante para prever su biodegradación, pero la tasa de degradación también depende de la biodisponibilidad que, al mismo tiempo, depende de las características químicas, de la naturaleza del suelo y de la presencia de agentes solubilizantes. Cuanto más recalcitrantes sean los compuestos, menos biodisponibles estarán y menor será su tasa de degradación. Por este motivo, en muestras complejas, se produce una degradación selectiva y, como consecuencia, un enriquecimiento en compuestos recalcitrantes. Esta recalci-trancia conduce a que los compuestos no sean accesibles a los microorganismos degradadores. A causa de su hidrofobicidad, su solubilidad en agua es extremadamente baja y pueden quedar adsorbidos a las partículas inorgánicas de suelo, absorbidos a la materia orgánica o incluidos en nanoporos. Por estos motivos resulta compleja la biorremediación en un suelo con creosota, ya que casi un 85% del total de sus hidrocarburos son HAP. Ade-más, buena parte de estos HAP son de elevado peso molecular y esto todavía hace aumentar más su hidrofobicidad y, por lo tanto, disminuye su biodisponibilidad y aumenta su recalcitrancia.

LOS ENSAYOS DE TRATABILIDAD EN LA BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS

Para evaluar si la biorremediación es apropiada para la des-contaminación de un suelo, es necesario caracterizar tanto las poblaciones microbianas como la biodegradabilidad de los con-taminantes del suelo, así como valorar la influencia de los factores ambientales que afectan al proceso de biodegradación. Para ello se diseñan los ensayos de tratabilidad o factibilidad, que se defi-nen como un conjunto de experimentos realizados a escala de laboratorio, previos a la implementación de cualquier tecnología de biorremediación a un suelo contaminado. En este caso aplica-mos el ensayo de tratabilidad diseñado por nosotros y publicado en RESIDUOS Revista Técnica (59, 78-82.)

ENSAYOS DE TRATABILIDAD REALIZADOS CON EL SUELO DE CREOSOTA

El suelo utilizado para llevar a cabo los ensayos de tratabilidad procede de los primeros 20 cm. Los resultados de la caracteriza-ción fisicoquímica se muestran en la tabla 2.

Tabla 2 Características fisicoquímicas y microbiológicas del suelo

Textura

Arcillas (%)

Limos (%)

Arenas (%)

Humedad (%)

100% CC (% humedad)

pH (1:2,5)

Conductividad (μS cm-1)

Nitrógeno Total (%)

Nitrato (mg kg-1 suelo)

Nitrito (mg kg-1 suelo)

Amonio (mg kg-1 suelo)

Fosfato (mg kg-1 suelo)

COT (%)

EOT2 (mg kg-1 suelo)

TPH gra (mg kg-1 suelo)

TPH GC-FID (mg kg-1 suelo)

Heterótrofos totales (NMP g-1 suelo)

Degradadores de HAP (NMP g-1 suelo)

Arcilloso/Franco-arcilloso

40

28

32

1,6

27,7

7,5

228

0,15 ± 0,01

17,2 ± 0,85

< 0,5

2,8 ± 0,80

< 0,5

4,22 ± 0,23

12.510 ± 452

8.615 ± 510

8.196 ± 480

1,5 x 106

1,8 x 105

42 RESIDUOS 103


El suelo presentaba una granulometría con un elevado contenido en arcillas y limos y, en consecuencia, una elevada capacidad de campo (27%). Sin embargo, en el momento del muestreo, el suelo contenía una cantidad muy escasa de agua (1,6%). La conductivi-dad era baja como también lo eran las concentraciones de nitratos, nitritos, amonio y fosfato. El suelo presentaba un contenido de 8.000 ppm de TPH. Las fuentes inorgánicas de nitrógeno estaban en una proporción molar C:N de 1.100:1, proporciones molares inferiores a la óptima. El pH era neutro-básico, favorable para procesos de biodegradación, y había la presencia de una elevada población microbiana degradadora de HAP (8 x 105 NMP g-1 suelo) que representaba un 12% de la población heterótrofa total.

El suelo presentaba una elevada concentración inicial de TPH, de los cuales, el 90% pertenecían a la fracción aromática.

Los HAP de 3 y 4 anillos fueron los más abundantes, superando en todos los casos los umbrales de los niveles de referencia para suelos de uso industrial definidos en el Real Decreto 9/2005. Las concentraciones de fenantreno, fluoranteno y pireno repre-sentaban el 51% del total de los 16 HAP que la Environmental Protection Agency (EPA) considera prioritarios. También se encontraron HAP de 5 anillos, como el benzo(a)pireno.

La elevada proporción de población degradadora y la presencia de fenantreno (HAP poco volátil) en unas concentraciones infe-riores a las del fluoranteno, indicaban la posible existencia de procesos de biodegradación llevados a cabo por la microbiota autóctona del suelo.

Para determinar la actividad metabólica de la población micro-biana y la biodegradabilidad de la matriz contaminante, se llevaron a cabo una serie de ensayos respirométricos (medición de la producción de CO2). Sorprendentemente, como puede observarse en la figura 3, la población microbiana del suelo mostró, en todos los casos, una gran producción de CO2. La bioestimulación con adición de nutrientes produjo una respuesta sólo ligeramente superior a la bioestimulación sin nutrientes y la adición de glucosa no incrementó la producción de CO2.

La elevada producción de CO2 coincidió con un incremento de las poblaciones microbianas entre 1 y 2 órdenes de magnitud en la población heterótrofa total y en la degradadora de HAP.

Una vez comprobado que el suelo contaminado con creosota presentaba una notable población microbiana degradadora de HAP, metabólicamente muy activa y bioestimulable, y que la matriz contaminante era biodegradable en las condiciones fisico-químicas del suelo, se procedió a la segunda fase del estudio de tratabilidad. En esta fase se evaluó, en microcosmos, el efecto de diferentes factores fisicoquímicos y biológicos en la biodegrada-ción de la creosota, la dinámica y la estructura de las poblaciones microbianas implicadas y la ecotoxicidad del suelo durante el proceso de biorremediación.

Para determinar la humedad óptima del suelo se evaluaron 5 contenidos de agua, en condiciones de bioestimulación (agua con aireación y con KNO3 y K2HPO4 como fuentes de N y P) en microcosmos miniaturizados (60 gramos de suelo en viales de vidrio de 100 ml de volumen). Los mejores resultados se obtuvieron con una capacidad de campo entre el 40% y el 60%. Teniendo en cuenta la textura franco-arcillosa del suelo, se eligió el 40% para llevar a cabo los diferentes tratamientos en micro-cosmos.

Se utilizó suelo sin tratar como control, para calcular la biode-gradación de los TPH y los HAP diana en los diferentes trata-mientos. Se evaluó la adición o no de nutrientes, la adición de un tensioactivo, la adición de un consorcio microbiano con unas

potentes capacidades catabólicas sobre los HAP y la adición de substratos fácilmente degradables. Todos los tratamientos de bioestimulación, tras los 200 días de incubación, degradaron los TPH de forma muy significativa, llegando en algunos casos al 79% de degradación. El tratamiento de biorrefuerzo no mostró una mayor degradabilidad que la alcanzada por la flora micro-biana autóctona del propio emplazamiento.

Durante los primeros 45 días, la tasa de degradación, en la bioestimulación sin nutrientes, fue ligeramente inferior que la observada en los tratamientos con nutrientes. Sin embargo, la tasa de biodegradación de TPH a largo plazo (90-200 días) fue superior en el tratamiento sin nutrientes, coincidiendo con una mayor biodegradación final de los TPH, a los 200 días.

Los HAP de dos y tres anillos fueron ampliamente degradados durante los primeros 45 días, con la misma tasa de degradación en todos los tratamientos. La biodegradación de benzo(a)antraceno y criseno (4 anillos) fue significativamente mayor en el trata-miento sin nutrientes y, finalmente, no se observó una biodegra-dación significativa de HAP de 5 o más anillos en ninguno de los tratamientos (figura 4).

Para analizar el efecto de los diferentes tratamientos de biorre-mediación en las poblaciones microbianas heterótrofas y degra-dadoras de HAP, se llevó a cabo una enumeración mediante el método del número más probable (NMP) (figura 5).

Figura 3 producción de CO2 acumulada en 10 gramos de suelo en diferentes condiciones de bioestimulación

7

6

5

4

3

2

1

0

3 6 8 11 14

tiempo días

0

60% cc

60% cc + 15 mg NH4CI + 2 mg K2HPO4

13121091 2 4 5 7

60% cc + 15 mg NH4CI + 2 mg K2HPO4 + glucosa 1%

60% cc + NH4NO3 + K2HPO4 (en proporción molar 300:C:10N:1P)

60% cc + KNO3 + K2HPO4 (en proporción molar 300:C:10N:1P)

mm

ole

s C

O2 a

cu

mu

lad

os

A LO LARGO DEL PROCESO DE BIORREMEDIACIÓN, SE ESTUDIÓ LA TOXICIDAD AGUDA MEDIANTE EL ENSAYO MICROTOX (VIBRIO FISHERI).



En los tratamientos de bioestimulación con adición de nutrientes ambas poblaciones aumentaron entre 2 y 3 órdenes de magnitud en los primeros 21 días. Sin embargo, en la bioestimulación sin adición de nutrientes las poblaciones microbianas incrementaron de forma más gradual, con un aumento de 1 a 2 órdenes de mag-nitud. Pero lo que nos pareció más sorprendente es que en este tratamiento la proporción degradadora de HAP, con respecto a la heterótrofa total, alcanzó valores superiores al 50% durante el periodo comprendido entre los 90 y los 200 días, con un máximo del 100% en el día 135. Sin embargo, en el tratamiento con nutrientes no cambió la proporción de degradadores res-pecto a la que presentaba el suelo inicial y el no tratado, durante todo el periodo de incubación (12-24%).

Estos resultados reforzaban los que habíamos obtenido en los descensos de los HAP diana y ponían de manifiesto que la no adición de nutrientes permitía el crecimiento de una población más lenta pero más especializada en la degradación de HAP de mayor tamaño molecular. Por el contrario, la adición de nutrien-tes inicial provocaba un aumento de una flora microbiana de rápido crecimiento pero no tan especializada.

Este resultado lo consideramos muy interesante y aporta una información muy novedosa al campo de la biorremediación de hidrocarburos de alto peso molecular. La adición inicial de nutrientes y a las proporciones que frecuentemente se recomien-dan (C:N:P 100:10:4) es excesiva y debería hacerse en etapas mas tardías del proceso y de manera fraccionada.

Asimismo, a lo largo del proceso de biorremediación, se estudió la toxicidad aguda mediante el ensayo Microtox (Vibrio Fisheri). El lixiviado inicial del suelo, analizado por Microtox, presentó una EC50 inicial del 20% (20g de suelo en 100 ml de lixiviado), que se mantuvo constante en el suelo no tratado a lo largo de los 200 días de incubación (figura 6). Sin embargo, en los tra-tamientos de bioestimulación (con y sin nutrientes) la toxicidad disminuyó de forma significativa, al aumentar 3-3,5 veces la EC50 durante los primeros 45 días. Durante el periodo 90-200 días la toxicidad disminuyó ligeramente respecto al día 45, alcanzán-dose una EC50 del 76-80% en ambos tratamientos. Es importante destacar la correlación lineal que existió entre la disminución de la concentración de TPH y la EC50 observada en los lixiviados, en ambos tratamientos de bioestimulación.

IS

Actf

FI

FeA

SIS

FoPy

B(a)

A

Cry

10 10 20 30 40

400

300

200

100

0

mV

IS Actf

FI

FeA

SIS

FoPy

B(a)

A

Cry

10 10 20 30 40

400

300

200

100

0

mV

IS SIS

Fo Py

B(a)

A

Cry

10 10 20 30 40

400

300

200

100

0

mV

IS SIS

FoPy

B(a)

A

Cry

10 10 20 30 40

400

300

200

100

0

mV

Figura 4 perfiles cromatográficos de la fracción TPH del suelo contaminado con creosota a los 0 y 200 días de incubación en los microcosmos 1M (suelo no tratado), 2M (bioestimulación sin nutrientes) y 4M (bioestimulación con nutrientes)

1M 0d 1M 200d

2M 200d 4M 200d

IS: estándar interno

SIS: estándar interno surrogate

Acft: acenafteno

Fl: fluoreno

Fe: fenantreno

A: antraceno

Fo: fluoranteno

Py: pireno

B(a)A: benzo(a)antraceno

Cry: criseno

44 RESIDUOS 103


ENSAYO PILOTO

Para caracterizar el emplazamiento y definir y acotar el nivel y la profundidad de la contaminación, se realizaron una serie de sondeos a distintas profundidades. Se realizaron siete sondeos, tres de ellos a 2 metros de profundidad y los cuatro restantes a 1 metro. Para la realización de los sondeos y obtención de mues-tras de suelo se utilizó la maquinaria de perforación Geoprobe 4220. Los sondeos se realizaron a 1 ó 2 m y se tomaron muestras cada 50 cm para su análisis (tabla 3). La obtención, envasado, conservación, registro y transporte de muestras se realizó según las directrices de las principales normas existentes tales como EPA SW–846 y ASTM 4687.

Los dos primeros sondeos corresponden a zonas muy próximas a las instalaciones donde se realiza el proceso de creosotado.

El tercer sondeo corresponde a una zona de acopio de troncos creosotados, y del cuarto hasta el séptimo a una segunda zona de acopio.

Desde un punto de vista geológico, los materiales encontra-dos en los terrenos alrededor de la fábrica están formados por

Figura 5 evolución de las poblaciones microbianas heterótrofas (a) y degradadoras de HAP (b) a lo largo de los 200 días de incubación en los 7 tratamientos de biorremediación en microcosmosLas áreas con círculo indican el porcentaje de degradadores de HAP para los tratamientos 4M-7M (en el tratamiento 2M los porcentajes se muestran en negrita)

1M, suelo no tratado

2M, bioestimulación sin adición de nutrientes

4M, bioestimulación con nutrientes

5M, nutrientes + biotensioactivo

6M, nutrientes + inóculo AM (bioaumento)

7M, nutrientes + octoato de hierro

3M, suelo estéril (autoclavado) (< 100 NMP g-1 de suelo) y no detectable hasta los 135 días de incubación

log

10(M

PN

) g

-1 s

ue

lo 9

8

7

6

5

50 100 150 200

tiempo días

0

log

10(M

PN

) g

-1 s

ue

lo 8

7

6

5

4

50 100 150 200

tiempo días

0

12%

2%

8-15%12-24%

2-24%

53%6%

7-13%

100%

64%

9-16%

a b

Figura 6 evolución de la toxicidad (EC50) de lixiviados de suelo en microcosmos, analizada por Microtox a lo largo de los 200 días de incubaciónLas barras en cada punto representan la desviación estándar (n=3)

EC

50

% 100

80

60

40

20

0

50 100 150 200 250

tiempo días

0

suelo no tratado

suelo bioestimulado sin adición de nutrientes

suelo bioestimulado con adición de nutrientes

Tabla 3 Características de los sondeos realizados el 24 de enero

Sondeo

S-1

S-2

S-3

S-4

S-5

S-6

S-7

Profundidad

2 m

2 m

2 m

1 m

1 m

1 m

1 m

Materiales

0-2 m: limos

0-2 m: limos

0-0,5 m: limos-gravas

0,5-2 m: arenas-grava

0-1 m: limos-grava

0-1 m: limos-grava

0-1 m: limos-grava

1-2 m: argilitas

0-0,7 m: limos-gravas

Muestras para analizar

S-1 0-0,5 m

S-1 0,5-1 m

S-1 1-1,5 m

S-1 1,5-2 m

S-2 0-0,5 m

S-3 0-0,5 m

S-4 0-0,5 m

S-4 0,5-1 m

S-5 0-0,5 m

S-6 0-0,5 m

S-7 0-0,5 m



limos, gravas y bajos niveles de margas y limolitas. En cambio, los terrenos destinados al almacenaje de los postes creosotados están formados por gravas y bolos de terrazas aluviales. Hidro-geológicamente se puede indicar que no existen formaciones porosas y permeables que configuren un acuífero productivo. En cuanto a hidrología superficial, cabe destacar que los terre-nos se encuentran ubicados entre 100 y 500 metros del cauce del río más próximo. Se determinó la contaminación por hidrocarburos totales del petróleo (TPH) y por los 16 hidrocarburos aromáticos (HAP) considerados por la Agencia Americana del Medio Ambiente (EPA). El valor de TPH se determinó por tres metodologías diferentes: gravimetría, cromatografía de gases con detector FID

utilizando un patrón de creosota y cromatografía de gases con detector FID utilizando un patrón de los 16 HAP de la EPA. Por otro lado, el valor de los 16 HAP diana se determinó por cromatografía de gases – FID utilizando curvas patrón para cada uno de los hidrocarburos. De esta forma se definió la afección del suelo y su distribución en profundidad.

Teniendo en cuenta los trabajos realizados con anterioridad por nuestro grupo, se estableció un índice de biodegradación que nos permitió establecer el grado de envejecimiento de la contaminación de la muestra. El índice se basa en el cociente entre la concentración de los HAP de 2, 3 y 4 anillos (nafta-leno, acenaftileno, acenafteno, fluoreno, fenantreno, antraceno, fluoranteno y pireno) y los de 4, 5 y 6 (B(a)antraceno, criseno,

Tabla 4 Concentraciones de TPH y HAP (mg · kg-1 suelo) en los diferentes sondeos realizados en febrero de 2006 en las muestras de suelos contaminados por creosota

S1 0-0,5 S1 0,5-1 S1 1-1,5 S1 1,5-2 S2 0-0,5 S3 0-0,5* S4 0-0,5 S4 0,5-1 S5 0-0,5 S6 0-0,5 S7 0-0,5

160,0 118,0 120,0 110,0 820,0 209,0 560,0 100,0 210,0 125,0 840,0

62,3 39,6 35,0 35,2 454,6 96,1 533,0 47,1 107,2 58,5 420,2

63,6 34,4 33,2 33,5 449,1 101,3 536,5 46,7 113,6 34,5 410,9

4,3 1,6 1,9 1,5 228,0 48,9 208,3 4,5 38,3 16,4 202,2

0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,5 0,0 0,0 0,2 0,0

0,1 0,0 0,0 0,0 2,2 0,2 2,6 0,1 0,2 0,2 1,3

0,1 0,0 0,1 0,1 1,0 0,3 18,3 0,2 0,3 0,0 1,2

0,2 0,2 0,2 0,2 1,4 0,9 43,9 0,5 0,4 0,2 1,6

0,3 0,3 0,2 0,3 2,5 0,9 46,3 1,0 0,6 0,5 2,0

0,3 0,2 0,3 0,2 5,0 1,4 6,3 0,2 1,1 0,9 3,2

0,6 0,2 0,2 0,2 9,3 3,6 25,4 0,7 2,0 1,5 6,7

0,6 0,4 0,3 0,3 13,1 2,9 15,7 0,6 1,8 1,3 7,9

0,3 0,2 0,2 0,1 28,9 4,6 9,1 0,3 3,4 1,4 23,6

0,4 0,2 0,0 0,1 44,7 8,4 10,1 0,2 6,9 2,1 48,4

0,2 0,0 0,2 0,0 35,3 0,9 7,1 0,2 0,6 1,6 36,1

0,2 0,0 0,0 0,0 29,3 11,8 7,1 0,1 9,6 1,4 26,3

0,2 0,0 0,2 0,1 22,3 5,0 5,1 0,0 4,2 1,4 20,5

0,1 0,0 0,0 0,0 13,0 2,4 3,9 0,0 2,2 0,9 9,9

0,0 0,0 0,0 0,0 5,9 1,0 0,0 0,0 0,9 0,4 5,2

0,4 0,0 0,2 0,0 13,9 4,8 6,9 0,3 4,2 2,3 8,2

S1 0-0,5 S1 0,5-1 S1 1-1,5 S1 1,5-2 S2 0-0,5 S3 0-0,5 S4 0-0,5 S4 0,5-1 S5 0-0,5 S6 0-0,5 S7 0-0,5

1,2 3,5 1,6 4,5 0,2 0,3 3,2 3,2 0,2 0,4 0,1

TPH Gravimetría

TPH (GC-FID) patró tph creosota

TPH (GC-FID) patró 16EPA

Total 16EPA

Naftaleno

Acenaftileno

Acenafteno

Fluoreno

Fenantreno

Antraceno

Fluoranteno

Pireno

B(a)Antraceno

Criseno

B(b)Fluoranteno

B(k)Fluoranteno

B(a)Pireno

Indeno-Pireno

Dibenzo-Antraceno

Benzo-perileno

Índice de biodegradación

Relación (Naft-Pireno)/BaA-Bperileno

* Única muestra con un valor > 50 mg/kg de TPH por Eurofin-Analytico.

En negrita valores superiores a los NGR de uso industrial.

En rojo valores superiores a los NGR de uso urbano.

Los valores más bajos del índice de biodegradación indican que la muestra está degradada (S2-05, S3-0,5 y S7-0,5).

Los valores más altos del índice de biodegradación indican que la muestra está menos degradada (S4 0,05).

Se estableció un índice de biodegradación que nos permitió establecer el grado de envejecimiento de la contaminación de la muestra.

46 RESIDUOS 103


B(b)fluoranteno, B(k)fluoranteno, B(a)pireno, indeno-pireno, dibenzo-antraceno y benzoperileno), es decir, entre los más bio-degradables y los más recalcitrantes.

Índice de biodegradabilidad = (Naftaleno – Pireno) / (B(a)A-Bperileno)

El suelo contaminado de forma reciente presentó un índice de 5,7, y el suelo biorremediado con el tratamiento más efectivo lo presentó de 0,7. Por lo tanto, los valores cercanos a 5,7 corresponden a suelos poco degradados y contaminados de forma reciente, y valores próximos a 0,7 corresponden a suelos degradados, envejecidos y enriquecidos en los HAP más recal-citrantes.

Todos los valores correspondientes tanto a la concentración de hidrocarburos en cada muestra y su correspondiente profundi-dad, junto a los valores del índice de biodegradación, se pueden observar en la tabla 4.

En el primer sondeo, donde se llegó hasta dos metros de pro-fundidad, no se halló contaminación por encima de los valores

establecidos a ningún nivel. El segundo sondeo presentó una contaminación de unas 450 ppm, con 5 HAP con concentra-ciones por encima de los NGR industriales. El índice de biode-gradación fue de 0,2 y eso indicó que se estaba ante un suelo degradado y, por lo tanto, rico en los HAP más pesados. En el tercer y quinto sondeo los TPH duplicaron los NGR, pero sólo dos de los HAP superaron los valores establecidos. El cuarto sondeo llegó hasta 1 metro, pero sólo entre 0 y 0,5 metros presentó contaminación por encima de los NGR. Los TPH estuvieron alrededor de 530 ppm y el índice de biodegradación fue de 3,2, por lo tanto, era un suelo con una contaminación mucho más reciente. En este sondeo es importante destacar que

el índice de biodegradación entre 0,5 y 1 metros también fue de 3,2. En el sexto sondeo los valores de TPH y de HAP indivi-duales están por debajo de los NGR. Por último, en el séptimo sondeo los valores de TPH fueron de 415 ppm. Su índice de biodegradabilidad mostró que se estaba delante de un suelo envejecido y enriquecido en HAP pesados. 5 HAP estaban por encima de los NGR industriales.

Resumiendo, se pueden dividir los 7 sondeos en 3 zonas: zonas no contaminadas (S1 y S6), zonas con baja contaminación (S3 y S5) y zonas con un elevado grado de contaminación (S2, S4 y S7).

A la luz de estos resultados se decidió llevar a cabo una expe-riencia piloto mediante la tecnología de una biopila dinámica. El suelo escogido fue de la segunda zona de almacenaje, cerca de donde los sondeos habían señalado una mayor contaminación. Se procedió a la extracción del suelo con una pala excavadora que posteriormente era depositado en un camión remolque y trasladado a la zona escogida para la construcción de la biopila cercana a la zona de creosotado.

Figura 7 determinación de la concentración de oxígeno y dióxido de carbono en el sistema

Tabla 5 Concentración de O2 y CO2 en profundidad y superficie en los distintos días de mantenimiento de la biopila

O2-Sup.1 CO2-Sup.1 O2-Sup.2 CO2-Sup.2 O2-Prof.1 CO2-Prof.1 O2-Prof.2 CO2-Prof.2

- - - - - - - -

18 1,4 14,6 4,4 12 6,1 10,3 9,6

16,2 3 16,6 2,3 9,2 10,7 11,7 8,5

17,3 1,6 16,8 2,6 12,6 8,1 7,4 12,7

16,5 2,3 17,6 1,4 11,8 8,7 8,1 11,6

15,4 4,6 16,2 3,2 9,3 10,8 8,8 11,4

16,8 2,4 17,1 2,8 5,6 14,9 6,9 13,8

15,6 4,2 14,9 5,8 7,7 12,6 6,3 13,7

17,4 2,7 18,6 1,8 9,4 10,1 7,2 13,3

17,8 2,5 16,9 3,1 6,8 14 9,1 10,5

16,5 3,3 18,4 2,1 10,2 9,7 8,5 11,2

17,3 2,8 16,7 3,9 9,8 10,4 8,3 12

VOLTEO Y RIEGO DE LA BIOPILA

19-06-06

26-06-06

05-07-06

18-07-06

27-07-06

08-08-06

29-08-06

18-09-06

05-10-06

30-10-06

17-11-06

04-12-06

SE DECIDIÓ LLEVAR A CABO UNA EXPERIENCIA PILOTO MEDIANTE LA TECNOLOGÍA DE UNA BIOPILA DINÁMICA.



A medida que se iba construyendo la biopila, se fueron colo-cando una serie de tubos de PVC flexibles para poder determinar la concentración de oxígeno en zonas profundas y así poder determinar la frecuencia de volteo (figura 7). Se determinó la concentración de O2 y CO2 de manera superficial (20-25 cm de la superficie) y también en el interior del sistema. Los resultados se pueden observar en la tabla 5.

También se procedió al riego para llegar a una humedad óptima del 60% y posteriormente se cubrió con una tela (figura 8). Durante todo el proceso se llevaron a cabo determinaciones de

oxígeno, anhídrido carbónico (parámetro de indicación de acti-vidad microbiana) y de humedad para que siguieran siendo ópti-mos, tanto a nivel de superficie como del interior de la biopila. Se observó que a partir de los 15-20 cm de la superficie, el suelo preservaba una buena humedad. Para mantener estos niveles óptimos se procedió al volteo y riego de la biopila, en intervalos de tiempo no superiores a las tres semanas. En una misma fecha se realizaban dos volteos y dos riegos para conseguir una óptima homogeneización del sistema.

Para controlar la evolución tanto de la biodegradación de los hidrocarburos como de las poblaciones microbianas, se reco-gieron muestras a los 0, 30, 70 y 105 días. Se determinaron las

poblaciones microbianas heterótrofas y degradadoras de HAP así como la concentración de TPH, HAP y los porcentajes de biodegradación.

En las tablas 6 y 7 se pueden observar los resultados tanto de los recuentos por NMP de las poblaciones heterótrofas y degrada-doras de HAP como el porcentaje de biodegradación de los 16 HAP de la EPA y los TPH totales, respecto al día 0, a lo largo de los 180 días que duró el ensayo de biorremediación.

El control para mantener los niveles de oxígeno y de humedad en valores próximos a los óptimos permitió que el proceso de biodegradación llegara a valores elevados. Al final del trata-miento, el porcentaje de degradación de los TPH llegó al 85%, y por lo que a los 16 HAP de la EPA se refiere, se consiguió un 89% de degradación respecto al día 0. Es importante destacar la gran homogeneidad de las muestras, ya que esto reforzó el valor de los resultados. También hay que tener en cuenta que al final del proceso las poblaciones microbianas implicadas en la degradación de hidrocarburos todavía eran elevadas, por lo

Figura 8 panorámica de la biopila con la tela protectora

Tabla 6 Poblaciones heterótrofas totales y degradadoras de HAP (NMP/g suelo) durante los 180 días de biorremediación

Heterótrofos totales

Degradadores de HAP

0 días 70 días 105 días 180 días

1,52 ± 0,57 106 2,75 ± 1,5 107 5,59 ± 0,4 107 3,89 ± 0,85 107

1,84 ± 1,6 106 1,63 ± 1,4 106 4,06 ± 2,4 106 1,01 ± 0,27 106

Tabla 7 Porcentajes de biodegradación (%) respecto al día 0

Naftaleno

Acenaftileno

Acenafteno

Fluoreno

Fenantreno

Antraceno

Fluoranteno

Pireno

B(a)antraceno

Criseno

B(b)fluoranteno

B(k)fluoranteno

B(a)pireno

Indeno-pireno

Dibenzoantraceno

Benzoperileno

Total HAP

TPH (gravimetría)

TPH (GC-FID)

70 días 105 días 180 días

100 100 100

86 89 95

94 99 99

99 99 100

98 99 99

91 92 96

33 58 76

28 38 61

31 40 56

19 26 48

0 -8 2

23 15 18

31 3 23

21 -16 43

8 -21 55

-7 -15 44

77 82 89

61 67 73

83 92 85

HAY QUE DESTACAR LA GRAN HOMOGENEIDAD DE LAS MUESTRAS, QUE REFORZÓ EL VALOR DE LOS RESULTADOS.

48 RESIDUOS 103


que el proceso biodegradativo todavía estaba activo. Este com-portamiento hace pensar que la biodegradación todavía podía continuar.

Observando las cinéticas de eliminación de cada uno de los HAP diana (figura 9), se pueden prever distintos comporta-mientos. Los HAP de tres anillos (fenantreno y antraceno) se degradaron totalmente. Los HAP de 4 anillos (fluoranteno, pireno, criseno y benzo(a)antraceno) se continuarían degra-dando hasta que dejaran de estar disponibles. Por último, los HAP de 5 anillos prácticamente no se degradaron y únicamente el benzo(a)pireno pasados 105 días presentó una ligera dismi-nución.

En relación con los HAP de 5 anillos cuyas concentraciones al final del proceso suelen presentar valores que superan los NGR establecidos, se deberían tener en cuenta dos comportamientos de estos compuestos. En primer lugar, en las curvas de calibra-ción de estos HAP de elevado peso molecular, que permiten relacionar área con concentración, las pendientes son muy lige-ras, por lo que pequeñas variaciones de área pueden dar valores muy distintos de concentración. La solución sería procesar un gran número de muestras y hacer una media. Sin embargo, esto encarecería los análisis.

Una segunda consideración es que estos HAP de elevado peso molecular tienen una biodisponibilidad muy baja debido a pro-

Figura 9 cinéticas de degradación de los HAP individuales y de los TPH totales, así como de los 16 HAP de la EPA en conjunto

mg

• k

g-1 s

ue

lo 2.000

1.600

1.200

800

400

0

20 80 120 160 200

tiempo días

0

acenaftileno acenafteno fluoreno

1801401006040

mg

PA

H •

kg

-1 s

ue

lo 700

600

500

400

300

200

100

0

20 80 120 160 200

tiempo días

0

fluoranteno pireno

1801401006040

mg

HA

P •

kg

-1 s

ue

lo 100

80

60

40

20

20 80 120 160 200

tiempo días

0

B(b)fluoranteno B(k)fluoranteno B(a)pireno

1801401006040

mg

• k

g-1 s

ue

lo 1.000

800

600

400

200

0

20 80 120 160 200

tiempo días

0

fenantreno antraceno

1801401006040

mg

PA

H •

kg

-1 s

ue

lo 140

120

100

80

60

40

20 80 120 160 200

tiempo días

0

Benzo(a)antraceno Criseno

1801401006040

mg

• k

g-1 s

ue

lo 12.000

10.000

8.000

6.000

4.000

2.000

0

20 80 120 160 200

tiempo días

0

TPH GC-FID 16EPA

1801401006040

BIBLIOGRAFÍA

1. Alexander, M. “Biodegradation and Bioremediation” Segunda edición, Academic Press, Inc., San Diego (1999).

2. Van Hamme, J.D.; Singh, A. and Ward, O.P. ‘Recent Advances in Petroleum Microbiology’ Microbiol. And Molec. Biol. Reviews (2003) 67, pp 503-549.

3. Viñas, M.; Sabaté, J.; Grifoll, M. y Solanas, A.M. ‘Ensayos de tratabilidad en la recuperación de suelos contaminados por la tecnología de la biorremediación’ Residuos Revista Técnica (2001) 59, pp 78-82.

cesos de adsorción a partículas del suelo y de absorción con la materia orgánica, y esta baja biodisponibilidad afecta también a su toxicidad.

Esta última consideración pudo ser confirmada con los ensayos de toxicidad aguda realizados. Los resultados obtenidos con el ensayo de Microtox (figura 10) nos indicaron que mientras inicialmente el suelo presentaba una toxicidad elevada, durante el proceso de biorremediación fue disminuyendo hasta poder ser considerado no tóxico.

A la vista de estos resultados, se puede evidenciar que los valo-res absolutos de las concentraciones de los HAP no pueden ser el único criterio para establecer el nivel de contaminación, puesto que factores como la biodisponibilidad y la toxicidad pueden ser importantes como parámetros complementarios a los NGR.

Figura 10 evolución de la EC50 a lo largo del proceso de biorremediación en la biopila dinámica (Microtox de lixiviados del suelo)

0 día

s

100 d

ías

180 d

ías

EC

50

g s

ue

lo/1

00

ml

140

120

100

80

60

40

20

0

Marzo–Abril 2008

GUIA DE BIOREMEDIACIÓ DE SÒLS CONTAMINATS PER...

Documents

Transcript of GUIA DE BIOREMEDIACIÓ DE SÒLS CONTAMINATS PER...