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ÍNDICE Página 1. INTRODUCCIÓN 2

1.1 ANTECEDENTES 3 1.2 GENERALIDADES 3

1.2.1 GENERACIÓN DE MALOS OLORES 3 1.2.2 CONTAMINACIÓN DEL AIRE POR COMPUESTOS 4 AZUFRADOS

1.3 LEGISLACIÓN Y NORMAS 5 1.4 TECNOLOGÍAS PARA EL CONTROL DE H2S 6

1.4.1 MÉTODOS BIOLÓGICOS PARA EL TRATAMIENTO 7 DEL H2S

1.5 SOLUBILIDAD DEL H2S 11 1.6 ELECCIÓN DE UN COMPUESTO MODELO 13

2. MATERIALES Y MÉTODOS 13

2.1 INOCULACIÓN 15 3. RESULTADOS 16 4. CONCLUSIONES DE LA FASE EXPERIMENTAL 21 5. DISEÑO Y ESCALAMIENTO 21

5.1 DISEÑO DEL REACTOR 21 5.2 DISEÑO DE ACCESORIOS 25 5.3 CARACTERÍSTICAS DE LA PLANTA 27

6. ASPECTOS ECONÓMICOS 28 6.1 COSTOS DE EQUIPOS 28 6.2 COSTOS DE OPERACIÓN 29 BIBLIOGRAFÍA 31 APÉNDICES 33

A. PROPIEDADES FÍSICAS E INFORMACIÓN TOXICOLÓGICA 33 B. TÉCNICA DE LOWRY PARA LA DETERMINACIÓN

DE PROTEÍNA 36 C. TÉCNICA DE ELECTROFORESIS CAPILAR 37 D. TÉCNICA PARA LA EVALUACIÓN DE LOS SOPORTES 38 E. CÁLCULOS DE POTENCIA DE LAS BOMBAS 39 F. CÁLCULO DE COEFICIENTES DE TRANSFERENCIA

DE MASA 41 G. EXTRACTORES Y VENTILADOR 42 H. BALANCE INDIRECTO DE TIOSULFATO OXIDADO 44

2

1. INTRODUCCIÓN La contaminación de aire, agua y suelo es un problema que tiene su origen en las actividades productivas del ser humano y el acelerado crecimiento demográfico. Esto provoca daños en la salud de los seres humanos, acelera el deterioro de los materiales y genera cambios en el medio ambiente. La calidad del aire es alterada por la presencia de sustancias tóxicas como son los compuestos orgánicos volátiles (COVs), hidrocarburos, óxidos de nitrógeno y compuestos azufrados, además de las partículas suspendidas derivadas del polvo y otros residuos sólidos. Actualmente algunas industrias están enfrentando diversos problemas debido a sus emisiones gaseosas, no sólo por el peligro que representa la toxicidad, sino debido a la emisión de malos olores generados por compuestos azufrados (Cárdenas y col. 2003). Una de estas especies contaminantes es el sulfuro de hidrógeno o ácido sulfhídrico (H2S), cuyo umbral de percepción es muy pequeño (0.02 - 0.13 ppmv), -Morgan y col. 2001-. Las principales actividades industriales que emiten éste compuesto son las plantas de tratamiento de aguas residuales, plantas desulfurizadoras de combustibles, así como las industrias del papel y fibras sintéticas como el rayón. Como respuesta a las presiones sociales y sanciones gubernamentales las industrias buscan alternativas para el tratamiento de dichas sustancias de mal olor, mientras que diversos grupos de investigación promueven tecnologías para el tratamiento de éste tipo de contaminación. Los principios de funcionamiento de las tecnologías son de tipo fisicoquímico, químico y biológico, de los tres anteriores los procesos biológicos han mostrado tener ventajas en cuanto a costos y la no generación de sustancias peligrosas se refiere, además de presentar altas eficiencias (hasta 99%) en la remoción de compuestos de olor desagradable, aplicándose en un rango de concentración de 0 a 5 g/m3 aproximadamente. Las tecnologías biológicas para el control de olores se dividen en biofiltros, biolavadores y biofiltros de lecho escurrido, los cuales tienen la característica común de emplear microorganismos capaces de llevar a cabo la degradación (oxidación) de los compuestos contaminantes. Trabajos recientes han puesto de manifiesto que existen microorganismos extremófilos (bacterias alcalófilas sulfoxidantes) que pueden habitar en condiciones alcalinas (pH=10) y que son capaces de oxidar los compuestos azufrados. Lo anterior resulta relevante dado que una solución acuosa con un pH alto, desplaza el equilibrio de absorción en el sistema agua-H2S(g), aumentándose así la cantidad soluble de sulfuro que estaría en equilibrio con el sulfuro en fase gas (González 2004), en consecuencia la cantidad de sulfuro disponible para la degradación, por parte de las bacterias es mayor, comparada con aquella presente a niveles de pH cercanos a 7.

3

1.1 ANTECEDENTES El uso de la biofiltración se remonta al año de 1923, cuando se propone su uso para remover el H2S emitido en el tratamiento de aguas residuales. Desde los años cincuenta se han estado registrando patentes de éste tipo de tecnologías, inicialmente en Europa y más específicamente en Alemania donde en 1955 se realizó la primera instalación de éste tipo para tratar olores de baja concentración. En 1959 se instaló el primer biofiltro en Nuremberg Alemania, constituido por un lecho de tierra, su función fue tratar los olores provenientes de una planta de tratamiento de agua. A partir de 1960 la investigación en éste campo se intensificó en Alemania Occidental y EUA. En los años setenta la biofiltración se empezó a usar extensamente en Alemania. A partir de los años ochenta la biofiltración se comienza a usar en países como Holanda y Alemania para tratar compuestos orgánicos volátiles (VOCs) y otras sustancias tóxicas emitidas por instalaciones industriales. A partir de 1990 su uso se intensifica en Europa no así en el continente americano, donde el número de biofiltros no ha crecido de forma tan acelerada como en el viejo continente, sin embargo la frecuencia de su utilización sigue aumentando cada año. En los últimos 15 años, se han publicado una gran variedad de artículos que recopilan el trabajo de grupos de investigación internacionales. Dichos documentos contienen información extensa y variada sobre biofiltración, algunos ejemplos son escritos que contienen los parámetros que tienen una influencia directa sobre el desempeño de los bioreactores (Veiga, Kennes 2000), otros describen la aplicación de la tecnología en reactores experimentales (Diks, Ottengraf 1994),existen también los que describen la posibilidad del uso de biofiltros como estrategia en el control, operación y tratamiento de olores (McNevin, Barford 2000; Devinny y col, 1999). En el ámbito local, se han realizado trabajos relevantes en aspectos tales como el planteamiento de modelos matemáticos en la operación de BLEs (Lobo y col, 1998), descripción de cambios físicos derivados de la operación de un biofiltro que trata H2S (Morgan-Sagastume, y col. 2000) y el desarrollo de bioprocesos para el tratamiento de aire contaminado (Revah y Ortiz. 2004). 1.2 GENERALIDADES 1.2.1 GENERACIÓN DE MALOS OLORES Los malos olores producidos por instalaciones industriales como petroquímicas, productoras de papel y celulosa, plantas desulfuradoras y tratadoras de aguas, rellenos sanitarios y solventes volatilizados provenientes de talleres y comercios, constituyen una forma de contaminación atmosférica. Aunque los efectos de casi todos los compuestos sobre la salud humana sean nulos, el desagradable olor que poseen interviene en el desarrollo de la vida cotidiana de las personas que se encuentran cerca de la fuente de emisión. En individuos muy sensibles pueden causar fatiga del sentido olfativo, lo que ocasiona una pérdida temporal de la capacidad para detectar los compuestos causantes del mal olor.

4

1.2.2 CONTAMINACIÓN DEL AIRE POR COMPUESTOS AZUFRADOS Algunas de las sustancias azufradas que se consideran contaminantes son el bióxido de azufre (SO2), trióxido de azufre (SO3) y sulfuro de hidrógeno (H2S), las primeras dos tienen su principal fuente de emisión en la quema de combustibles fósiles mientras que el H2S se libera al ambiente mayoritariamente en plantas tratadoras de aguas residuales y rellenos sanitarios. Las tres sustancias tienen la facultad de transformarse en el ambiente, mediante reacciones químicas, en ácido sulfúrico (H2SO4) principal componente de la lluvia ácida. SULFURO DE HIDRÓGENO1 Ocurre naturalmente en el petróleo crudo, gas natural, gases volcánicos y manantiales de aguas termales. Puede formarse por la reducción anaeróbica de sulfatos y compuestos orgánicos que contienen azufre, como las proteínas. El sulfuro de hidrógeno o ácido sulfhídrico puede producirse también en actividades industriales como procesamiento de alimentos, hornos de coque, fábricas de papel, curtidurías y refinerías de petróleo. Posee un alto nivel de toxicidad y un olor muy desagradable a huevos podridos. Su presencia en el aire es detectada en concentraciones tan bajas como 0.05ppmv. Posee además la característica de ser inflamable, lo cual representa un peligro adicional para las actividades humanas que se llevan a cabo en presencia de éste gas. Entre las principales fuentes emisoras de H2S se encuentran:

• Plantas de tratamiento de aguas residuales. • Industria del papel y celulosa. • Plantas petroquímicas (desulfurizadoras de hidrocarburos). • Plantas potabilizadoras de aguas duras • Rellenos sanitarios.

El ácido sulfhídrico, en un orden creciente de concentración, provoca irritación de los ojos, fatiga del sentido olfativo, mareos, náusea, vómito, pérdida del conocimiento y finalmente la muerte debido a un paro cardiorrespiratorio (ATSDR 2004). 1 En el apéndice A se muestra la información toxicológica del ácido sulfhídrico,

5

1.3 LEGISLACIÓN Y NORMAS A continuación se listan las normas mexicanas que regulan la emisión y manejo de H2S: Norma Oficial Mexicana NOM-105-ECOL-1996 Establece los niveles máximos permisibles de emisiones a la atmósfera de partículas sólidas totales y compuestos de azufre reducido total, provenientes de los procesos de recuperación en las plantas de fabricación de celulosa. Establece concentraciones permitidas de H2S emitidas en: Horno de recuperación instalado en: Plantas existentes: 70 mg/m3 (50 ppm) Plantas nuevas: 56 mg/m3 (38 ppm) Horno de cal: Plantas existentes: 70 mg/m3 Plantas nuevas: 56 mg/m3 Norma Oficial Mexicana NOM-137-SEMARNAT- 2003. Referida al control de emisiones y de compuestos de azufre. En plantas desulfuradoras de gas y condensados amargos. Esta norma oficial tiene por objeto establecer las especificaciones y los requisitos de control de emisiones de las plantas desulfuradoras de gas y condensados amargos, así como los métodos de prueba para verificar el cumplimiento de la misma. La presente norma, es de observación obligatoria para todos los responsables de plantas desulfuradoras de gas amargo y condensados amargos, en todo el territorio nacional, con excepción de aquellos cuya capacidad nominal sea menor en 2 toneladas al día, de las ubicadas en plataformas marítimas, así como las plantas utilizadas en las refinerías de petróleo. Especificaciones: Las plantas desulfuradoras de gas amargo y condensados amargos existentes, nuevas y modificadas deben controlar sus emisiones de compuestos de azufre a la atmósfera y medirlas en forma continua. La eficiencia mínima de control de emisiones a la atmósfera de compuestos de azufre de las plantas desulfuradoras de gas y condensados amargos en condiciones normales es la que se presenta en la tabla 1.

6

Dicha eficiencia se expresa en por ciento de recuperación de azufre y es función de la capacidad nominal del sistema de control de emisiones (X) y de la concentración promedio de H2S en el gas ácido de entrada al sistema o a las plantas recuperadoras (Y).

Tabla 1. Eficiencia Mínima (Em) en el control de emisiones (o recuperación de azufre. Concentración (% de H2S en el gas

ácido), Y

Capacidad Nominal del Sistema o la Planta Recuperadora de azufre (toneladas de azufre recuperado por día), X

2 a 5 ton/día 5 a 300 ton/día >300 ton/día >20 Em=74% Em=85.35X0.0144Y0.0128 Em=97.5%

10-20 Em=74% Em=90.8% Em=90.8% <10 Em74% Em=74% Em=74%

NOTA. Cualquier planta desulfuradora de gas y condensados amargos nueva, que se instale en una zona crítica deberá contar con un sistema de control de emisiones (o de recuperación de azufre) cuya eficiencia mínima sea mayor o igual al 98%, cualquiera que sea su capacidad. A continuación se describen algunas normas emitidas por agencias que regulan las condiciones de trabajo y salud, en los Estados Unidos de América: OSHA Occupational Safety and Health Administration PEL. Permisible Exposure Limit Durante un turno de 8 horas un empleado puede estar en contacto con sulfuro de hidrógeno por sobre las 20 ppm pero nunca sobre 50 ppm. NIOSH (National Institute for occupational safety and health) REL. Recommended Exposure Limit Establece un límite de 10 ppm de H2S, por un periodo de máximo 10 minutos. ACGIH (American Conference of Governmental Industrial Hygienists) TLV-TWA. Treshold Limit Value-Time-Weighted Average. Ha establecido un valor límite, promediado para un turno de trabajo de 8 horas y una semana de trabajo de 40 horas, al cual la mayoría de trabajadores pueden estar expuestos sin efectos adversos. Dicho límite en el caso de H2S es de 10 ppm (14 mg/m3). 1.4 TECNOLOGÍAS PARA EL TRATAMIENTO DE H2S Las tecnologías utilizadas para la remoción de H2S del aire se clasifican en fisicas, fisicoquímicas y biológicas.

7

Los procesos físicos y fisicoquímicos son aquellos en los cuales se puede dar un tratamiento físico, químico o ambos simultáneamente, para promover la remoción el H2S en corrientes gaseosas (ver figura 1). Este tipo de procesos encuentra su aplicación en industrias donde se manejan altos flujos de gases muy concentrados de H2S (mayores a 3500ppmv). Corrientes con éstas características pueden encontrarse en complejos petroquímicos desulfurizadores de combustibles.

Figura 1. Clasificación de las tecnologías para la remoción de H2S en corrientes gaseosas.

(Morgan y col. 2001) Los métodos biológicos utilizan reacciones microbianas para llevar a cabo la oxidación de H2S a sulfatos o azufre elemental. El tratamiento de la corriente gaseosa se lleva a cabo al ponerla en contacto con los microorganismos, en presencia de cierta cantidad de agua. Para corrientes de baja concentración de H2S (menores a 100ppmv), los procesos biológicos presentan ventajas en su uso frente a los procesos físicos y fisicoquímicos ya que presentan eficiencias alrededor del 100%, consumen poca energía en su operación y los productos secundarios no son dañinos al medio ambiente. 1.4.1 MÉTODOS BIOLÓGICOS PARA EL TRATAMIENTO DE H2S Esta tecnología emplea la capacidad metabólica de los microorganismos, quienes utilizan el compuesto azufrado como fuente energía, llevando a cabo las siguientes reacciones:

8

2 HS- + O2 2 S0 + 2 OH- (1)

2 S0 + 3 O2 2 SO4

-2 + 2 H+ (2) El estado de la fase biológica y la forma de dosificar la corriente líquida dentro del reactor puede variar. Los diferentes equipos y procesos utilizados en los dispositivos dan lugar a los tres principales tipos de bioreactores que son: biofiltro, biolavador y biofiltro de lecho escurrido (BLE). A continuación se presentan esquemas simplificados de los tres dispositivos y en seguida se describen sus principales características en la tabla 1.

Figura 2. Esquema simplificado de un biofiltro

Figura 3. Esquema simplificado de un biolavador

9

Figura 4. Esquema simplificado de un biofiltro de lecho escurrido

Tabla 1.Características generales de los sistemas biológicos de degradación.

Biofiltro Biolavador BLE Localización de

la reacción Lecho empacado Tanque agitado

Lecho empacado

Condición de la biomasa

Fija en el empaque del reactor

Suspendida en la fase acuosa

Fija en empaque y suspendida en fase

acuosa Fases presentes

en el reactor Gaseosa, móvil Líquida, móvil

Gaseosa y líquida,

móviles Tratamiento previo de la

corriente gaseosa

Humidificación Absorción

Ninguno

Interfase de de degradación

Gas-biopelícula Líquido-biopelícula

Líquido-biopelícula

Origen de nutrientes

Soporte orgánico Dosificados a la fase líquida

Dosificado a la fase líquida

Fase de la salidas

del bioreactor Gas Gas y agua tratada Gas y una purga

líquida El contenido de las tablas siguientes sirve para comparar los tres sistemas. Se puede ver que en el caso de la degradación de H2S en sistemas biológicos el uso de un biofiltro no es conveniente, principalmente por la posible acumulación en el reactor de subproductos tales como sulfatos y ácido sulfúrico, que eventualmente crearían condiciones inhibitorias para el desarrollo microbiano.

10

Tabla 2. Comparación de los sistemas biológicos de degradación.

Biofiltros Biolavadores BLEs

Caída de presión en la corriente

de gas

Baja Baja

Baja

Limitaciones de tratamiento

Sustancias que no generen subproductos

acumulables

Sustancias de solubilidad alta en

agua

Sustancias de solubilidad alta en

agua

Superficie disponible para la degradación

Toda la del empaque Interfase de todas las partículas de biomasa

Toda la del empaque, pero menor que en el

biofiltro Hay dificultad en el control de pH y humedad

Sí No

No

Es posible el taponamiento o acanalamiento

Sí No

Sí

Puede presentarse la

acumulación de subproductos

Sí No

No

Con referencia en las tablas anteriores se puede hacer una comparación entre el BLE y el biolavador, la cual desfavorece al segundo debido al tamaño del dispositivo, ya que el primero está constituido por un solo equipo, mientras que el otro requiere un proceso de absorción y se compone como mínimo de dos equipos. La ventaja del BLE es reunir el absorbedor y el reactor en un solo equipo. Aunque el tratamiento de contaminantes gaseosos en un BLE está limitado a sustancias con una alta solubilidad en agua, en el caso del H2S está restricción puede superarse con el uso de condiciones alcalinas en la fase líquida, (González 2004) y así desplazar el equilibrio de absorción H2S(g)-Agua. Por lo tanto se eligió el BLE como el sistema óptimo para llevar a cabo el proceso de tratamiento de ácido sulfhídrico gaseoso en condiciones alcalinas. Antes de abundar la información acerca del BLE se dará una breve explicación de un aspecto importante en el proceso de tratamiento del H2S que es la descripción del equilibrio físico y químico que tiene el sulfuro de hidrógeno con agua.

11

1.5 SOLUBILIDAD DEL H2S El primer equilibrio, entre el contaminante presente en el gas y el líquido, es de tipo físico y está especificado por la constante para el sistema H2S–Agua (González 2004):

H = 0.41 (mol H2S(g)/m3)gas / (mol H2S(l)/m3) agua (3)

El segundo equilibrio es de tipo químico y depende del pH de la fase líquida. Las siguientes ecuaciones muestran las especies en solución, que se producen a partir de la disociación del H2S al absorberse en agua, se incluyen también los valores de las constantes de disociación.

H2S ↔ H+ + HS- pKa =7.04 (4)

HS- ↔ H+ + S2- pKa = 11.96 (5) El aumento en la cantidad de H2S(g) que puede solubilizarse al aumentar el pH de la disolución, se justifica usando la ecuación de Henderson-Hasselbach, la cual describe la relación de equilibrio entre especies azufradas para un determinado valor de pH.

][][log

2SHHSpKapH

−

+= 1ª disociación (6)

][][log

2

−

−

+=HSSpKapH

2ª disociación (7) Sustituyendo los valores de pKa para ambas disociaciones pueden obtenerse los valores de concentración de compuestos azufrados en función del pH. (Ver tabla 3) El cálculo consiste en proponer valores de pH y despejar la concentración de la especie azufrada de interés, de ésta manera se pueden obtener concentraciones de las especies HS- y S2- a partir de una concentración de H2S(g) conocida. Una concentración de 10 ppm de H2S en el aire (equivalente a 14 mg/m3), corresponde a 4.1×10-4 g-mol H2S(g)/m3. Usando la constante para el sistema H2S-Agua (ecuación 3) se tiene una concentración en el líquido de 1×10-3 g-mol H2S(l)/m3. Utilizando valores de pKa y concentración de H2S(l) la ecuación 6 se transforma en:

[ ] ( ) 3)(2

304.7 /10110 mSmolHgHS lpH −×−= −−− (8)

Sustituyendo valores de pH pudo construirse la siguiente tabla

12

Tabla 3. Concentración de especies de azufre disueltas en función del pH

Concentración de especies g-mol(l)/m3 pH H2S HS- S2- 2 1.000E-03 9.120E-09 1.000E-18 3 1.000E-03 9.120E-08 1.000E-16 4 1.000E-03 9.120E-07 1.000E-14 5 1.000E-03 9.120E-06 1.000E-12 6 1.000E-03 9.120E-05 1.000E-10 7 1.000E-03 9.120E-04 1.000E-08 8 1.000E-03 9.120E-03 1.000E-06 9 1.000E-03 9.120E-02 1.000E-04

10 1.000E-03 9.120E-01 1.000E-02

A continuación se muestra una gráfica con los efectos del pH sobre las concentraciones de las especies HS- y S2-, que se forman a partir de la absorción de H2S(g) en el agua.

10-16

10-14

10-12

10-10

10-8

10-6

10-4

10-2

100

2 4 6 8 10

HS-

S2-

H2S

Concentración (g-mol/m

3)

pH Figura 5. Concentración de especies de azufre en solución, en equilibrio con un gas de

concentración de 4.1×10-4 g-mol H2S/m3.

Usando condiciones alcalinas en la fase líquida del sistema, se promueve la solubilización de una mayor cantidad de H2S(g) traducido en un aumento de concentración de especies azufradas en solución, al observarse la figura 5 puede constatarse que éste incremento tiene un carácter exponencial en función del pH.

13

1.6 ELECCIÓN DE UN COMPUESTO MODELO La elección del sulfuro de hidrógeno como sustrato gaseoso, ha sido resultado del carácter representativo que tiene sobre la mayoría de las sustancias que producen malos olores. Sin embargo se tomó la decisión de hacer las pruebas experimentales con un compuesto modelo, debido a la alta toxicidad del H2S y los riesgos que implica su uso. Se eligió el tiosulfato de sodio pentahidratado2 (Na2O3S2·5 H2O) como sustancia modelo, debido a la semejanza que tiene con las especies que forma el H2S disuelto en una solución alcalina. Además el manejo de dicha sal sódica no implica ningún riesgo durante su manipulación. 2. MATERIALES Y MÉTODOS Bioreactor (BLE) El dispositivo experimental está constituido por una columna empacada y un contenedor. El contenedor (16.5 L en volumen) tiene una purga que permite conservar un volumen de líquido en el reactor de 5 L, que fue recirculado por medio de una bomba centrífuga (SHURflo, 9092CB121). La columna (79.5 cm de longitud, 14.1 cm diámetro interno y 11.79 L en volumen), fue dividida en tres niveles empacados con diferentes tipos de empaque: anillos plásticos (3 cm de longitud, 2 cm de diámetro interno), tezontle (1 cm, diámetro nominal) y cubos de poliuretano de baja densidad (1 cm por lado) -Ver Figura 6-.

2 En el apéndice A se muestra la información toxicológica del tiosulfato de sodio

14

Figura 6. Esquema simplificado del sistema experimental. El contenedor dispuso de espacio para la inserción de un medidor de pH, aireación mediante un difusor de vidrio sinterizado conectado a una bomba de aire (Aquarama, P350), un puerto de muestreo y una entrada de solución de hidróxido de sodio 2 N. Además se llevo a cabo el control de pH mediante un electrodo (Sensorex) conectado a un temporizador (Difacel, DTE 921-P), que reguló la adición de una solución de hidróxido de sodio 2 N (Figura 7).

Componentes del sistema experimental A: columna, B: contenedor, C: medio mineral fresco, D: bomba de recirculación, E: medidor de pH, F: aireador, G: puerto de muestreo, H: salida de gas, I: purga de líquido.

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Figura 7. Sistema experimental.

2.1 INOCULACIÓN La inoculación se llevó a cabo introduciendo al sistema 9 litros de medio mineral (tabla 4), con una concentración 70 mmol/L de tiosulfato de sodio, además de un concentrado de bacterias, manteniendo la recirculación del líquido en la columna, sin alimentación de medio mineral fresco, durante 15 días.

Tabla 4. Medio mineral (Sorokin y col. 2001).

Sales g/L Na2CO3 20 NaHCO3 7

NaCl 5 K2HPO4 1

Na2S2O3·5H2O 17.4 Soluciones mL

A 10 B 1 C 2

pH final 10.0

Solución A

KNO3 101 g/L

Solución B MgCl2 •6H2O 200g/L Solución C mg/L

EDTA 5 FeSO4 *7H2O 2 ZnSO4 *7H2O 100 MnCl2 *4H2O 30 CoCl2 *6H2O 200 NiCl2 *6H2O 20

Na2MoO4* *2H2O 30 CuCl2 *2H2O 10

H3BO3 300

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3. RESULTADOS Uno de los aspectos más importantes en este estudio, era analizar la factibilidad de que el consorcio se desarrollara adecuadamente en los diferentes materiales de empaque. Los factores de respuesta utilizados fueron: la capacidad de eliminación (CE), la eficiencia de remoción (ER) y la carga (Q) y se definen a continuación:

Tabla 5. Términos utilizados para caracterizar el BLE

VFCCCE se )·( −

= (9)

100*e

se

CCCER −

= (10)

VCFQ e*

= (11)

Donde: Q= Carga de alimentación de tiosulfato (g/m3

Reactorh) ER= Eficiencia de Remoción (%) CE=Capacidad de eliminación (g/m3

reactorh) Ce =Concentración de entrada (g/L) Cs =Concentración de salida (g/L) F =Flujo (m3/h) V =Volumen del reactor (m3)

La concentración de proteína en la fase líquida se cuantificó mediante la técnica de Lowry. (Lowry y col. 1954) y las especies de azufre (tiosulfato y sulfato) se cuantificaron mediante electrofóresis capilar. (Ver apéndices By C). A continuación se presentan los resultados del comportamiento del BLE durante la experimentación.

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Figura 8. Concentración de biomasa en la fase líquida del BLE

La concentración de biomasa en el líquido tuvo su valor máximo (825 mg/L aprox.) el día 8 y el mínimo (200 mg/L) el día 29. La disminución en la cantidad de biomasa por unidad de volumen, fue producto de la adhesión de la biomasa sobre los materiales de empaque. A partir del día 14 se alimentó en continuo una carga de 9.6 g S2--S2O3

2- / m3reactor

-1•h-1, obteniéndose una CE de 0.074 g / m3

reactor-1•h-1.

18

Figura 9. Concentración de especies de azufre disueltas en la fase líquida.

La concentración de iones tiosulfato tuvo un valor que fue posible medir hasta el día 11 (0.4 g S2O3

2-/L), mientras que la concentración de iones sulfato se registró durante todo el experimento, teniendo un valor máximo (30.3 g SO4

-/L) en el día 8. Lo anterior demuestra que la degradación del tiosulfato fue completa a partir del día 12 (ER = 100%).

La oxidación en fase líquida del tiosulfato está descrita por la reacción:

+−− +→++ HSOOOHOS 222 2422

232 (12)

De ésta manera el balance de materia para el BLE en los primeros 14 días (operación por lote) fue:

LgSO

mmolSOgSO

OmmolSmmolSO

LOmmolS −

−

−

−

−−

=

24

24

24

22

24

22 4.13

1096.0

1270

3

3 (13)

La concentración de sulfatos antes del día 14 (Figura 8) excede el valor calculado en la ecuación 13, debido a la pérdida de agua del reactor por evaporación.

19

La segunda parte experimental consistió en determinar cuál de los soportes en estudio era el mejor para empacar el BLE. La elección se realizó evaluando la densidad del lecho empacado, la cantidad de biomasa en cada empaque y la actividad de los microorganismos adheridos. (Ver apéndices B y D). La actividad de la biomasa se cuantificó haciendo pruebas de consumo de oxígeno (Espinoza 2004). Los resultados se presentan el las figuras 9 y 10, de donde se desprende que el poliuretano es el empaque con menor densidad de lecho y mayor cantidad de biomasa por unidad de peso. El tezontle es el que presenta un mayor contenido de biomasa por unidad de volumen, sin embargo la densidad de éste es mucho mayor que los otros dos materiales.

0

100

200

300

400

500

anillos poliuretano tezontle

Densidad (kg/m

3)

0

5

10

15

20

25

30

anillos poliuretano tezontle

por kg empacado

por Lt empacado

Masa (g)

Figura 10. Densidad de lecho empacado. Figura 11. Cantidad de biomasa adherida

los soportes

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

anillos poliuretano tezontle

mg O

2 / gbi

omasa*m

in

Figura 12. Actividad de la biomasa adherida a los empaques.

20

Se observa que la biomasa adherida al tezontle es la que consume más oxígeno, por lo tanto tiene una mayor capacidad para la degradación del tiosulfato. En el caso de los anillos el contenido de biomasa fue el más bajo, sin embargo este material no presentó taponamiento del lecho como el tezontle y el poliuretano, evitando así caídas excesivas de presión en la corriente gaseosa. Como última prueba experimental se empacó toda la columna del BLE con anillos plásticos y se aumentó el flujo de tiosulfato hasta 210 mmol/L (52.2 g/L). La oxidación del tiosulfato (ecuación 12) produce protones que disminuyen el pH de la solución. El sistema adiciona una solución de NaOH para mantener el pH en 10. El consumo de hidróxido de sodio (Tabla 6) constituye una medida indirecta de la cantidad de tiosulfato oxidado en el proceso.

Figura 13. Sistema experimental empacado con anillos plásticos

Tabla 6.-Consumo de NaOH. Tiempo (h) Consumo de NaOH (L) Flujo (L/h)

24 0.165 0.006 24 0.260 0.006 24 0.270 0.005

Promedio = 0.006

21

Las mediciones de flujo de NaOH alimentado se hicieron cada 24 horas durante 3 días.. Por cada mol de tiosulfato se generan dos protones (ecuación 12) que consumen dos moles de hidróxido de sodio, así al dividir entre dos el consumo (en moles) de NaOH se obtiene el número de moles de tiosulfato oxidadas. Los resultados del balance (Ver apéndice H) muestran que todo el tiosulfato alimentado fue oxidado obteniendo así una ER del 100% con una carga de 33.67 g S2--S2O3

2- / m3reactor

-1•h-1 4 CONCLUSIONES DE LA FASE EXPERIMENTAL El BLE demostró ser un buen sistema para el tratamiento de compuestos sulfurados en solución. Los resultados muestran que es posible tratar una carga de tiosulfato 33.67 g S2--S2O3

2- / m3reactor

-1•h-1 con una eficiencias de remoción del 100% lo cual se equivalente a 10ppmv H2S(g), sin embargo existe un periodo de adaptación de 14 días, para alcanzar eficiencias de remoción del 100%. Los microorganismos empleados mostraron estar adaptados a las condiciones alcalinas de la fase líquida. El sistema de BLE demostró en condiciones alcalinas ser un buen sistema para tratar compuestos azufrados. Como se muestra en la Figura 9 se obtienen eficiencias de remoción de 100% después de un correspondiente tiempo de adaptación de 11días. Cuando BLE se empaco con solo anillos plásticos se incremento la carga de tiosulfato a 210 mmol/L (52.2 g/L), se siguió obteniendo eficiencia de remoción del 100%, por esto se espera que el sistema pueda degradar concentraciones mayores. Se espera que este sistema funcione igual para la remoción de H2S en corrientes gaseosa para concentraciones de 10ppmv o mayores. Con respecto a la elección del empaque faltaría realizar pruebas de otras configuraciones y otros materiales, que compensen sus desventajas y diferencias , como se observa en las Figuras 10, 11 y 12, el tezontle presento la mayor cantidad de biomasa pero tiene el problema de que es muy pesado, mientras que el poliuretano presenta compactamiento y posteriormente taponamiento y los anillo presenta una baja densidad y son buenos para empacar pero presentan una cantidad de biomasa baja en comparación con el tezontle. 5. DISEÑO Y ESCALAMIENTO Esta parte se divide en dos grupos: el bioreactor y los accesorios. 5.1 DISEÑO DEL REACTOR CRITERIOS

22

• Se diseña en base al flujo volumétrico y velocidad de gas a tratar. • Los datos necesarios para el diseño que se disponen son en la fase gas

(concentraciones de entrada y salida) y es por esto que el balance se plantea en el gas y no en la fase acuosa como frecuentemente se hace.

• Se emplea un tiempo de residencia del gas como variable independiente. (Gabriel, Deshusses. 2002)

Figura 14. Esquema del reactor.

El diseño del reactor consiste en el cálculo de la altura, diámetro y volumen del BLE, para esto se realiza un balance de materia de H2S en la fase gaseosa, el cual se muestra a continuación (ver figura 14).

(10)

0)( ,,, 22=∆−−

∆+zaANNNA siAzzzSHzzSHs (11)

Donde: 2][ mAs = min*

][ 22 mmolN SH = 3

2

mma = mz =∆

Dividiendo la ecuación 15 por el elemento de volumen As∆z se tiene que:

0,2

2 =−− aNdz

dNiSH

SH (12)

El flujo de gas es de tipo pistón y el flux es representado por la ecuación:

23

SHzSH CvN

22= (13)

Donde:minm

z =ν 3mmolC =

El flux de H2S que va la fase gas hacia la interfase líquida es representado por:

)( ,,, 222 iGSHGSHGSH CCKN −= (14)

Donde: minmKG =

Sustituyendo las ecuaciones 17 y 18 en la ecuación 16 obtenemos:

0)( ,,,,

22

2 =−+ iGSHGSHGGSH

z CCaKdz

dCv (15)

La ecuación 19 involucra la continuidad en la interfase gas-líquido, que se muestra a continuación:

)()( ,,,,,,,,, 2222 LSHiLSHLxLiGSHGSHGixGabs CCKNCCKNN −==−== (16)

Donde: minmK L=

Suponiendo equilibrio en la interfase:

iLSHiGSH mCC ,,,, 22= (17)

Ahora se plantean dos hipótesis; la primera asume que toda la reacción se lleva a cabo en la superficie de la biopelícula, con la finalidad de despreciar los términos de difusividad efectiva.

−=

LSHs

LSHMaxSH CK

CR

,

,

2

2

2ν (18)

Donde los parámetros tienen unidades de min*2m

molMax =ν

minmolK s =

min*

][ 22 mmolR SH =

La segunda hipótesis supone que la actividad de la biomasa es máxima, es decir LACKs ,<< , entonces la ecuación 22 se simplifica a:

24

MaxSHR ν=2

(19) Así el equilibrio en la interfase líquido-biopelícula se expresa de la siguiente forma:

MaxiBiopSHLSHLabsrxn CCKNN ν=−== )( ,,, 22 (20)

Como toda la reacción se lleva a cabo en la superficie de la biopelícula 0,,2

=iBiopSHC , la ecuación 24 se reduce a:

MaxLSHLabsrxn CKNN ν=== ,2 (21)

Ahora se resuelve para iGSHC ,,2

y se obtiene una expresión que permite determinar la altura del BLE, a partir de las ecuaciones 20, 21 y 24. Resolviendo la ecuación 24 para LSHC ,2

, se obtiene:

L

MaxLSH K

C ν=,2

(22)

Sustituyendo las ecuaciones 21 y 25 en 20 tenemos:

−=−

L

MaxiGSHLiGSHGSHG K

mCKCCK ν,,,,, 222

)( (23)

Y resolviendo para iGSHC ,,2

, se tiene:

GL

MaxGSHGiGSH KmK

CKC

+

+=

ν,,,

2

2 (24)

Sustituyendo (28) en (19), se logra obtener la ecuación diferencial en términos de variables y parámetros que se conocen o que se pueden determinar:

0,,

,2 =

+

+−+

GL

MaxGAGGAG

GSHz KmK

CKCaK

dzdC

vν

(25)

Integrando:

∫∫

+

+−

==2,,2

1,,2 2

2

2

,,

,

0

GSH

GSH

C

C

GL

MaxGSHGGSHG

GSHzL

KmKCK

CaK

dCvdzL

ν (26)

25

Donde L representa la altura del BLE y tiene dimensiones de longitud. La solución numérica de la integral se calculó usando los siguientes valores para los coeficientes (Ver apéndice F).

min/0288.0 mKG =

min/01274.0 mKL =

min*10*5.5 2

3

mmol

Max−=ν

smvz /10=

31,, /358.1

2mmolC GSH =

3

2,, /0002.02

mmolC GSH = De esta forma se obtiene una altura del BLE de:

8.025mL =

Y el diámetro suponiendo una geometría cilíndrica, se obtiene como se muestra a continuación:

LVD

**4

π=

(27)

D = 1.1498m 5.2 DISEÑO DE LOS ACCESORIOS Las características de las bombas, tubería y los diferentes accesorios se especifican en la tabla 7. Los cálculos realizados en el diseño pueden consultarse en el apéndice E y G.

26

Tabla 7. Dimensiones y equipo necesario para la planta de tratamiento

Equipo Material Dimensiones 1 Tubería del efluente al

ventilador

PVC de 8 in

Longitud Total: 12.5 m 2 Tubería del ventilador

al Biofiltro

PVC de 4 in

Longitud Total: 0.5 m 3 Tubería del

contenedor del medio mineral a la bomba

PVC de 4 in

Longitud Total: 0.5 m

4 Tubería de la bomba de medio mineral al

BLE

PVC de 4 in

Longitud Total: 3 m

5 Tubería del BLE a bomba de

recirculación

PVC de 4 in

Longitud Total: 1 m

6 Tubería de la bomba de recirculación al

BLE

PVC de 4 in

Longitud Total: 11 m

7 Tubería del contenedor de NaOH

a la bomba

Plástico

Longitud total 0.5 m

8 Tubería de la bomba de NaOH al BLE

Plástico

Longitud total 4 m

9 Biofiltro Fibra de vidrio reforzado

Altura: 8 m Diámetro: 1.2 m

10 1 bomba recirculación Acero 1/4 HP 11 1 bomba medio

mineral Acero 1/4 HP

12 1 Bomba Peristáltica Acero Manostat® serie E, 28 rpm, 115 V CA, 60 Hz.

13 1 Contenedor medio mineral

Plástico reforzado Capacidad: 210 L

14 1 Contenedor hidróxido de sodio

Plástico reforzado Capacidad: 20 L

15 Accesorios (Codos, Ts, coples,

etc.)

PVC

Longitud total: 40m

16 Control de pH

17 Ventilador Acero inoxidable Potencia: 2.5 HP 18 4 Rejillas de

extracción Acero

19 Material de empaque Plástico 200 m2/m3

27

A continuación se muestra la distribución de los equipos en el sistema experimental.

Figura 15. Esquema del sistema industrial. El proceso de tratamiento agrupa a todos los componentes de la figura 15 en un espacio de 91 m2 (14 m largo × 6.5 m ancho). El gas contaminado es extraído por un sistema de cuatro extractores (18), mediante el uso de un ventilador de 2,5HP (17) para posteriormente introducirlo por la parte inferior del BLE (19). Se utiliza una bomba (10) que mantiene en recirculación el medio mineral y otra (11) que adiciona medio mineral fresco. Además se cuenta con una bomba dosificadora de NaOH (12) que forma parte del controlador del sistema. 5.3 CARACTERÍSTICAS DE LA PLANTA

• El flujo de la corriente gaseosa a tratar es de 50 m3/min con una concentración de 30 ppm. De H2S

• El material de empaque es pequeño, ligero y resistente, además permite una buena

fijación de la biomasa (Ver figura 6)

• El BLE posee capacidades de eliminación cercanas al 100% y no genera productos contaminantes secundarios

28

• Los costos de energía y mantenimiento son reducidos 6. ASPECTOS ECONÓMICOS 6.1 COSTO DE EQUIPOS Una vez que se tiene el diseño de la planta es necesario saber el impacto económico que se tendrá con la puesta en marcha.

Tabla 8. Costo de equipos y accesorios.

Lo que daría una inversión total de $ 226,730 M. N. para todo el equipo y accesorios.

Equipo Costo (M. N.) Tubería Total PVC 1,000 Biofiltro 188,500 2 Bombas 4,400 Bomba Peristáltica 2,900 Contenedor 250 L 9,660 Contenedor 25 L 540 Sensor de pH 3,030 Ventilador 12,000 Material de Empaque 4,000 Accesorios Diversos 700

29

6.2 COSTOS DE OPERACIÓN

Costo Laboral:

30

De acuerdo al diseño de nuestro proceso se requerirá de dos personas que laboren medio tiempo en nuestra planta, sus actividades radicarán en preparar medio mineral, vigilar que las bombas trabajen adecuadamente y verificar los niveles de pH, es por este motivo el cual se contemplan tiempos parciales. Además se necesitara el asesoramiento de un Ingeniero de proceso, el cual proporcione soluciones en caso de problemas mayores a los que pudieran resolver los técnicos, por lo cual no tendrá un turno específico.

Tabla 9. Uso de personal en el proceso

Cargo Jornada (h) Turno Técnico 4 Matutino Técnico 4 Vespertino

Ingeniero 4 Único

Una vez que se ha contemplado el uso del personal y sus funciones se procedió a calcular su nomina anual la cual se muestra a continuación

Tabla 10. Nomina de Trabajadores

Técnico Ingeniero Salario Mínimo 50 115 Prestaciones 70 161 Aguinaldo 700 1,610 IMSS 70 161 Vacaciones 658 2,625 Pago Semanal 350 805 Pago Mensual 1,400 3,220 Pago Anual 19,138 45,129

Nomina Anual: 108,087 (MN) Al observar nuestros resultados podemos corroborar que resulta bastante accesible nuestro proceso, lo que es una característica en el uso de las alternativas biológicas, lo cual ratifica el uso de estos medios para el tratamiento de efluentes de aire contaminado

31

BIBLIOGRAFÍA Agencia para Sustancias Toxicas y el Registro de Enfermedades (ATSDR). Resumen de salud pública para el Ácido sulfhídrico. EUA 2004. http://www.atsdr.cdc.gov/es/phs/es_phs114.pdf Cárdenas González B., Revah Moiseev S., Hernández Jiménez S., Martínez Sánchez A. y Gutiérrez Avedoy V.. 2003 Tratamiento biológico de compuestos orgánicos volátiles de fuentes fijas 1ª Edición. INE-SEMARNAT Devinny J.S., Deshusses M.A., Webster T.S. 1999 Biofiltration for Air Pollution Control. Lewis Publishers. U.S.A. Diks R.M.M., Ottengraf S.P.P. 1994. Technology of trickling filters. VDI Berichte. 1104: 19-37. Espinoza J., 2004 Oxidación biológica de compuestos reducidos de azufre en condiciones alcalinas. Tesis para obtener el grado de maestría. Universidad Autónoma Metropolitana- Iztapalapa México. Gabriel David, Deshusses Marc. 2002 Retrofitting existing chemical scrubbers to biotrickling filtres for H2S emission control. González A. 2004 Estudio de la oxidación biológica de compuestos reducidos de azufrepor un consorcio alcalófilo en un bioreactor. Examen predoctoral. Universidad Autónoma Metropolitana, México. Lobo R., Revah S. Viveros-García T., 1998 An Analisis of a Trickle-Bed Bioreactor: Carbon Disulfide Removal. John Wiley & Sons, Inc. Lowry O H, Rosebrough N J, Farr A L y Randal R J. 1951 Protein measurements with the Folin phenol reagent. Journal of Biological Chemistry 193, 265-275. McNevin D., Barford J. 2000. Biofiltration as an odour abatement strategy. Biochemical Engineering Journal. 5: 231-242. www.elsevier.com/locate/bej Morgan-Sagastume, et al, 2000 Changes in physical estructure of a compost biofilter treating H2S Morgan S. J., Revah M. S., Noyola R. A. 2001 Algunas tecnologías para la eliminación de H2S por vía fisicoquímica y microbiológica Revista del IMIQ, año XLII vol. 9-12, P. 209-210. Revah M. S., Ortiz L. I., 2004 Fundamentos y casos exitosos de la biotecnología moderna Editado por Francisco G. Bolívar Zapata. El Colegio Nacional. México D. F. P. 627, 631-632. McGraw-Hill

32

Sorokin D. y col. 2001 Sulfur-oxidizing bacteria from soda lakes. International Journal of Systematic and Evolutionary Microbiololy 51, 565-580. Veiga, Kennes. 2001. Parameters affecting performance and modeling of biofilters treating alkylbenzene-polluted air. Appl Microbiol Biotechnol. 55: 254-258. IMPCO S. A. de C. V. Calculando. Aire evaporativo y extracción.

33

APÉNDICES A. PROPIEDADES FÍSICAS E INFORMACIÓN TOXICOLÓGICA SULFURO DE HIDRÓGENO (H2S)

Es un gas extremadamente tóxico que causa parálisis del sistema respiratorio. Es irritante y corrosivo para los tejidos y puede causar fatiga olfativa. No debe confiarse en el olor para detectar su presencia. Mantener los tanques de H2S en una campana o en una habitación con

ventilación apropiada. Use lentes y guantes apropiados. Es muy inflamable, mantenerlo lejos del calor, chispas y flamas expuestas.

Número de registro: CAS 7783-06-04 EPA: Número de Desecho Peligroso (HWN): U135 Fórmula molecular: H2S Peso molecular. 34.08 g/g-mol pH (solución en agua): 4.5 Color y forma: gas sin color Olor: olor característico a huevo podrido Umbral de percepción: Aire 0.0005 ppm.

Agua 0.000029 ppm. Sabor: Sabor dulce Densidad (a 0° C y 760 mmHg): 1.5392 g/L Viscosidad: Gas (a 101.325 kPa y 25° C): 0.0128 mPa*s.

0.0128 centipoise. Punto de congelación: 85.49° C. Punto de ebullición: 60.33° C. Solubilidad en agua (20° C): 1g/242mL. Solventes orgánicos afines: alcohol, éter, glicerol, gasolina, queroseno, petróleo crudo, bisulfuro de carbono. Presión de Vapor. (21.9° C): 1929 kPa, equivalente a 14469 mmHg.

34

Constante de la ley de Henry: (20° C) 468 atm / fracción mol (30° C) 600 atm / fracción mol (40° C) 729 atm / fracción mol Temperatura de auto ignición: 500° C Limites de inflamabilidad: Máximo 46%, mínimo 4.3% (en volumen a temperatura ambiente). Factor de conversión: 1ppm = 1.4 mg/m3 Densidad absoluta. Gas (101.325 kPa, 25° C): 1.506 Kg/m3 Densidad relativa. Gas (101.325 kPa, 25° C): 1.188 (ρaire) Factor de compresión crítica 0.283 Solubilidad en agua (101.325 kPa, 25° C): 2.257 TOXICIDAD (Relaciones dosis - efecto) 20 ppm: Produce irritaciones leves horas. 100 ppm: Produce fatiga olfativa entre 2 y 15 minutos. Irritación de los ojos y tracto respiratorio después de 1 hora y la muerte entre 8 y 10 horas. 170-300ppm: MAC 1 hora. 400-700ppm: Resulta muy peligroso después de 30 minutos. 500 ppm: Causa dolor de cabeza y confusión. 600 ppm: Resulta mortal en menos de 30 minutos. 800 ppm: Produce la muerte de manera inmediata. TIOSULFATO DE SODIO PENTA HIDRATADO (Na2O3S2*5 H2O) Número de registro: CAS 10102-17-7

35

Fórmula molecular: Na2O3S2*5 H2O Peso molecular. 248.21 g/g-mol pH (100 g/L H2O): 6.0-8.4 Color y forma: sólido sin color Olor: sin olor Densidad: 1.74 g/cm3 (a 20° C y 760 mmHg) Punto de fusión: 48° C. Punto de ebullición: No aplicable Descomposición térmica (eliminación de agua de cristalización): 100º C Temperatura de auto ignición: No aplicable Limites de inflamabilidad: No inflamable Límite de explosividad: No aplicable Densidad de amontonamiento: ~ 1000 kg/m3 Solubilidad en agua (20° C): 701g/L TOXICIDAD Producto no peligroso. Debe manejarse con las precauciones apropiadas para los productos químicos. PRIMEROS AUXILIOS: Tras inhalación: aire fresco Tras contacto con la piel: lavar bajo corriente de agua Tras contacto con agua: aclarar con agua Tras ingestión (grandes cantidades): consultar al médico si subsiste malestar

36

B. TÉCNICA DE LOWRY PARA LA DETERMINACIÓN DE PROTEÍNA

Esta técnica determinó la cantidad de proteína presente en la fase líquida del reactor, explotando la capacidad de las proteínas para formar complejos coloreados, posteriormente se midió la absorbancia de la muestra tratada utilizando un espectrofotómetro (UV/VIS Perkin Elmer). Se midió la absorbancia de la muestra tratada a 750 nm de longitud de onda, y se compararon con una curva patrón, así puedo obtenerse la concentración de proteína para todas las muestras.

El procedimiento es el siguiente:

a) Toma de muestras. Se tomaron dos muestras de 1000µL en dos viales separados cada 12 horas durante 50 días, se sometieron a 12000 rpm durante 10 minutos, al término se obtuvieron dos fases, una sólida sedimentada (biomasa) y una acuosa. El sobrenadante de uno de los viales se transfirió a un vial nuevo y el otro se desechó, en total se deben de tener 3 viales por cada toma de muestra. b) Preparación y tratamiento de las muestras. A cada muestra de biomasa se le agregó 1 mL de NaOH (0.2 N), se calentó en agua hirviendo y posteriormente se agitó para disolver la biomasa, de esta solución se tomaron 200 µL y se mezclaron con 100µL de reactivo A y 800µL de reactivo B (BioRad). La mezcla se preservó por 15 minutos en la oscuridad y posteriormente se analizó en un espectrofotómetro a una longitud de onda de 750 nm. Adicionalmente se prepararon soluciones patrón de concentración conocida, se midió su absorbancia en el espectrofotómetro y se construyó una curva de calibración que se muestra a continuación.

37

Figura 1 Curva patrón para técnica de cuantificación de proteína

Los datos representados en la figura 1 corresponden a soluciones estándar de 250, 200, 100, 50 y 5 mgproteína/L. C. TÉCNICA DE ELECTROFORESIS CAPILAR.

Esta técnica se utilizó para analizar las muestras líquidas provenientes de la centrifugación. a) Preparación de muestras para CIA. Las muestras se sometieron al siguiente tratamiento: Tomar 56 µL de muestra y adicionar 1344 µL de agua, para mantener una

proporción de 1:25. Se filtró cada muestra con una membrana de nitrocelulosa (Millipore), de tamaño de

poro de 0.45 micras. Las muestras se transfieren a viales de 1 mL y se introducen en el carrusel del

aparato WCIA (Millipore). La mezcla se refrigera en caso de no analizarse en ese momento.

b) Preparación de la soluciones estándares. Pesar 0.592gr de NaSO4. Pesar 0.886gr de NaS2O3.9H2O. Disolver ambas sales con agua desionizada y aforar a 100mL, así se obtiene una

solución de 4000 ppm tanto en sulfato como en tiosulfato. En la siguiente tabla se muestran las diluciones que se prepararon para la

construcción de una curva patrón.

38

Tabla 1. Concentraciones de los estándares.

Estándar Volumen 1 Concentración

1 Volumen 2

(Volumen 1+H2O)Concentración

2 (µl) ((ppm) (µl) (ppm) A 900 4000 1000 400 B 975 4000 1000 100 C 987.5 4000 1000 50 D 997.5 4000 1000 10

Posteriormente las soluciones estándares se introdujeron en el carrusel de muestras del equipo de electrofóresis capilar y los valores de área para los picos se relacionaron a las concentraciones en la siguiente gráfica.

Figura 2. Curva patrón para concentración de iones sulfato y tiosulfato.

D. TÉCNICA PARA LA EVALUACIÓN DE LOS SOPORTES.

El proceso de evaluación se compuso de cuatro fases:

o Desprendimiento de la biomasa fija sobre los materiales. o Homogenización de la biomasa en un volumen de líquido. o Cuantificación de concentración de proteína en la suspensión homogénea. o Medición del peso y volumen de los empaques secos analizados.

El desprendimiento de la biomasa fija sobre los materiales, se realizó tomando una muestra de cada empaque del reactor que se sumergió en un volumen líquido dentro de una botella plástica y se sometió a ultrasonido en un baño de agua (Branson 3200) durante 30 minutos.

39

La homogenización de la biomasa en el líquido, se hizo con ayuda de un homogenizador de aspas (Ultra Turrax), durante 5 minutos. De la suspensión homogénea formada, se tomó una muestra de 1 mL por duplicado y se aplicó la técnica de Lowry para determinar la concentración de proteína. Multiplicando dicha concentración por el volumen de líquido, usado para homogenizar la biomasa, se obtuvo la masa total de proteína proveniente de las muestras de empaque. Se sabe que las bacterias presentes en el BLE tienen una proporción de proteína del 25% (Gonzalez, 2004).Así, fuimos capaces de determinar la masa de las bacterias, simplemente multiplicando por cuatro la masa total de proteína proveniente del análisis de Lowry. E. CÁLCULOS DE POTENCIA DE LAS BOMBAS En el cálculo para la potencia de las bombas se utilizaron las siguientes expresiones, además de consideraciones específicas, que se mencionaran en su momento, para cada bomba. La expresión del balance de energía se basa en la ecuación de Bernoulli y es la siguiente:

( ) 0WFPP

)ZZ(gVV21

S12

122

122 =++

ρ−

+−+− ∑

Donde: V2 y V1 son las velocidades al inicio y al final, correspondientes a los puntos iniciales y final de donde se lleva a cabo el balance, cabe mencionar que el primer término de la expresión se elimina dado que se utilizara tubería de un mismo diámetro Z2 y Z1 corresponde a la altura sobre la cual debe ser bombeado el líquido en cuestión, en este caso el medio mineral que proveerá de la fuente de carbono a los microorganismos. P1 es la presión que tiene el fluido en el punto anterior a ser bombeado, P2 la presión que tiene el fluido en el punto al que debe llegar o ser bombeado, dicho de otra manera es la caída de presión que debe vencer la bomba. En la sumatoria de fuerzas se utiliza la siguiente expresión.

∑ =D

LVf2F2

F , donde Re16fF = es el factor de Fanning correspondiente a un flujo laminar.

Para saber las características del flujo se utiliza el número de Reynolds, definido de la siguiente manera.

40

µρ

=VdRe

BOMBA DE MEDIO MINERAL

1. Se utilizará un contenedor en el que se tendrá una altura de medio mineral de aproximadamente un metro de altura, razón por la cuál la presión a la salida de dicho contenedor es la presión estática del fluido ( ghP ρ= ).

2. El P∆ es calculado restando 1 a la presión calculada en el punto anterior, esto por

que la presión que se tendrá que vencer es la presión atmosférica, el resultado obtenido se divide entre la densidad del medio mineral, obtenida experimentalmente, para tener las unidades correspondientes.

3. En el cálculo del término de ( )12 ZZg − se multiplica el valor de la constante de

gravedad por la altura a vencer, en este caso 8 metros.

4. En la ∑F primeramente se utiliza el número de Reynols, en donde para calcular la velocidad se divide el flujo utilizado entre el área transversal sobre la que transitara, el área se puede obtener con el diámetro de la torre. Además se supuso la viscosidad del agua, con este valor puede obtenerse directamente el factor de fricción.

5. Para el dato de la longitud equivalente se utilizan los 8 metros de sección horizontal,

3 metros de sección transversal y para el codo de 90 se utilizo un factor L/D =77.

6. Para calcular la potencia necesaria se suman los valores obtenidos en los puntos 2, 3 y 4 anteriormente mencionados, obteniendo con esto un valor en unidades de J/Kg. Multiplicando después por el flujo másico que se tiene se obtiene un valor de potencia en Watts.

BOMBA DE RECIRCULACIÓN. Los pasos a seguir son los mismos que se utilizaron en la bomba de medio mineral, haciendo las siguientes modificaciones. La altura de líquido a recircular que se tendrá en el biofiltro es de 20cm dando un volumen a recircular de 228 litros en 24 horas de operación, por lo tanto el flujo que la bomba va a mover en esa altura de 8 metros será de 10 litros por hora.

41

BOMBA DE MEDIO MINERAL Lo mismo ocurre con la bomba de medio mineral solo que el flujo utilizado se calculo de acuerdo a los datos que se tienen de consumo a nivel planta piloto, esto es si en el experimento se utilizaban 235 ml de NaOH en 5 litros, cuanto se ocupara en un volumen de 228 litros, que es el volumen que se esta recirculando en el biofiltro industrial. Además la longitud equivalente que se utilizo es de 5 metros, correspondientes a 5 metros de manguera (plástico). F. CÁLCULO DE COEFICIENTES DE TRANSFERENCIA DE MASA

Calculo del GK . Iniciaremos con el cálculo del flujo de alimentación:

11,,0,,0,, *22

GCFF GSHGSHGA == (A1)

Donde: 3

1,, /358.12

mmolC GSH =

min/50 31 mG =

Se tiene que: min/9.670,,2molF GSH = (A2)

A partir de (A2) y con la definición de tiempo de residencia, se calcula el volumen de reactor (o volumen del BLE):

1,,

0,,

2

2*

GSH

GSH

CF

Vτ

= (A3)

Tomando un tiempo de residencia de 10segundos se obtiene:

333.8 mV = (A4)

Ahora se calculara el área seccional As: VaAs *= (A5)

Donde el valor de a = 20832 / mm se determino experimental, entonces:

233.1733 mAS = (A6)

Ahora procedemos a calculas el flux de SH2 que se va a la fase liquida, como se muestra a continuación:

12,,1,,

, *22

2G

ACC

Ns

GSHGSHGSH

−=

(A7)

42

Sustituyendo: min*03916.0 2,2 m

molN GSH =.

Y el GK se determina de la siguiente forma:

2,,1,,

,

22

2

GSHGSH

GSHG CC

NK

−=

(A8) Sustituyendo:

min/0288.0 mKG = (A9) Calculo de LK : A partir de la expresión de equilibrio de fases, ecuación (7), se tiene que:

2,,1,,

2,,1,,

22

22)(*

LSHLSH

GSHGSHGL CC

CCKK

−−

= (A10)

Donde 3

1,, /0477.32

mmolC LSH = 3

2,, /0004527.02

mmolC LSH = 3

2,, /0002.02

mmolC GSH = y sustituyendo (A9), se obtiene:

min/01274.0 mKL = (A11)

El parámetro reportado para la cinética es:

min*10*5.5 2

3

mmol

Max−=ν

(A12)

Y se asume una velocidad del gas de: smvz /10= (A13)

G. EXTRACTORES Y VENTILADOR. Dimensiones del cuarto de bombeo Altura = 4 m. Ancho = 8 m Largo = 10 m. Volumen = (4) (8) (10) = 320 m3

43

Para calcular el flujo volumétrico que debe moverse se usa la siguiente formula (IMPCO) para cambios de aire por hora:

60)/(*_ hCambioscuartoVolumen

Se eligió un intervalo de cambios de aire por hora de 6 a 8. Con un flujo propuesto máximo de 50 m3/min (1766ft3/min) se tiene:

Mínimo hm /3260

6*320 3=

Máximo hm /5360

8*320 3=

Se puede ver que se cumple con la especificación de un flujo máximo de 50 m3/min Para poder calcular la potencia del ventilador es necesario conocer las pérdidas por fricción por cada accesorio y la tubería. De la gráfica de pérdidas por fricción en ductos (IMPCO), con un flujo de 1800 ft3/min, diámetro de tubería de 8 in y una longitud de 13 m, desde las rejillas de extracción hasta el biofiltro, tenemos:

Presión Estática=100

)(_*

fttuberíaLongitudfricción

El valor de la fricción para la tubería se obtuvo de tablas de perdidas de fricción y flujo volumétrico (IMPCO)

Presión Estática Tubería = 91.1100

65.42*5.4= pulgadas de H2O

Las pérdidas por fricción para los accesorios son los siguientes:

Accesorio Cantidad Perdida por fricción (Pulg. H2O)

Codos 6 0.253 Rejillas 4 0.200

La perdida por fricción total es 1.91 + 1.51 + 0.80 = 4.22 pulgadas de H2O

44

Suponiendo una eficiencia de 50 % y un flujo de 1766 ft3/m equivalentes a 50m3/min tenemos que:

34.25.0/)22.4*1766*10*57.1( 4

== −

HPHP

La potencia necesaria del ventilador será de 2.5 HP. H. BALANCE INDIRECTO DE TIOSULFATO OXIDADO La reacción de neutralización de tiosulfato en equilibrio es:

OHSONaNaOHOOSNa 2422322 222 +→++ (*) Por cada mol de tiosulfato alimentada se consumen dos moles de hidróxido de sodio. Cálculo de moles de NaOH alimentadas, multiplicando el flujo volumétrico por la concentración molar

hrmolNaOH

LmolNaOH

hrL 012.02006.0 =

Determinación de flujo molar de tiosulfato por la relación estequiométrica (Ec. *)

hrOmolSNaOH

hrmol −

=

32006.0

21012.0 (a)

Ahora se calculó el flujo de azufre a partir de la cantidad alimentada de tiosulfato de sodio.

Concentración de tiosulfato L

OHOSgNa 2322 52.52 ⋅

Cálculo de la concentración de azufre en solución, usando la proporción másica entre azufre y tiosulfato penta hidratado en la sal sódica.

LatomolTiosulf

ogTiosulfatatomolTiosulf

LogTiosulfat 210.0

2482.52

=

El flujo de medio mineral fresco fue de 0.03L/h, entonces multiplicando el flujo volumétrico por la concentración de tiosulfato tenemos

45

hrmolS

hrL

LatomolTiosulf 006.003.0210.0

=

(b)

Ya que los resultados de las ecuaciones a y b son iguales, podemos decir que todo el tiosulfato alimentado es oxidado y neutralizado con hidróxido de sodio(ER = 100%).