UNIVERSIDAD AUTONOMA METROPOLITANA PLANTEL IZTAPALAPA DIVISION DE CIENCIAS BASICAS E INGENIERIA DEPARTAMENTO DE INGENIERIA DE PROCESOS E HIDRAULICA AREA DE INGENIERIA QUIMICA

ESTUDIOS SOBRE LA REMOCION DE CS2 DE CORRIENTES GASEOSAS

EN UN BIOREACTOR DE LECHO ESCURRIDO

1. Q. RUFMO TRINIDAD VELASCO

ASESORES :

DR. SERGIO REVAH MOISEEV

DR. TOMAS VIVEROS GARCIA

A MI FAMILIA :

Lorenzo Trinidad, Gloria Velasco, Leonor, Mario, Gerardo, Mana Elena, Gloria De quienes siempre he recibido toda la confianza y apoyo en la vida

AGRADECIMIENTOS

A MIS ASESORES :

Dr. Sergio Revah Moissev Dr. Tomás Viveros G.

Por todo el apoyo recibido durante la realización de este trabajo

AL GRUPO CYDSA S. A. de C. V. y

AL CONSEJO NACIONAL DE CIENCIA Y TECNOLOGIA

Por el apoyo económico otorgado para la realización de este trabajo

A LA UNIVERSIDAD AUTONOMA METROPOLITANA Y

a todas las personas que de una u otra manera colaboraron en el proyecto global : Isabel Estrada, Juan Carlos Leyva, Jufieta , Salvador Zúñiga.

INDICE PAGINA

RESUMEN

NOMENCLATURA

INDICE DE TABLAS Y FIGURAS

PRIMERA PARTE : ANTECEDENTES.

I.- INTRODUCCION

I. 1 .- Origen del problema I. 1.1 .- La contaminación I. 1.2.- Bisulfüro de carbono (CS2)

1.2.- Objetivos 1.2.1.- Objetivos generales 12.2- Objetivos específicos

11.-METODOS DE PURIFICACION DE CORRIENTES GASEOSAS

11.1 .- Métodos fisicoquímicos 11. l . 1 .- Enmascaramiento de componentes con olor 11.1 2 . - Reacción química con ozono 11.1.3.- Absorción 11.1.4.- Adsorción 11.1.5.- Combustión 11.1.6.- Métodos combinados

11.2.- Métodos biológicos 11.2.1 .- Biofiltros 11.2.2.- Biolavadores

5

10 10 10

11

12 12 13

13 14 15 16

17

20 21

11.2.3.- Bioreactores de lecho escurrido

11.3 .- Aspectos generales de los procesos biológicos para la purificación de comentes gaseosas

11.3.1 .- Modelos de biopelicula fija

m.- ESTUDIOS SOBRE LA REMOCION BIOLOGICA DE SULFUROS

III. 1 .- Oxidación de sulfbros

III.2.- Oxidación de bisulfixo de carbono III.2.1.- Estudios microbiológicos 111.2.2.- Estudios de reactor

SEGUNDA PARTE : METODOLOGIA Y RESULTADOS.

1V.- MATERIALES Y METODOS

I V . 1 .- Microorganismos

IV.2.- Condiciones de crecimiento y medio de cultivo

IV.3.- Bioreactor de lecho escurrido a nivel planta piloto

IV.4.- Variables en el sistema

IV. 5 .- Técnicas analíticas IV.5.1.- CS2 en el gas IV.5.2.- CS2, SO4' y SO en el líquido IV.5.3.- Oxígeno disuelto en el líquido

22

25 26

30

30

31 32 34

38

38

38

42

45

49 49 50 51

V.- RESULTADOS Y DISCUSION

V. 1 .- Periodo de arranque

V.2.- Caracterización de la población en estado estable

V.3.- Efecto del flujo líquido

V.4.- Tasas de remoción

V.5.- Efecto del volumen de colector

V.6.- Perfiles de concentración del CS2 a lo largo del Bioreactor

V.7.- Tasas de degradación en la zona empacada y en el líquido

V.8.- Efecto de la adición de SO3’

V.9.- Efecto de la adición de ion Fe3+.

V. 10.- Caída de presión

V. 1 1 .- Comparación con datos de la literatura

VI.- CONCLUSIONES

REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS

APENDICE A : Propiedades del bisulfbro de carbono

APENDICE B : Técnicas analíticas

APENDICE C : Datos originales

52

52

53

57

59

61

62

65

67

69

72

74

77

79

88

94

99

RESUMEN

Este trabajo reporta estudios sobre la remoción biológica de CS2 de corrientes gaseosas en

un bioreactor de lecho escumdo @LE) empacado con un soporte estructurado comercial de PVC,

que opera a contracorriente. Este bioreactor se inoculó con un cultivo mixto bacteriano

proveniente del sistema montado en una planta productora de rayón, utilizada para la remoción

biológica de H2S y CS2 presentes en el gas de desecho, y con lodos provenientes de la planta de

tratamiento de aguas de la Universidad Autónoma Metropolitana - Iztapalapa.

Se implementaron técnicas de análisis cromatográficas y espectrofotométricas para realizar

un seguimiento de la concentración del CS2 en el gas a lo largo de la torre, así como de la

concentración de sulfatos y azufre producidos en el líquido. Se instalaron sistemas de control de

pH y temperatura para mantener fijos éstos parámetros.

Los resultados muestran que el sistema es capaz de operar en estado estacionario a largo

plazo y puede alcanzar tasas de degradación de hasta 300 gCS2/m3r - h. Se encontró que el

sistema podría operar con pulsos de líquido y que la tasa de degradación en el liquido recirculante

es de alrededor del 10% de la tasa de degradación global.

Los microorganismos presentes en el BLE son capaces de degradar otros compuestos de

azufre reducidos, tales como el sulfito y el azufre elemental mismo. También, puede utilizarse el

ion férrico como catalizador para dirigir la oxidación a azufie elemental.

NOMENCLATURA

C : concentración de sustrato, @m3

C*g : concentración adimensional en el gas

C*1 : concentración adimensional en el líquido

C*lcr : concentración crítica adimensional

C, : concentración del sustrato en la biopelícula, d m 3

C,; : concentración del sustrato en la interfase liquido-biopelícula, dm3 Df : dihsividad del sustrato en la biopelícula, cm2/,

f : grado de conversión

fi : la fracción volumen

K, : lJmaXxb reacción de orden cero definida por unidad de volumen de biopelícula

Ks : constante de velocidad media de Monod, gkm3

1 : litros

d r : metros cúbicos de reactor

N : flux de sustrato interfacial líquido-biopelícula, g/(m2-h)

NRO 1 : número adimensional debido a la bioreacción de orden cero o uno

N, : número de unidades de transferencia en la fase gaseosa

N, : número de unidades de reacción

r : tasa de conversión del sustrato observada, g/(m3-h)

S : coordenada de longitud adimensional en la biopelícula, x/d

x : longitud adimensional en el lecho del filtro

X, : concentración de biomasa en la biopelícula, @cm3

Y : coeficiente de crecimiento

Z : longitud de la partícula considerada, cm

Y

,

2

6 : espesor promedici de la biopeiicula, m

h : espesor de penetración, mm

p : tasa de crecimiento específica máxima,

pi : densidad (considerada constante)

q : factor de efectividad en la biopelícula

3

_. .. . . .. .. ., . , . . . " .." ." "" .1 . . . "" -. " " . l.l . -

INDICE DE TABLAS Y FIGURAS.

FIGURAS

I. 1 .- Diagrama de flujcl de la producción de fibra de viscosa

11.1 .-Eliminación de srstrato por oxidación microbiana

II.2.-Clasificación de compuestos químicos de acuerdo a su biodegradabiliaad

II.3.-Técnicas de control de la contaminación

11.4.-Equipos emplead 1s para la purificación biológica de corrientes gaseow

11.5.-Biofiltro abierto

11.6.-Biofiltro cerrado

11.7.-Biolavador

11.8.-Bioreactor de le& escurrido (BLE)

111.1 .-Bioreactor de lecho escurrido con clarificador

IV. 1 .-Empaque limpio

JV.2.-Empaque con biomasa

IV.3.-BLE a nivel planta piloto

IV.4.-Zona inferior de: BLE

IVS.-Zona superior ¿ai BLE

IV. 1 O. 1 .-Esquema rq&sentativo de la población existente en el BLE

TABLAS

I. 1 .- Fuentes naturales de CS2

IV.2.1 .-Medio de sale:. minerales

IV.2.2.-Solución de wtales pesados

IV.2.3.-Solución de elementos traza

IV.4.1 .-Intervalo de o,)eración de las variables fijas y medibles en este trabajo

PAGINA

8

1 1

18

19

19

20

21

22

23

35

41

41

43

44

44

74

7

39

39

40

46

- Cap. I. - Introduccion

I.- INTRODUCCION

L1.- Origen del problema.

En cualquier proceso creado por el hombre, se generan desechos sólidos, líquidos y/o

gaseosos, los cuales, al ser liberados alteran el medio ambiente natural. Algunos de estos desechos

pueden ser molestos o dañinos para el hombre en menor o mayor grado, molestos como por

ejemplo cuando los desechos producen olores muy desagradables aún a muy bajas concentraciones

y dañinos cuando provocan una serie de enfermedades. Además, se ha demostrado que la

liberación de sustancias peligrosas puede tener efectos nocivos sobre la productividad agrícola y

. los ecosistemas naturales.

Muchas industrias producen gases residuales que contienen compuestos de naturaleza

orgánica o inorgánica, malolientes y/o tóxicos; estos contaminantes pueden ser de origen sintético,

como los desechados en las industrias fmaceútica, de pinturas, de plásticos, de insecticidas, etc.;

o de origen natural como los descargados en la industrias de alimentos (de azúcar, de café, de

bebidas, etc.). Muchos de estos compuestos tienen límites de olor para el ser humano en niveles de

concentración muy bajos (ppm o aún ppb).

1.1.1.- La contaminación.

Una definición de la contaminacion ampliamente usada es la liberación de sustancias o

energía al ambiente, hecha por el hombre, capaces de causar riesgos a la salud humana, dafio a

los recursos naturales y sistemas ecologxos, deterioro a las estructuras o interferencia en los

usos autenticos del medio ambiente (Holdgate, 1979).

5

” ..

Cap. I.- Introduccion

En todos los casos de co&minación existen :

1) Una fuente de contaminantes,

2) Los contaminantes en sí,

3) El medio de transporte (aire, agua o la descarga directa sobre la tierra), y

4) El receptor, que incluye ecosistemas, organismos individuales (por ejemplo los humanos) y las

estructuras.

La contaminación puede clasificarse de varias maneras, de acuerdo a :

1) La fbente (por ejemplo contaminación agrícola)

2) El medio afectado (por ejemplo contaminación del aire o contaminación del agua), o

3) Por la naturaleza del contaminante (por ejemplo contaminación de compuestos azufrados)

(Alloway y Ayres, 1993).

1,

Mientras que en el pasado todos los obstáculos y malestares generados por la

contaminación eran aceptados como algo imposible de cambiar, actualmente se toma conciencia

de este problema, no únicamente con la finalidad de evitar daños al ser humano, sino también con

el de proteger a la naturaleza misma.

1.1.2.- Bisulfuro de carbono (CS2).

El CS2 es un liquido incoloro, muy volátil y poco soluble en agua (ver apéndice A para

propiedades fisicas y químicas), con un tiempo de vida en la atmósfera de 12 dias (Khalil y

Rasmussen, 1984), capaz de provocar depresión del sistema nervioso central y neuritis óptica,

entre otras patologías en el ser humano (Plunkett, 1974).

Cap. I. - Introducción

El CS2 es generado por fuentes naturales y antropogénicas; las primeras comprenden

océanos, suelos, pantanos y volcanes; puede aparecer de los tiocianatos e isocianatos producidos

durante la ruptura de los glucosinolatos, sintetizados por miembros de la Cruciferae. El CS2

también puede producirse por algunas plantas como el roble Quercus Lobata y el árbol tropical

Stlrphno dendron. Los pantanos salinos y los sedimentos marinos son &entes de CS2, producido

probablemente por las actividades de bacterias anaerobias (Taylor, 1993); en la tabla 1.1 se

presentan las cantidades estimadas de producción anual de CS2 por estas fuentes, (Kelly el al.,

1 994).

I TABLA I. 1 .- Fuentes naturales de CS

Fuentes

Oceanos

Zonas costeras

Suelos y plantas

Combustión de biomasa

Volcanes

Producción anual de CS2

Ton de azufre x

0.3 - 0.6

0.06 ~~ ~

0.6 - 0.8

< 0.1

Las fuentes antropogénicas pueden ser automóviles, procesos de recuperación de azufre y

las industrias químicas, dentro de las cuales destacan las de producción de rayón y celofán a partir

de la celulosa.

El material inicial para la producción de filamento y fibras de viscosa, generalmente es la

pulpa de madera. Ya que las fibras de pulpa en su estado natural son muy cortas para poder ser

hiladas, éstas se disuefven y se regeneran en forma de filamento. Parte de estos filamentos se

cortan en fibras textiles de la longitud requerida.

7

- .

Cap. I. - Introduccidn

La solución hiiable se prepara disolviendo la pulpa en hidróxido de sodio para obtener

celulosa alcalina, figura I. 1 , la cual se somete a un proceso de maduración hasta que alcanza cierto

grado de despolimerización, después de lo cual se agrega CSz. El xantato resultante se disuelve en

hidróxido de sodio diluido, para luego someterse a otro periodo de maduración que sirve para

ajustar las propiedades de la viscosa a los requerimientos de regeneración de la celulosa. Durante

este proceso, la viscosa se filtra, se deairea y finalmente se extruye a través de los orificios de los

hiladores en el baño de regeneración, donde se forman los filamentos y salen a alta velocidad

(Ullman, 1986).

a

I-

I

I I e

1 1

I I f

FIGURA Ll. Diagrama de flujo de la producción de fibra de viscosa.

a) Pulpa de madera; b) Tratamiento con NaOH y prensado; c) desme-

nuzado. maduraci6n:'d) Tratamiento con CS2. partículas de xantato;

e) Disolución del xantato en NaOH. maduración de la viscosa. deairea-

ción, filtración; f , Hilado filamentoso; g) Fibra texajl.

8

" ."

Cap. I. - Introduccion

E: paso de la formación de hilo en el baño de regeneración (baño de ácido sulfúrico),

involucra vanas reacciones químicas. La más importante es la descomposición del xantato en

celulosa y CS2. Además, los tiocarbonatos formados en reacciones laterales durante la sulfidación

y maduración, se desintegran. Estas dos reacciones básicas pueden describirse como sigue :

Celulosa - O - CSSNa Celulosa + CS2 + Na2S04 1,

H2S04

Na2CS3 Na2S04 + H2S + CS2 (Representativo de varios compuestos inorgánicos)

En algunos casos , el CS2 liberado puede recuperarse hasta en un 70 %, adsorbiéndolo

sobre carbón activado y destilándolo posteriormente para reusarlo. Por otro lado, el CS2 restante,

es arrastrado junto con el H2S por una comente gaseosa que es desechada 'en grandes cantidades

con concentraciones muy bajas de H2S y CS2, de tal manera que la recuperación del CS2 en esta

comente no es posible. Sin embargo, debido a que el CS2 y el H2S son compuestos tóxicos y

corrosivos, además de malolientes, deben de ser eliminados antes de ser desechados a la

atmósfera.

9

." . .. "_ . ". . . . . " " - -

Cav. I.- Introduccion

1.2.- Objetivos

L2.1.- Objetivo general

Estudios sobre la remoción biológica de bisulfho de carbono de corrientes gaseosas a

nivel planta piloto.

L2.2.- Objetivos específicos.

* Adecuación de un sistema experimental a nivel planta piloto para realizar estudios de

remoción biológica de CS2 de comentes gaseosas.

* Recolección y adaptación de microorganismos capaces de degradar CS2 de comentes

gaseosas.

* Caracterización del bioreactor de remoción de CS2.

* Determinación de tasas de reacción biológica tanto en el volumen empacado como en el

líquido recirculante en el reactor.

* Estudio del efecto de inyección de sulfito al bioreactor en su operación estable.

* Estudio del efecto de ion fémco sobre la oxidación de CS2.

10

i Cap. II.- Métodos de PuriJcació; de Corrientes- Gaseosas

a- METODOS DE PURIFICACION DE CORRIENTES GASEOSAS

r,

La cada vez más grande emisión de contaminantes al medio ambiente y el consecuente

deterioro de éste,'ha llevado a un control legal sobre la emisión de estos contaminantes, y se ha

hecho necesario crear procesos con el fin de controlar y eliminar estos desechos al medio

ambiente, la mayoría de los cuales se basan en principios fisico-químicos. Sin embargo, estos

procesos generalmente requieren de una serie de equipos para la sepaación y eliminación

completa de los desechos contaminantes, lo cual los hace costosos y con requerimientos de

energía grandes; también llegan a ser ineficientes, particularmente cuando los contaminantes se

encuentran en bajas concentraciones.

+ Como una alternativa a éstos, en las últimas décadas se han propuesto procesos

biológicos, los cuales,se basan en la capacidad que tienen muchos microorganismos de degradar

compuestos tanto orgánicos cbmo inorgánicos. En condiciones aeróbicas los compuestos

orgánicos generan productos finales como H20, C02, etc., además de que una parte de los

compuestos degradados pasan a formar parte de nuevo material celular, figura IIl .

OXIDACION

FIGURA. II. 1. - E h a c i ó n de sustrato por oxidaci6n microbiana

11

Cap. II.- Metodos de Pur#cación de Corrientes Gaseosas ,

En condiciones anaeróbicas, la degradación de los compuestos orgánicos genera metano y

bióxido de carbono. La biotransformación de los contaminantes orgánicos puede llevar también a

otros compuestos orgánicos con menor o nula toxicidad (Jackman y Powell, 1991). .&

Por otro lado, los compuestos inorgánicos generan metabolitos tales como sulfatos,

nitratos, etc., dependiendo del tipo de compuesto degradado, por ejemplo : H2S, NH3, etc.

(Ottengraf, 1987). Sin embargo, los procesos biológicos de tratamiento no alteran o destruyen la

mayoría de los compuestos inorgánicos. El nitrógeno y el fósforo son esenciales para el

crecimiento celular y se consumen en cierto grado en el tratamiento biológico de residuos

(Jackman y Powell, 1991).

I L L METODOS FISICO-QU'IMICOS.

ILl.1.- Enmascaramiento de componentes con olor.

Este método, que de hecho no es un proceso real de eliminación, consiste en enmascarar

(o neutralizar) el olor indeseado con un componente con olor soportable, por ejemplo, con aire o

con fragancias en aerosol para usos interiores. De este modo, el componente indeseado no es

eliminado, lo cual es la principal desventaja de esta técnica.

Además, el enmascaramiento provoca controversias debido a que involucra la adición de

más sustancias a la atmósfera, y por lo tanto está en oposición a una limpieza total; así, este

método es inadecuado para la purificación de gases residuales (Alloway y Ayres, 1993).

12

Cap. U.- Métodos de Purificacion de Corrientes Gaseosas

IL1.2.- Reacción química con ozono.

Este método ha sido aplicado por algunos años y consiste en eliminar el olor de los gases

residuales al oxidarlos con ozono. No es usado ampliamente debido a los ,efectos peligrosos que

puede tener sobre los bronquios y al costo del proceso (Ottengraf, 1986).

1,

IL1.3.- Absorción.

En este método los gases se ponen en contacto con un líquido en el cual se absorben los

contaminantes. La absorción puede ser un fenómeno puramente fisico o incluir la disolución del

material en el líquido, seguida por una reacción con uno o más constituyentes en la solución

líquida. Existen muchos equipos para llevar a cabo este proceso (columnas empacadas, columnas

de spray, recipientes agitados, etc.). El efluente líquido necesita un post-traiamiento para eliminar

los componentes absorbidos, lo cual ofrece la posibilidad de recuperar componentes valiosos. Sin

embargo, el puro proceso de absorción es aplicable generalmente sólo en el caso de componentes

í:

con alta solubilidad en la fase líquida (Perry y Chilton, 1984).

Para componentes con baja solubilidad, este método falla algunas veces, aunque si la

absorción puede ser acompañada por una reacción química rápida en el líquido, por ejemplo, una

reacción de oxidación, la tasa de eliminación puede incrementarse considerablemente.

El CS2 puede removerse de las corrientes gaseosas por absorción con aceites de petróleo,

la operación es muy simple: la corriente de gas se pone en contacto con aceite pobre en una torre

de absorción a Contracorriente. Sin embargo, no es el método más empleado para remover CS2

de comentes gaseosas (Kohl y Riesenfeld, 1979).

13

Cap, II.- Métodos de Purijcacibn de Corrientes Gaseosas

IL1.4.- Adsorción.

En este proceso el gas residual se pone en contacto con un sólido; las moléculas del

adsorbato se condensan en la superficie del adsorbente, donde se enlazan por adsorción fisica o

quimisorción y se eliminan del gas residual. Los adsorbentes son materiales. naturales o sintéticos

de estructura microcristalina, cuyas superficies porosas internas son accesibles para la

combinación selectiva del soluto.

Los equipos de adsorción que contienen el adsorbente sólido a través del cual el gas debe

pasarse, pueden diseñarse con lechos fjos, movibles o fluidizados. El contenedor para un lecho fijo

puede ser un cilindro vertical y horizontal, y el adsorbente puede colocarse en una o varias capas;

para un lecho movible se usa un tambor rotatorio que contiene el adsorbente y en un adsorbedor

fluidizado se tiene un lecho flotante de adsorbente, el cual se mantiene con el mismo aire

contaminado (Peavy, et al., 1985).

Un adsorbente apropiado que se usa con frecuencia es el carbón activado, principalmente

para trazas de compuestos olorosos, por lo cual se usa especialmente en la industria de alimentos.

Otros adsorbentes que se utilizan a gran escala incluyen gel de sílice, alúmina activada, tierra de

fuller y otras arcillas.

Una desventaja de este procedimiento es la saturación del adsorbente después de algún

tiempo de operación, lo que hace necesario la regeneración del carbón activado (Perry y Chilton,

1984).

Para .la adsorción de CS2 (entre otros compuestos de azufre orgánicos) se ha usado un

carbón activado a base de hulla (Grant, et al., 1962, Kohl y Riesenfeld, 1979). El proceso se lleva

14

. .

? Cap. II.- Metodos de Purijicación de Corrientes Gaseosas

a cabo a una temperatura de 80 a 100 0 F, y se dice que el carbón activado es capaz de adsorber

una cantidad de compuestos de azufie orgánicos, correspondiente al 10 - 12 % de su peso total.

Al alcanzarse la saturación del carbón activado, se le tiene que realizar un tratamiento con

vapor sobrecalentado a 750 0 F y una presión de 0.5 atm.

II.1.5.- Combustión.

Aunque es una fbente grande de contaminación del aire, la combustión también es la base

para un importante proceso de control de contaminación del aire, en el cual el objetivo es

convertir los contaminantes del aire a C02 y H20 a temperaturas suficientemente altas. Sin

*

embargo, los costos de energía son considerables, debido a que los niveles de concentración de

los componentes presentes en los gases residuales generalmente son bajos, 'io cual hace necesaria

una flama externa en la combustión. Para que ocurra una combustión eficiente, es necesario tener

la combinación apropiada de cuatro elementos básicos : oxígeno, temperatura, turbulencia y

tiempo (Peavy, el al., 1985).

Dependiendo del contaminante que se quiera oxidar, pueden usarse los siguientes

métodos: combustión directa a la flama, combustión térmica o combustión catalítica; los dos

últimos usados cuando la concentración de los contaminantes en el gas es auy baja.

La temperatura de combustión puede disminuirse considerablemente cuando se usa un

catalizador apropiado, esto reduce grandemente el consumo de combustible. Debido al

envenenamiento del catalizador por ciertos compuestos, este método solo puede usarse con gases

residuales bien definidos.

15

. " ..

Cap. II.- Metodos de PurIjicación de Corrientes Gaseosas

Para el caso de eliminación de CS2 de comentes gaseosas, se han empleado diferentes

procesos catalíticos (Tong, et al., 1992), dentro de los cuales puede mencionarse el proceso

Carpenter - Evans, el cual emplea un catalizador de subsulibro de níquel (Ni3S2) a temperaturas

de 790 - 840 0 F. En este proceso el CS2 sufre UM hidrogenación a M2S según la siguiente

reacción :

Se han alcanzado eficiencias de remoción del 80 %, sin embargo, debido a la deposición de

carbón sobre el catalizador, tiene que realizarse una regeneración de éste cada 30 - 35 dias.

Otro proceso que puede mencionarse es el que utiliza un catdidor de cromo-alúmina, en

el cual se alcanzan conversiones completas; sin embargo, opera a temperaturas de 600 - 800 0 F y

presiones elevadas.

?

En general, estos procesos son los más empleados para la eliminación de CS2 y de

compuestos orgánicos azufiados de comentes gaseosas, pero su principal desventaja es que

resultan costosos debido a los altos consumos de combustible, así como en la regeneración de los

catalizadores.

IL1.6.- Métodos combinados.

Los gases residuales de procesos tecnológicos o bioquímicos con frecuencia están

contaminados por varios componentes. Esto hace necesario llevar a cabo el proceso de

purificación en varias etapas. Por ejemplo, el tratamiento de gases residuales de los procesos de

16

Cap. I].- Métodos de Puri$cación de Corrientes Gaseosas

producción de grasas, se lleva a cabo en columnas de spray combinado con filtros de carbón

activado. j

Un amplio espectro de compuestos puede convertirse con métodos quimicos, pero el

consumo de energía es relativamente alto; ejemplos son la combustión térmica y catalítica, la

ozonización y la cloración. El consumo de reactivos es la desventaja de estcs métodos.

Los métodos fisicos, tales como la absorción en líquidos y la adsorción en sólidos, tienen

la desventaja de que los contaminantes no son convertidos y de que los sorbentes tienen que ser

regenerados. De esta manera, se crea un nuevo flujo contaminado. Por otro lado, estos métodos

ofrecen la posibilidad de recuperar componentes valiosos (Ottengraf, 1986). !

!

f1.2.- METODOS BIOLOGICOS.

Según la biodegradabilidad de los compuestos orgánicos, estos pueden clasificarse de la

siguiente manera (figura 11.2) : biogénicos o de origen natural y antropogénicos o hechos por el

hombre; de éstos últimos, los compuestos xenobióticos incluyen a los que se degradan fácilmente,

(xenobióticos débiles, similares a los biogénicos); a los que son biodegradables, pero muy

dificilmente, (compuestos recalcitrantes), y a los que no es posible degradar, (compuestos

persistentes) (Ottengraf, 1987). Sin embargo, la amplia investigación realizada con los

microorganismos, ha permitido aislar y seleccionar especies, principalmente bacterias, capaces de

degradar los compuestos recalcitrantes a tal grado como si fberan xenobióticos débiles o

biogénicos.

Cap. II.- Métodos de Purijkación de Corrientes Gaseosas

COMPUESTOS QrmMCOS

Productos sinttticos - coA4PuEsTos AhTTRoPOcjrENlcos

Débiles

compuestos

1 Persistentes

FIGURA II.2.- Clasificación de compuestos químicos de acuerdo a su biodegradabilidad.

Esto ha permitido implementar los procesos biológicos para la eliminación de desechos

contaminantes, los cuales, aparte de que se aplican en condiciones de temperatura y presión bajas,

tienen la ventaja de que generalmente, no transfieren los contaminantes a una nueva fase, gas en

sólido, sólido en agua, etc., que es una característica frecuente en otros métodos de purificación,

por lo que no generan otro problema de contaminación, además, estos procesos son simples,

confiables y baratos y son especialmente efectivos en rangos de concentración bajos, los cuales se

encuentran con frecuencia en casos de emisiones de gases de desecho, olorosos o tóxicos.

Por otro lado, estos procesos cubren un amplio rango tanto de flujos gaseosos como de

concentraciones de contaminante, figura II.3.

18

Cap. II. - Métodos de Pur$cacion de Corrientes Gaseosas

Flujo de gas residual, scfin

FIGURA II.3.- Técnicas de control de la contaminación,

de Dyer y Mulholland, 1994.

De acuerdo al estado en que se encuentran la fase líquida y los microorganismos, los

sistemas biológicos de purificación de corrientes gaseosas pueden clasificarse en tres grandes

grupos: biofiltros, biolavadores y bioreactores de lecho escurrido, figura 11.4.

ASE ACUOSA

ENMOVIMlENTO

ESTACIONARZA

MICROORGANISMOS)

DISPERSOS INMovILIzADos

BIOLA’VADORES FILTROS DE ESCURRlMlENTO

BIOFILTROS

\ d

FIGURA II.4.- Equipos empleados par la punficauón biológica de comentes gaseosas, de Ottcngd, 1987.

19

Cap. I].- Metodos de Purflcación de Corrientes Gaseosas

II.2.1.- Biofíltros.

Consisten de un compartimiento empacado c o n algún material como composta, turba,

etc., a través del cual se hace subir la corriente gaseosa; el material de empaque sirve como

portador de los microorganismos, además de que contiene ciertos nutrientes para los mismos,

figura II.5. Los equipos más sencillos de operar y más empleados para la purificación biológica de

gases de desecho son los biofiltros. . . Humdficador

Gas Contaminado / n

................................... ................................. ................................... \ Grava

FIGURA I I . 5. - Biofiltro alnerto.

Actualmente se usan empaques mixtos, esto es, cornposta, turbz, etc. mezcladas con

partículas de madera, algún plastico, o algún otro material para alcanzar áreas de contacto

mayores y caídas de presión más bajas. Se ha encontrado que el material de empaque debe

contener al menos entre 40-60 % de humedad, por lo que en éstos sistemas es conveniente

humidificar el gas de entrada o rociar el empaque por la parte superior, o realizar ambas

operaciones al mismo tiempo; debido a que las condiciones climáticas pueden afectar severamente

el empaque, se usan también filtros cerrados, con la desventaja de resultar más costosos, figura

11.6. Otro factor importante es la desactivación que puede

20

I Cap. II.- Métodos de Purificación de Corrientes Gaseosas

sufrir el empaque después de algún tiempo de trabajo (años), por lo que es necesario la adición de

nutrientes con cierta frecuencia, o alguna otra forma de reactivarlo, incluso puede llegar a ser

necesario sustituirlo por material nuevo. En la literatura se encuentran muy buenas revisiones

sobre los aspectos importantes de la biofiltración, en donde pueden encontrarse mayores detalles

(Bohn, 1992, Devinny, 1995, Leson y Winer, 1991, Williams y Miller, 1992).

Salida de gas

Rociador de a s a

Lecho del f d h

Gas contaminado

I o de soporte

1 Drenado

FIGURA II.6.- Biofiltro cerrado.

II.2.2.- Biolavadores.

Un biolavador es un sistema que trabaja con la biomasa suspendida y es un equipo muy

poco usado. Los biolavadores constan de dos compartimientos: un lavador donde se realiza la

transferencia de masa de contaminante y oxígeno de la fase gas a la fase líqiiida, y un regenerador

en donde se encuentra la biomasa cuya hnción es degradar al contaminante y así regenerar al

líquido, en ésta sección puede ser necesario suministrar oxígeno para llevar a cabo una buena

oxidación del sustrato, figura 11.7.

21

Cap. XI.- Metodos de Purijicacion de Corrientes Gaseosas

/t\ Gas a tratar

Lavadar

FIGURA II.7. - B i o h d o r .

I . Regenerador

En éstos sistema también se hace necesario ajustar las condiciones fisicas y químicas tales

como la temperatura, el pH, la relación carbonohitrógeno, etc., para obtener una mayor eficiencia

de remoción de contaminantes. Existen direfentes diseños de biolavadores dependiendo de las

sustancias a manejar y los grados de remoción que quieren alcanzarse (Kohler, 1982, Lebeault,

1990).

IL2.3.- Bioreactores de lecho escurrido (BLE).

Los BLE se presentan como una alternativa a los biofiltros cuando pueden aparecer

problemas de inhibición debido a la generación de metabolitos ácidos en el proceso, los cuales

tienen que neutralizarse y con éste fin es necesario recircular la fase liquida; además ésta

recirculación permite el drenado de los productos de la neutralización. Comparados con los

biolavadores, tienen la ventaja de efectuar las dos operaciones (absorción del contaminante y

regeneración del líquido) en un solo compartimiento.

22

Cap. Ir.- Metodos de Purijcacion de Corrientes Gaseosas

Un BLE consiste básicamente de una columna empacada con un material inerte (cerámica,

plástico, etc.), sobre el que se soporta una película de microorganismos y a.;través del cual se hace

pasar la comente gaseosa contaminada; también, a través de ésta biopelícuia baja una película de

líquido que contiene los nutrientes necesarios para los microorganismos, figura 11.8.

Salida Solución nutriente

Recirculación de agua distribución de

FIGURA 11.8.- Bioreactor de lecho escurrido (BLE).

Dentro de los parámetros importantes a manejar en estos equipos, se encuentran el pH, la

temperatura y la concentración de entrada del contaminante (los cuales dependen del

microorganismo utilizado); así como la velocidad de entrada del líquido y el área superficial de

contacto (Bishop y Kinner, 1986, Diks y Ottengraf, 1991).

23

Cap. II.- Mitodos de Purificación de Corrientes Gaseosas

Comunmente se piensa que los BLE sólo tienen una aplicación restringida a compuestos

que tienen una buena solubilidad en agua, ya que de lo contrario, el sustrato dificilmente llegaría a

la biopelícula que es donde se lleva a cabo la mayor parte de la degradación; sin embargo, han

sido aplicados con éxito para algunos compuestos con baja solubilidad como el diclorometano

(Diks y Ottengraf, 1991 a y b) y el CS2 (González, 1992, Revah et al., 1995 a, ver la sección

III.2.2).

Diks y Ottengraf (1991 a y b), han realizado estudios teóricos y experimentales sobre la

remoción de diclorometano en un BLE operando continuamente, similar al de la figura 11.8. Sus

resultados experimentales indican que el período de arranque de este sistema es muy corto y que

puede alcanzarse una operación en estado estable; a las concentraciones de diclorometano

manejadas ( O - 10,000 ppm), la resistencia a la transferencia de masa gas-liquid0 en el sistema es

despreciable.

1

Por su parte, Hehmat y Vortmeyer (1994) realizaron estudios teóricos y experimentales

sobre la degradación de compuestos dificiles de biodegradar y altamente volátiles, bencenos

polialquilados (pseudocumeno, m-etiltolueno, etc.). Utilizaron un BLE en el cual no encontraron

diferencias significativas al operw ya sea a co-comente o a contracorriente de las fases líquido y

gas. En SU trabajo encontraron que en el líquido recirculante, existe una cantidad considerable de

microorganismos, comparable a la cantidad que existe en la biopelícula; sin embargo, estos

microorganismos suspendidos no contribuyen grandemente a la degradación de los bencenos

polialquilados. ! i

24

. . ~ . . .. .

Cap. I.. - Metodos de Purijkacidn de Corrientes Gaseosas

II.3.- ASPECTOS GENERALES DE LOS PROCESOS BIOLOGICOS PARA LA

PURIFICACION DE CORRIENTES GASEOSAS : i:

Si bien la aplicación de un sistema biológico de purificación depende principalmente de la

biodegradabilidad del compuesto contaminante en la corriente gaseosa, es necesario tomar en

cuenta también los fenómenos fisicos que se llevan a cabo en el proceso. Esto es, deben realizarse

estudios tanto de los aspectos microcinéticos como de los macrocinéticos.

La microcinética del proceso se refiere a los fenómenos que tienen relación directa con los

microorganismos, por ejemplo: la tasa de degradación del compuesto contaminante (sustrato) y el

efecto que tienen sobre ésta variables tales como la temperatura y el pH; la’inhibición que pueden

experimentar los microorganismos debido a la concentración de sustrato, etc. Por otro lado, la

macrocinética se refiere a los fenómenos fisicos que ocurren en el proceso, como por ejemplo la

v

transferencia de masa del gas al líquido y de aquí a los microrganismos, el efecto de los flujos de

gas y líquido empleados en el proceso, etc.

Por esto, es importante mencionar que los fenómenos cinéticos observados en el

laboratorio pueden ser muy diferentes de los que se llevan a cabo en un proceso de degradación a

mayor escala, ya que los primeros se realizan con biomasa suspendida y los últimos generalmente

se llevan a cabo sobre películas fijas de microorganismos, una biopelicula, cuya característica más

importante es la manifestación de gradientes de concentración tanto de sustratos como de

productos (compuesto a degradar, oxígeno, productos que pueden inhibir la actividad de los

microorganismos) @iks y Ottengraf, 1991).

25

Cap. II.- Métodos de Purijkación de Corrientes Gaseosas

II.3.1.- Modelos de biopelícula fija.

Debido a las complejidades derivadas del gran número de fenómenos que se llevan a cabo

en un sistema biológico de purificación de corrientes de desecho, al modelar éstos sistemas, se ha

hecho necesario realizar un buen número de simplificaciones que, sin embzrgo, han dado buenos

resultados. 1

A s í , nos encontramos con modelos que pueden ser agrupados como empíricos,

semiempíricos (modelos que incorporan aproximaciones empíricas de soluciones numéricas a las

.ecuaciones diferenciales exactas), (Skowlund y Kirmse, 1989); por ejemplo, al modelar un reactor

de lecho empacado con biopelícula, tratan dos casos: en el primero consideran un rango de

concentraciones de moderadas a altas, en el que suponen que la difbsión no es importante ya que:

(a) se ha mostrado que las biopeliculas son activas únicamente a profbndidades muy pequeñas

(70-100 pm) y (b) la mayoría de las reacciones biológicas tienen tasas relativamente lentas. En el

segundo caso se manejan concentraciones de sustrato bajas y se supone que el espesor de la

biopelícula está limitado por la concentración de sustrato en el seno de la misma, ya que se ha

mostrado que el espesor de la biopelícula activa es menor que el máximo a concentraciones de

sustrato bajas y que no ocurre crecimiento de la biopelícula abajo de una concentración mínima.

A s í , el balance de masa planteado en una sola dimensión es

& c Kxc dZ2 &+C

Df-=-

donde:

xr Y

Kx=p-

las condiciones a la fiontera son:

26

Cap. II.- Métodos de Purijkacion de Corrientes Gaseosas

d C d Z " - 0 , Z = L

C = C,, Z = L+d

donde L es el espesor del soporte inerte más la biopelícula inactiva y 'd es el espesor de la

biopelícula activa.

Por su parte, Diks y Ottengraf (1991) desarrollan un modelo simplificado para la remoción

de diclorometano de gases de desecho usando un BLE, el modelo, denominado de

"Concentración Uniforme" (supone que no existen gradientes de concentración a lo largo de la

fase líquida), da una expresión analítica para el grado de conversión que puede aplicarse

fácilmente en la práctica y predice el fbncionamiento del filtro cercanamente a como lo hace la

solución numérica de las ecuaciones del modelo :

Ci(4) = C,* +(1- C;)expf-N&}

Y

2

I c; =[-.*+((.*,'+11';'3

donde :

y el grado de conversión, definido como la relación de la capacidad de eiiminación y la carga

orgánica al sistema es :

f = 77NI

21

~ ~- . . .

Cap. U.- Métodos de Purijcacion de Corrientes Gaseosas

Este modelo simplificado en estado estable puede describir muy bien el fbncionamiento de

eliminación del BLE a varias condiciones, y puede aplicarse a nivel general si llegan a encontrarse

las suposiciones planteadas en éste trabajo.

Aún así, estos modelos son limitados y es dificil obtener resultados confiables para otras

sustancias, además de que al escalar los bioreactores de lecho escurrido, se presentan problemas.

Un intento de mejorar esta situación, es el realizado por Hekmat 'y Vortmeyer (1994),

quienes realizan un estudio teórico-experimental con sustancias de alta y baja solubilidad en agua,

así como fácil y dificilmente biodegradables respectivamente. Proponen modelos matemáticos que

consideran tanto cinéticas de reacción con orden cero, así como de primer orden. Las ecuaciones

adimensionales son :

para el gas :

para el líquido :

con las condiciones a la frontera :

;g (g= ')= 1

orden cero

orden uno

para flujo paralelo

28

Cap. II. - Métodos de Purijcacion de Corrientes Gaseosas

;, (6 = o) = ;, (5 = 1) para recirculación del liquido

en las cuales se aplica el concepto de factor de efectividad biocatalítico, q, cue esta definido como

la relación entre la tasa de conversión real y la tasa en el seno del líquido.

Por otro lado, estos modelos sirven como una base para el escalamiento de bioreactores

de lecho escurrido.

29

Cap. XI..- Estudios Sobre la Remoción Biológica de Surfuros

m.- ESTUDIOS SOBRE LA REMOCIOX BIOLOGICA DE SULFUROS.

IIL1.- Oxidación de sulfuros.

En los últimos años se han realizado varios estudios sobre la remoción biológica de

sulhros (principalmente H2S) de comentes tanto gaseosas como líquidas; algunos han sido muy

completos incluyéndose estudios microbiológicos, a s í como técnicos y

úricamente dedicados a la parte microbiológica.

Dentro de los ,grupos de investigación que han realizado estudios

remoción biológica de sulfbros, se encuentran el de Buisman et al. y el i ;

de ingeniería, y otros

más completos para la

de Sublette et al. A s í ,

Buisman et al. proponiéndose implementar un proceso biotecnológico para la remoción de

sulhros, basándose en el principio de que el sulhro puede ser oxidado a azufie elemental que

puede ser removido por sedimentación, han encontrado que los principales productos de

oxidación biológica del sulfbro son el azufre y el sulfato. Ellos observaron que concentraciones

altas de sulhro pueden inhibir la actividad de los microorganismos debido a la formación de

polisulfbros; encuentran un rango de pH óptimo de 8.0-8.5 y un rango de temperatura óptimo de

25-35 "C (Buisman et al., 1989). En otro estudio realizado por ellos mismos (Buisman et al.,

1990) sobre la optimización de la producción de azufie en este proceso, se reporta que la

producción de sulfatos es muy baja a concentraciones de oxígeno bajas y de sulhro en el reactor

de alrededor de 10 m& y baja aún más a concentraciones de sulhro mayores de 20 m& aún a

concentraciones altas de oxígeno; también observaron que se produce más sulfato al trabajar con

biomasa inmovilizada que al hacerlo con biomasa suspendida a la misma concentración tanto de

oxígeno como de sulfbro.

Sublette et al. (1987) han realizado estudios sobre la remoción biológica de H2S

empleando un cultivo bacteriano de Thiobacillus denitrificans en reactores batch, en condiciones

30

Cap. IIL- Estudios Sobre la Rernorion Biologica de Suljiuros

tanto aeróbicas como anaeróbicas; reportan que el rendimiento de bicmasa en condiciones

aeróbicas es menor que en condiciones anaeróbicas, pero la carga máxima soportada por los

microorganismos es mayor. Determinan también la estequiometría de la reacción y reportan que

las bacterias empleadas son muy sensibles a CH3SH pero toleran al CS2, COS y CH3SCH3.

Demuestran que otros Thiobacilli crecen también con H2S como fbente de energía, pero ninguno

ofrece ventajas claras sobre Thiobacillus denitrificans (Cadenhead y Sublette, 1990).

Existen otros estudios más breves sobre la remoción de sulfüros que reportan menos

resultados comparados con los mencionados antes, dentro de los cuales esta el de Kanagawa y

Mikami (1989), que trabajan con Thiobacillus thioparus TK-m para remover metanotiol, sulhro

de dimetilo, disulfüro de dimetilo y sulfüro de hidrógeno. ,

Smith y Kelly (1988) reportan el mecanismo de oxidación de disulfuro de dimetilo por b

Thiobacillus thioparus E6. I

En la literatura se encuentran también trabajos dedicados a la cinética de oxidación de

sulfbro acuoso, como el de Chen y Moms (1972). Ellos reportan diferentes ordenes de reacción

para oxígeno y sulhro a varias concentraciones de los mismos y una dependencia de la tasa de

reacción con el pH de la solución. 1,

III.2.- Oxidación de CS,.

Actualmente existen pocos trabajos sobre la oxidación y el metabolismo de CS, por

microorganismos (un reporte muy breve sobre su oxidación por 7hiobaciZZus thiooxidans, de

Butler et al., 1969; Rajagopal y Daniels, 1986; Smith y Kelly, 1988; Plas et al., 1993, Jordan et

31

Cap. M..- fitudios Sobre la Remoción Biológica de Surjuros

al., 1995); así como estudios a nivel reactor, de hecho, los reportes encontrados en la literatura se

refieren a sistemas para la eliminación de CS2 y H2S simultáneamente.

IIL2.1.- Estudios microbiológicos

Rajagopal y Daniels (1986), r d i un estudio con diferentes sulfuros tanto orgánicos

como inorgánicos, dentro de los que se encuentra el CS,, para determinar si sirven como hente

de azufre para diferentes bacterias metanogénicas. Encuentran que el CS, puede servir como

fuente de azufre para el crecimiento de Mc. thermolithotrophicus, Mc. jannaschii, Mc. deltae 1..

I.,

cepas DRC y DLH, y M b . thermoautotrophicum cepas Marburg y DH; con crecimientos máximos

(cercanos a los alcanzados con sulfbro) para estos últimos y Mc. thermolithotrophicus; mientras

que para Mc. jannaschii y Mc. deltae cepas DRC y DLH los crecimientos alcanzados heron

comparativamente más bajos.

En el trabajo de Smith y Kelly (1988) se prueban nueve especies de thiobacilli para su

crecimiento sobre CS,, pero únicamente se obtuvieron resultados positivos con T. thiopanrs cepa

TK-m, el cual también es capaz de crecer sobre sulfur0 de dimetilo y tiocianato. La

estequiometría de la oxidación de CS, resultó abajo de la relación molar esperada de cuatro O,

por CS, oxidado, la mejor relación fue de 1.5 : 1 .O a 25 mM de CS,, con un promedio de 1.32 +-

0.13 O, por CS, para 5 - 50 mM, lo cual indica probable oxidación incompleta del sulhro con

posible acumulación de azufre.

Al incubarse anaeróbicamente con CS,, la cepa produjo secuencialmente COS y H,S, lo

cual sugiere que el primer paso del metabolismo aeróbico del CS, podría ser su división hidrolitica

a COS y H,S

32

Cap. M..- Estudios Sobre la Remoción Biológica de Suljiuros

S=C=S + H,O + O=C=S + H,S

después parece que el .COS sufre hidrólisis similar a CO, y H,S

O=C=S+&O + CO,+H,S

el H,S oxidándose posteriormente a sulfato, siendo ésta la única fbente de energía disponible de la

degradación de CS2.

Por su parte Plas et al.(1993), aislan un Thiobacillus que no está identificado

completamente, ya que la composición de la pared celular corresponde a T. thimxihns, pero los

parámetros fisiológicos corresponden a T. thioparus, sin embargo, es capaz de usar el CS, como

única fbente de energía. Las muestras de cultivo para el enriquecimiento se obtuvieron de un BLE

construido para el tratamiento biológico de gases de desecho conteniendo H,S y CS,.

!

En la parte cinética manejan concentraciones de 0.25 - 200 mg CS,/I y encuentran una tasa

de oxidación máxima de 2.5 mg C S 2 / h i m - min; sin embargo, a concentraciones mayores de

150 mg CS,/I la actividad microbiana se detiene.

Jordan et al. .( 1995) reportan los resultados encontrados al estudiar las Características

metabólicas de bacterias aisladas de suelos y hojas del árbol del roble (productor de CS2),

capaces de usar CS2 como Único sustrato.

Su estudio comprende características morfológicas y fisiológicas de las bacterias, así como

aspectos cinéticos y bioquímicos. Las cepas aisladas difieren de las conocidas anteriormente, que

33

Cap. III.- Estudios Sobre la Remoción Biológica de Suljíros

degradan CS2, en que son heterótrofas facultativas, algo que no se había reportado hasta ahora.

Además, son capaces de crecer en un amplio rango de compuestos de azufre.

Reportan parámetros cinéticos de cada una de las bacterias estudiadas (ver sección de

resultados de este trabajo), los que son comparables a los encontrados en ‘la literatura. Por otro

lado, sus resultados sugieren que la trayectoria metabólica de degradación de CS2, probablemente

sea la reportada para T. thiopams, cepa TK-m, esto es, una hidrólisis inicial a COS y H2S y una

segunda a COZ y H2S.

!

1

Sin embargo, quedan por realizar varios estudios más para poder clasificar con mayor

precisión estos microorganismos.

IIL2.2.- Estudios de reactor

Benaczy et al. (1988), reportan el comportamiento de dos BLE a nivel planta piloto

construidos para el tratamiento de gases conteniendo H2S y CS2, desechados por una planta de

fabricación de rayón. Los BLE han operado durante más de un año, y en ellos se probaron

diferentes tipos de empaque (áreas específicas de 125 - 250 m2/m3). Antes de implementar los

BLE, se realizaron intentos de tratar los gases residuales en un biolavador; sin embargo, solo se

obtuvieron eficiencias altas para la remoción de H2S, ya que para el CS2, la máxima remoción h e

de alrededor del 30 %, debido a su baja solubilidad en agua. , . .

s.

En estos BLE, las tasas de degradación máximas alcanzadas en estado estable son de 70 g

(H2S o CS2)/dr - h, y los parámetros de operación importantes determinados son : superficie

34

Cap. III.- .Estudios Sobre la Remocidn Biológica de Sulfuros

activa alta, concentración de biomasa específica alta, velocidad superficial del gas, tiempo de

retención del gas, concentración de sulfatos, pH y nutrientes.

González (1 992), realizó estudios sobre la remoción biológica de H,S y CS, de comentes

gaseosas en un BLE de 7 m3, usando como soporte empaque estructurado de PVC, dicho reactor

cuenta con alimentación continua de gas y de recirculación de liquido, figura 111.1. Los

microorganismos empleados forman parte de un cultivo mixto aerobio quimiolitótrofo,

enriquecidos en organismos sulfoxidantes.

A nivel laboratorio se aisló y seleccionó el inoculo más adecuado, también se obtuvo un

medio de cultivo mejorado para un hncionamiento adecuado del proceso.

Se determinó que las condiciones adecuadas de operación en el sistema son: temperatura

= 30 - 35 0 C, pH = 7 - 8 y concentración de oxígeno disuelto mayor de 2 mg/l. Las remociones

de H,S y CS, alcanzadas en éste sistema, 351.6 dm3-h y 195.6 dm3-h respectivamente, superan a

las reportadas en otros trabajos; sin embargo, la eliminación de CS2 se inhibe cuando se encuentra

presente el H2S:

GAS TRATADO

I ,

1 Med. Cultivo

" u7 \ I

Ó g T ,I, Lodos pH 02 T SO^ Re siduale s

FIGURA 111.1. Bioreactor de lecho escurrido con clarificador

35

Cap. III.- Estudios Sobre la Remoción Biolbgica de Sulfuros

Sotoudeh y Windsperger (1994), realizan un estudio sobre la transferencia de masa en

un BLE diseñado para la purificación de gases residuales conteniendo H2S y CS2. Ellos combinan

correlaciones empíricas propuestas para otros sistemas, que cumplen con las suposiciones hechas

en su trabajo, con :,las leyes de transferencia de masa para la convección y difusión

respectivamente.

El estudio para explicar la transferencia de masa en la película líquida, está basado en la

teoría que considera absorción fisica del gas úricamente, seguida por reaccijn biológica sobre la

biopelícula.

Sus resultados muestran que cuando se tiene una película de liquido muy delgada, como

sucede en un BLE, el transporte difusivo modela correctamente la transferencia de masa en el

líquido, lo que no sucede con el modelo que considera transporte por convección; sin embargo,

este último modelo podría fbncionar para capas de líquido de mayor espeso:.

Yang y Alibeckoff (1995), desarrollan un sistema de biofiltración para tratar vapores de

CS2 y H2S. El empaque utilizado es de naturaleza orgánica. Encuentran que el CS2 es más dificil

de degradar que el H2S, requiriendo tiempos de residencia mayores, ya que de lo contrario se

obtiene una oxidación incompleta del CS2, remociones bajas y emisiones de COS.

El proceso se prueba inicialmente a escala laboratorio (reactores de 10 cm de diámetro),

de donde se pasa a nivel planta piloto (zona empacada de 1.42 m3); en esta etapa se detecta que

cargas altas de azufie, disminuyen las eficiencias de remoción y dañan permanentemente el

empaque usado.

Finalmente, se realiza un escalamiento a nivel industrial, donde el sistema opera como un

'! Cap. IIL- fitudios Sobre la Remoción Biológica de Sulfuros

remoción mayores del 99 %; sin embargo, el pH de trabajo, de 1 - 2, hace dudar de la operación

del sistema a largo plazo, debido a la naturaleza del empaque y el material (concreto) con que

heron construidos los módulos del sistema.

37

". "" . . . . ..

i

Cap. IK- Materiales y Mdtodos

IV .- MATERIALES Y METODOS

IV.l.- Microorganismos

El BLE se inoculó con biolicor proveniente del BIOCYD @ (Bioreactor para el

tratamiento de corrientes gaseosas conteniendo H2S y CS2, instalado en Monterrey, N.L.) y c o n

lodos de la planta de 'tratamiento de aguas de la UAM-Iztapalapa. Los estudios realizados por

Estrada y Vázquez (1994) parai la identificación de los microorganismos presentes en el BLE,

arrojaron la siguiente información : empleando medios de cultivo selectivos y realizando la

caracterización de los microorganismos c o n la técnica de la tinción de Gram; los principales

microorganismos presentes son bacterias del género Thiobacillus, dentro de is que se presume se

encuentran los tipos denitrijicans, ferrooxidam, neapolitanus, thiooxidans y thioparus. Sin

embargo, se requiere un estudio mis profundo para tener mayor precisión en estos resultados ya

que al desmontar parte del empaque con biomasa, se observa la prese-cia de otras especies

diferentes a las bacterias, tales como hongos.

: I

t

N.2.- Condiciones de crecimiento y medio de cultivo

El crecimiento de los microorganismos sobre el empaque se alcanzó empleando flujos

bajos tanto de líquido como de gas, manteniendo un pH de 7.0 y a temperatura ambiente. El medio

de sales minerales empleado se presenta en las tablas IV.2.1, IV.2.2 y IV.22 (Sublette y Sylvester, r

1987).

38

. . -~

I!'

Cap. N - Materiales y Mdtodos

Tabla IV.2.1.- Medio de sales minerales

.,

Las figuras IV. 1 y IV.2 muestran fotografías del empaque limpio y con biomasa después de

algunos meses de operación.

39

Cap. X - Materiales y Métodos

Tabla IV.2.3.- Solución de elementos traza

~ Na2Mo04.2H70 .0.16

' CuSeOqSH70 O. 14

NaVOq 0.024

40

Cap. II.: - Materiales y Métodos

. .

FIGURA IV. 1 .- Empaque limpio

F&ura IV.2.- Empaque con biomasa

Cap. IV. - Materiales y Métodos

IV.3.- Bioreactor de lecho escumido a nivel planta piloto

El BLE consta de una columna fabricada de acrilico de 0.29 m de diámetro interno y 1.8 m

de altura, con un lecho de empaque estructurado (223 m2/m3), que opera a contracorriente;

cuenta con cuatro puntos de toma de muestra a lo largo de ella: entrada, salida y dos puntos

intermedios (l), figura IV.3. En el fondo de la misma se localiza la entrada de corriente gaseosa, la

cual está formada por aire de la línea y el contaminante CS2 inyectado en UM cámara de

evaporación situada en un punto conveniente para la operación (2), la corriente gaseosa al entrar a

la columna pasa por un distribuidor localizado 15 cm por abajo de la zona empacada, la cual tiene

una altura de 1.2 m, dicho empaque es soportado por un anillo de acrilico perforado, adherido a

las paredes de la columna. En el domo se encuentra la entrada de solución bacteriana, la cual antes

de caer sobre el empaque pasa por un aspersor para su mejor distribución; esta solución proviene

del fondo del sistema de un recipiente receptor (3), de donde, por medio de una bomba eléctrica

Marathon Electric TE-5.5K"D de 1/3 de H p , es recirculada a la parte superior de la columna. En

el domo se encuentra también la salida de corriente gaseosa tratada (Revah et al., 1995).

I

, I;

El aire utilizado proviene de una compresora y es controlado por una válvula de aguja y

medido en un rotámetro King (4 a 20 SCFM). La parte de la línea instalada para éste sistema es

tubo de PVC de 0.0127 m de diámetro interno, la cual cuenta con una serie.de filtros que ayudan a

eliminar cualquier traza de aceite o agua que pudiera arrastrar el aire, así como un regulador de

presión para mantener constante el flujo. La tubería para la solución bacteriana también es de PVC

de 0.0127 m y cuenta con una válvula de control y un rotámetro King (1 a 5 GPM) para medir el

flujo líquido.

El CS2 a utilizar, Baker loo%, se mantiene en un frasco de donde'es bombeado con una

bomba peristdtica Masterflex 7523-30 al punto de inyección en la línea de gas, el cual se

42 p

Cap. N.- Materiales y Mdtodos

encuentra próximo a la entrada de la torre; para su manejo se emplea una manguera de tygon de 1

mm de diámetro interno.

El sistema cuenta con instrumentos de control de temperatura y de pH. En el caso de la

temperatura, el instrumento (REX) la mantiene en un rango de 27-33 OC; para el caso del pH que

tiende siempre a ácidc, se controla con un controlador Hanna Instrumental H18710E acoplado a

una bomba peristáltica que inyecta NaOH 3N, manteniendo el pH en un rango de 6.9 - 7.2.

Las figuras IV.4 y IV.5 muestran fotografias del Bioreactor de Lecho Escumdo instalado

en la Planta Piloto del Departamento de Ingeniería de Procesos e Hidraúlica de la Universidad

Autónoma Metropolitana - Iztapalapa.

: 1 cs2

FIGURA IV.3.- Bioreactor de lecho escurrido.(l) Columna empacada (2)Cámar-a de evaporacidn, (3)Colector de solución bacteriana

Cap. ;V. - Materiales y Mdtodos

FIGURA IV.4.- Zona inferior del BLE.

. FIGURA IV.5.- Zona superior del BLE

44

Cap. IK- Materiales y Métodos

Se determinaron concentraciones de CS2 en la comente gaseosa, .tanto en la entrada y

salida del bioreactor, e s í como en puntos intermedios. Para esto se contó con bulbos de muestreo

especiales para gas, los cuales eran conectados a los puertos de salida y con la ayuda de una

bomba se extraía el gas, inmediatamente después de esto se analizaba el contenido de CS2

cromatográficamente.

.l.

IV.4.- Variables en el sistema.

- Flujo de liquido Q, m3/h

- Flujo de gas (G), m3/h

- [CS2] en el gas de entrada, ppmv

- [SO3'] inyectado, moVl

- PH

-Temperatura, 0 C

- [CS2] en el gas de salida, ppmv

- ICs21 en el líquido, mg/l

- rs04=1, €d

FIJAS Y MEDDLES

CONTROL SIMPLE (ON-OFF)

MEDIBLES

- [sol, mg/l

- 1021 disuelto, mg/J

45

Cap. M - Materiales y Metodos

- Carga de CS2 al sistema, g/m3-h

- Tasa de remoción de CSp gm3-h

- Grado de conversión, %

- Tasa de oxidación de CS2 en la ZOM empacada, dm3-h

- Tasa de oxidación de CS2 en el líquido, gm3-h

CALCULADAS

Dentro del diseño de experimentos seguido en este trabajo, los valores tomados por las

variables fijas y medibles se muestran en la tabla IV.4.1.

Tabla N.4.1.- Rango de operación de las variables fijas y medibles durante este trabajo. II

VARUBLE

Flujo de líquido, L .

Flujo de gas, G

JCS?] en el gas de entrada

JSO?=] inyectado

T Ambiental (20 - 25 0 C)

Como se ha mencionado, las principales variables medibles son la concentración de entrada

de CS2, concentraciór, de salida de CS2 y flujo gaseoso, así como una variable calculada, la carga

de CS2 al reactor. Con base en estas mediciones, las variables de respuesta a cuantificar son : tasa

, ’

de remoción y grado de conversión de CS2. La mayoría de resultados se representarán con base

en estos parámetros, en cuyo caso servirán para realizar una comparación con datos de la

literatura. A continuación se definen las variables de respuesta así como la carga específica de

CSZ.

46

Cap. IV. - Materiales y Metodos

Tasa de remocion (o capacidad especifica de eliminacion) :

(Concentración de entrada - Concentración de salida) CFluio de gas)

Volumen del reactor

Grado de conversión :

Concentración de entrada - Concentración d e salida

Concentración de entrada

Carga especifica de CS2 :

[Concentración de entrada) (Flu-io de gas)

Volumen

La estrategia seguida para llevar a cabo los experimentos consistió de tres etapas :

PRIMERA ETAPA : Arranque y estabilización del sistema y una serie de experimentos para

determinar las variables a mantener fijas y reducir la malla de experimentos creada a partir de la

tabla IV.4.1; esto es :

- pH, el cual se fijó a partir de experimentos en el laboratorio para tomar uc valor de 7.0;

47

Cap. /V. - Materiales y Métodos

- Temperatura, cuyo valor óptirr,o se determinó igualmente en el laboratorio como en 30 0 C, sin

embargo, debido a problemas con el sistema de control de la misma, se decidió trabajar a

temperatura ambiente, la cual durante esa época de trabajo se mantuvo entre 22 - 25 0 C;

- Flujo de líquido, se decidió r d i una serie de experimentos para encontrar un flujo de liquido

óptimo (esto es, un flujo mínimo que permitiera UM buena distribución en el área del empaque de

entrada y sin efecto negativo sobre la tasa de remoción), partiendo de los valores recomendados

por el fabricante del empaque, así, se fijó su valor en 0.6 m3h.

SEGUNDA ETAPA : Una vez cubierta la primera etapa, se llevaron a cabo otra serie de

experimentos en donde se barrió el rango de flujos gaseosos y el de concentraciones de CS2. En

estos experimentos se procedió de la siguiente manera : Se fijaba un flujo gaseoso (100 Vmin) y el 1 r

límite inferior del rango de concentraciones de CS2 (400 ppmv), para posteriormente ir

aumentando gradualmente la concentración de CS2 hasta llegar al límite superior (1 O00 ppmv); se

procedió de la misma manera con los flujos de 200 y 300 Vmin. t

En cada corrida se realizó el monitoreo continuo de los siguientes parámetros :

Flujo de líquido, L

Flujo de gas, G

[CS2] en el gas de entrada

[CS2] en el gas de salida

PH

T

[S04'] en el líquido

[O21 disuelto

48

I .

Cap. 7V. - Materiales y Metodos

TERCERA ETAPA : Finalmente, se llevaron a cabo otra serie de experimentos para determinar lo

siguiente :

1.- La contribución de la fase líquida a la tasa de remoción global detirminada bajo ciertas

condiciones; esto se llevó a cabo sacando el empaque con biomasa del BLE y colocando en su

lugar empaque limpio; a continuación se procedió a monitorear de la misma manera que en

condiciones normales.

2.- El efecto de la adición de sulfito sobre la operación del BLE; en este caso se suspendió la

alimentación de medio fresco y ,,se cerró la salida de medio usado, con la finalidad de evitar la

salida de sulfito inyectado en el liquido. Aquí se puso énfasis en el monitoreo de las

concentraciones de oxígeno disuelto y de sulfatos.

3.- Efecto de la adición de ión fémco sobre la operación del BLE. 1

IV.5.- Técnicas de análisis.

IV.5.1.- CS2 en el gas.

Para la determinación de las concentraciones de CS2 en el gas se empleó un cromatógrafo

de gases HP 5890 S. 11, que cuenta con detector de fotoionización y una columna de teflón de 1 m

de longitud y 3 mm de diámetro, empacada con super Q; las condiciones de operación en el

cromatógrafo son las siguientes :

Cap. I, - Materiales y Métodos

Volumen de la muestra :

Temperatura de inyección :

Temperatura de columna :

Temperatura de detector :

Flujo de gas acarreador (He) :

Flujo de hidrógeno :

Flujo de aire :

50 p1

150 0 C

130 0 C

220 O c 20 d m i n

75 d m i n

100 d m i n

Las muestras se tomaron como se indica en IV.3, los datos obtenidos en el sistema

cromatográfico se compararon con una curva de calibración preparada previamente de la siguiente

manera : En un bulbo de vidrio con volumen conocido, con válvulas de tefión y un punto donde

puede adaptarse un septo para tomar la muestra, se inyectaban volumenes, conocidos de CS2 en

fase líquida, se esperaba un tiempo adecuado para que el CS2 se volatilizara completamente y se

distribuyera en el bulbo, para después tomar la muestra con una jeringa Hamilton de 250 p1 e

inyectarla en el cromatógrafo.

IV.5.2.- CS2, SO4' y S O en el líquido.

Las concentraciones de bisulfbro de carbono, azufie elemental (Bartlett y Skoog, 1954,

Schedel y Triiper, 1980) y sulfato (Fritz y Freeland, 1954, Thomas y Cotton, 1954) en el líquido

se determinaron por espectrofotometría, para lo cual se empleó un espectrofotómetro Beckman;

las técnicas se basan en las reacciones rápidas y cuantitativas de los compuestos de interés con I

Cap. N - Materiales y Métodos

reactivos específicos y sus concentraciones se obtienen por medio de urn curva de calibración

preparada con anterioridad (ver apéndice B).

IV.5.3.- Oxígeno disuelto en el líquido.

La concentración de oxígeno disuelto en el líquido se determinó por la lectura directa en un

oxímetro YSI modelo 50 B.

.

51

., --."-...""x ,"., " .

Cap. K - Resultados y Discusión

V.- RESULTADOS Y DISCUSION

V.l.- Período de arraaque.

i .I

El BLE inició su operación a finales de noviembre de 1993, su comportamiento en l a s

primeras semanas se muestra en la figura V.1. Este comportamiento es paralelo al crecimiento de

la biomasa sobre el empaque, esto es, conforme se notó una biocapa mayor en el empaque, l a s

!I

!

remociones heron aumentando. El periodo de adaptación (tiempo para alcanzar las eficiencias de

remoción óptima), que depende del tipo de bacteria, condiciones de operación y el inóculo inicial,

se alcanzó después de 8 semanas (tasa de remoción máxima de alrededor de 90 g C S $ I I ~ ~ - h).

Tiempo, días FIGURA VI.1.- Comportamiento del BLE cn el periodo de

arranque. L = 0 3 m3/h, G = 6 m3h, [cs21= 500 p p v .

Este periodo de arranque es relativamente corto, el cual se alcanza tomando en cuenta que

el inóculo contiene microorganismos que de alguna manera ya están adaptados al CS2. Sin

embargo, existen otros microorganismos que provienen de un ambiente diferente (planta de

tratamiento de aguas).

52

Cap. V. - Resultados y Discusión

Por otro lado, este periodo de adaptación concuerda muy bien con el reportado por

González (1 992) y Revah, et al. (1 9 9 9 , quienes reportan un tiempo de adaptación de 10 a 12

semanas tanto para H2S como para CS2.

.* V.2.- Caracterización de la población en estado estable.

En esta etapa' se determinaron en el laboratorio l a s mejores condiciones ambientales de

actividad de los microorganismos, esto es, pH, concentración de Sod', e intervalo de

concentraciones de CS2 (Estrada y Vázquez, 1994), por medio de estudios respirométricos. Se

encontró que el pH óptimo para los microorganismos se encuentra alrededor de 7, figura V.2; la

tasa de remoción de CS2 se determinó con el oxígeno consumido (el cual se mide directamente) y

suponiendo que la reacción de oxidación es :

En esta figura puede Rotarse que. existen máximos de actividad a pH's mayores de 7; sin embargo,

esto se debe a efectos químicos más que a biológicos ya que estos valores de pH (> 10) no

permiten la sobrevivencia de los microorganismos.

Cap. I/. - Resultados y Discusibn

I OXIDACION

1 ' 1 . 1 ' 1 ' 1 . 1 ' 1 ' 1 . 1

PH O 2 4 6 8 10 12 14 16

FIGURA V.2.- Tasa de remoción de CS, en función d e l pH.

En cuanto al efecto de la concentración de SO4', que puede inhibir la actividad de los

microorganismos, se obtuvieron los resultados mostrados en la figura V.3.

O 20 40 60 80 100 120 140 1 6 0

rso,-J. g / l FIGURA V.3.- Actividad em función de ia concentración

de SO;. a

54

Cap. I/: - Resultados y Discusih

Puede apreciarse que a una concentración de SO4' de hasta 20 g/l se mantiene una

actividad alta. Después de este valor, la actividad decrece bruscamente hasta llegar a un valor

mínimo después de 50 g/l. Estos resultados concuerdan con los obtenidos por Yang y Allen

(1 994), quienes encontraron que el contenido de SO4' en la composta usada , . en un biofiltro para

la remoción de H2S debe de mantenerse abajo de 25 mg-S/g; ya que por arriba de 45 mg-S/g, las

eficiencias de remoción de H2S se mantuvieron en el nivel más bajo, indicando probablemente que

la concentración de sulfato estaba presente en un nivel tóxico y la actividad de los

microorganismos se redujo significativamente.

En la figura V.4 se muestran los resultados obtenidos del estudio de la actividad de los

microorganismos en hnción de la concentración de CS2. Puede observarse un aumento en la

actividad de los microorganismos conforme aumenta la concentración de CS2, hasta llegar a una

concentración de 250 m@; sin embargo, después de esta concentración, puede apreciarse un

1

efecto inhibitorio del CS2, disminuyendo la actividad de los microorganismos.

m m

L 1 I I O 100 200 300 400 500

P , I , mg/l

FIGURA V.4.- Actividad en función de la concentración de CS,.

55

Cap. V.- Resultados y Discusión

Considerando lo anterior, en el BLE se realizaron los ajustes necesarios para mantcnc; l a s

mejores condiciones de actividad de los microorganismos; figura V.5.

30 7

m 1

10

% 8

-; ' ; ' l . l ' l ' l . l ~ -

10 15 20 25 30

Tiemp0,dias . FIGURA V.5.- Concentración de SO, y pH mantenidos

durante la operación del BLE.

La concentración de Sod' se mantuvo la mayor parte del tiempo entre 17 y 25 g A ,

manejando una alimentación de medio de cultivo fresco de alrededor de 0.6 Vh, la cual servía,

además, para compensar las pérdidas de líquido por evaporación o toma de muestra. Por otro

lado, el pH se desvió en muy pocas ocasiones del intervalo de 6.8 - 7.2. Cuando tomaba valores

por abajo de este intervalo, no se apreciaban cambios en la actividad de los microorganismos; sin

embargo, en alguna ocasión el pH llegó a alcanzar hasta un valor de 12 (fallas en la operación, no

se muestra este valor en el período considerado para la figura VS), el cual provocó una

disminución severa en la eficiencia del BLE, principalmente por lavzdo del empaque; la

recuperación del bioreactor a sus niveles de eficiencia anteriores al aumento de pH tomó

aproximadamente 48 horas.

Por otro lado, las concentraciones de CS2 en el líquido manejadas durante la operación del

BLE, (< 1 mg/l) se encuentran muy alejadas de las concentraciones inhibitorias para los

56

..

Cap. V; - Resultados y Discusidn

microorganismos. Asimismo, la concentración de oxígeno, durante todo este periodo, estuvo muy

por arriba del intervalo por abajo del cual puede haber disminución de la actividad de los

microorganismos, esto es, 6-7 gh (González, 1992).

V.3.- Efecto del flujo liquido.

Como parte del procedimiento empleado para la caracterización del BLE, se realizaron

experimentos variando el flujo de líquido (L), manteniendo los demás par&etros constantes; esto

con la finalidad de encontrar un valor de L óptimo para mantenerlo constante en los experimentos .

posteriores. Las figuras V.6 nos muestran las variaciones en la tasa de degradación del BLE

cuando se varía L, primero de 0.6 a 0.9 m3/h y después de 0.6 a O m3/h (esto es, se corta el flujo

de líquido).

220 I I I I 1 loo 4- YO conversión -o- Tasa de remoción

-80

-40

100 I I I l

o 30

FIGURA V.6-a.- Efecto del cambio de flujo de líquido de 0.6 a 0.9 m3/h sobre la tasa de remoción y el grado de conversión.

Condiciones : G = 12 m3/h, [cs,], = 1000 ppmv.

5 10 15

57

Cap. V. - Resultados y Discusibn

En el primer caso (150 a 227 VmZ-min), puede apreciarse una disminución en la tasa de

remoción de 200 hasta 150 gCS2/m?-h en promedio, esto es, UM baja en I-' C. remoción del 54 al 42

%. Considerando que se tiene una cantidad de líquido mayor por área superficial en la unidad de

tiempo, esto es, la película de líquido por la que tiene que transportarse el sustrato es mayor y

siendo la solubilidad de CS2 en agua baja, se pensaría en una resistencia mayor al transporte, lo

que provoca que la cantidad de sustrato que llega a la zona de reacción sea menor. Sin embargo,

el nivel de remoción de CS2 llega a recuperarse después de aproximadamente 12 horas, indicando

posiblemente que la tasa de reacción en la biopelícula es tan alta, generando un gradiente de

concentración grande que permite el paso de CS2.

Por otro lado, habría que considerar también el desprendimiento de biomasa debido a un

flujo de líqquido mayor, lo cual provocaría el efecto observado; readaptándose posteriormente la

biopelícula para alcanzar los niveles de remoción anteriores. Otro factor a considerar es el tiempo

'!

necesario para alcanzar el equilibrio en la distribución del líquido en la zona empacada, debido al

cambio de flujo del mismo (Herskowitz y Smith, 1978, Ng y Chu, 1987).

m

O 2 i Tiempo, h

FIGURA V.6-b.- Efecto del corte de flujo de líquido sobre la tasa deremoción de CS,. condiciones :

G= 12 m3/h, [CSJ, = l o 0 0 ppmv.

58

Cap. E- Resultados y Discusidn

En el segundo caso (1 50 a O Ym2-min, figura V.6-b), se presenta un comportamiento

similar al efectuar la suspensión del flujo liquido, sólo que en este caso la remoción sufie una baja

sin llegar a estabiikse la tasa de remoción. E n la primera hora la remoción no se altera

drásticamente (a diferencia del primer caso); sin embargo, después de 90 minutos cae fbertemente.

Ello puede deberse a la acumulación de sulfatos y a la acidificación de la biocapa (el pH del líquido

tomado a diferentes alturas de la zona empacada inmediatamente después de restablecer la

corriente líquida se encontró entre 2.5 y 4). Flujos líquidos entre O y 10 Vmin no se trabajaron por

problemas de distribución en la ZOM empacada.

V. 4.- Tasas de remoción. ‘t!

! A

El comportamiento de la tasa de remoción del bioreactor en finción de la carga de . I

contaminante se muestra en la figura V.7.

a * /

/ /

/t /

/ /

/ /

* A

A A

0 G - d m 3 h * G=12 m 3 h A G=18 m3h

I

O 1 ’ 1 ’ I . I . I .

O 100 : 200 300 400 500

Ckga de contaminante, gCS, /m’-h

FIGURA V.7.- Efecto de la carga de contaminante sobre la tasa de remoción de CS2 a diferentes valores de G; L = 0.6 m’h (linea

punteada: depdaci6n completa).

i

.. . Cap. K - Resultados y Discusidn 5.

E n esta figura pueden observarse dos regiones: UM con altas conversiones donde la

remoción depende de la carga de CS2, hasta un valor de tasa de remoción máxima de 220

gCS2/m3-h; la otra región corresponde a bajas conversiones a cargas altas y donde se observan

tasas de remoción constantes. Las tasas de remoción máximas alcanzadas son superiores a las

reportadas en la literatura : Beniczy et al. (1989) : 70 gCS2/m3-h y Morales et al. (1992) : 180

gCS2jm3-h; aunque, en estos trhajos la remoción de CS2 se lleva a cabo simultáneamente con

!l

H2S. !

Los resultados en esta figura muestran que las tasas de degradación más altas se alcanzan

con un flujo de gas de 12 m3/h, esto es, un tiempo de residencia del gas de 22.5 segundos. Por

arriba de una concentración de CS2 de 1.7 g/m3, con un flujo de gas de 18 m3/h (tiempo de '<

residencia de 15 S), las eficiencias de degradación son menores, indicando ,probablemente que se

alcanza la tasa máxirh de degradación y el gradiente de concentración para este valor de flujo

gaseoso es menor que en el primer caso (1 2 m3/h). I '

i !

i

I , I i

100 200 300 400 500 m

Cuga de contaminante, gCs4m3-h FIGURA V.8.- Pmmtaje de convasih de CS, en funcibn de la carga

de contuninante a diferentes v a l o r e s de G L-0.6 m3h.

60

Cap. I.: - Resultados y Discusibn

El grado de conversión contra la carga de contaminante, se muestra en la figura V.8; puede

observarse que al aumentar la carga, el grado de conversión cae fuertemente y pasa de 95 % para

100 gCS2/m3-h a 36 % para 530 gCS2/m3-h; esto corrobora que el reactor está trabajando a su

máxima capacidad. ?

V.5.- Efecto del volumen del colector. ' 1.:

En este expeemento se manejaron tres diferentes volúmenes de colector de solución

bacteriana : 20, 30 y 40 1; esperando que hubiera cambios en la tasa de remoción, si es que los

microorganismos presentes en el; líquido contribuyen en grado importante a la degradación. En la

figura V.9 puede apreciarse que la tasa de remoción. de CS2 es independiente de este volumen de

colector. Al variarlo, la tasa de remoción de mantiene prácticamente constante durante por lo

menos l a s siguientes 5 horas al cambio. Al manejar un volumen de solución bacteriana menor, la

acumulación de sulfatos sería más rápida si no se alimentara medio de cultivo fresco, interfiriendo

posiblemente en la actividad de los microorganismos, sin embargo, esto se controla inyectando un

flujo adecuado de medio de cultivo al colector, de tal manera que la solución bacteriana tenga un

tiempo de permanencia promedio en el sistema de alrededor de 72 horas.

Por otro lado, este comportamiento nos estaría indicando que los microorganismos

presentes en el líquido, no contribuyen grandemente a la degradación de CS2, como se verá más

adelante.

61

". ". .

Cal Y- Resultados y Discusion

loo! , . , . , . , . , . , . , 4

2 * 4 6 a 10 12 14

Tiempo, h FIGURA V.9.- Efecto d e l volumen de solución bncteriana en el

colector sobre la tasa de remoción de CS,. Condi-

ciones:G=6 m3/h, L=0.6 m3/h[CS2],:750 PPMv

V.6.- Perfiles de concentración del CS2 a lo largo del Bioreactor.

La variación Ce ¡a concentración de CS2 en el gas en función de la altura se representa en

la figura V. 1 O, para dar; diferentes concentraciones iniciales. Puede verse que la mayor parte de la

remoción se lleva a c:bo en la primera mitad de la zona empacada contak a partir de la entrada

del gas, esto es, alrededor del 70 % del total removido y en la segunda mitad superior el restante

30 %.

Es interesante >acer notar que las remociones para la concentración inicial de 700 PPMv,

se determinaron 3 mess después de las de 400 PPMv inicial, si se compara con la correspondiente

carga de las primeras ajeterminaciones (figura V.7), se observa que la tasz de remoción pasa de

200 a 240 gCS2/n"j 5 (este idtimo valor se corresponde con el punt) del 100 % para la

concentración inicial de 700 PPMv en la figura V. IO), lo cual puede deberse a una biopelículd

mayor y/o una mejor adaptación de los microorganismos.

62

Cap. Z- Resultados y Discusión

R e a l i i d o una

FIGURA V.10.- Concentración de CS, en función de la altura

d e l biomctor. Condiciones : G = 12 m3h, L = 0.6 rn3/h.

comparación de las cargas recibidas por cada módulo como si fberan

reactores independientes, tendríamos que la primera mitad del reactor recibe una carga de 512

gCS2/m3-h (para la concentración inicial de 700 PPMv), de la cual se remueven 338 gCS2/m3-h,

esto es, el 68 %, lo cual sería 1.4 veces lo que remueve el total del reactor. Para el caso de la

concentración inicial de 400 PPMv, la primera mitad del reactor remueve 1.43 veces de lo que

remueve el reactor total (ver tablas V.6.1 y V.6.2). Esto se debe a que en esa zona existe una

mayor concentración de biomasa, que incluso se aprecia visualmente, que en la parte superior.

Tabla V.6.1.- Comparación de las cargas recibidas por cada uno de los dos módulos del reactor

total. Concentración inicial 700 PPMv.

63

Cap. V. - Resultados y Discusidn

NOTA : RT (reactor total), R1 (primera mitad del reactor, a partir de la' entrada del gas), R2

(segunda mitad del reactor)

Tabla V.6.2.- Comparación de las cargas recibidas por cada uno de los dos módulos del reactor ., . . .

ENTRADA SALIDA 8 REMOCION

J

El porcentaje de remoción como fbnción de la concentración de entrada a cada uno de los

módulos del BLE, se presenta en la figura V. 1 l. Puede apreciarse un comportamiento similar al

presentado en el estudio de la tasa de remoción en hnción de la carga de contaminante al total del

reactor (figura V.7).

8

m

m m

O * Ver tablas V.6 O m 400

64

Cap. V. - Resultados y Discusidn

La figura V. 12 muestra la concentración de oxígeno disuelto en el líquido a diferentes

alturas; puede apreciarse que estas concentraciones concuerdan con las remociones alcanzadas en

cada zona; es decir, !a oxidación de CS2 requiere de O2 y ya que en la primera mitad del reactor

es donde existe una mayor degradación de CS2, la concentración de O2 es menor. Por otro lado,

la concentración de oxígeno que sale de la ZOM empacada es prácticamente la misma que la

entrada a esa misma zona, esto es, la concentración del colector.

I

Altura del rractor, Yo

FIGURA V. 12.- Concentración de O2 en función de la altura

d e l biorractor en dos diferentes días.

V.7.- Tasas de degradación en la zona empacada y en el liquido

Un punto muy importante dentro de este trabajo es la determinación de las tasas de

remoción en la biopelícula (zona empacada), y en el líquido recirculante. Para esto se realizó el

siguiente experimento : en operación estable del BLE, se determinó la tasa de remoción global;

enseguida se realizó un cambio de empaque con biopelícula por empaque limpio (sin biopelícula) y

se continúo monitoreando la fase gaseosa. Los porcentajes de remoción respectivos, se presentan

en la figura V.13.

65

Cap. V.- Resultados y Discusion

EMPAQUE CON BIOPELICLJLA m

m ................................................... m-1 m

EMPAQUE .............. SIN 1c BIOPELICULA ...................... 1

m

Tiempo, h FIGURA V.13.- Variación en el grado de conversión de

CS, al cambiar el empaque . Condiciones :

' G=12 m3/h, L=0.6 m3/h, [CSJe=650 ppmv.

Puede apreciarse que la conversión cae de aproximadamente el 83 % a alrededor del 10 %,

este último porcentaje corresponde a 24 g.CS2/m3r - h, esto es, 12 % de la tasa de remoción

global (20 - h).

Por otro lado, se realizó un estudio de respirometría (en el cual se relaciona

estequiometricamente el O2 consumido por unidad de tiempo, con el CS2 transformado) con el

líquido del fondo del reactor. En este experimento se determinó una tasa de remoción de 16

gCS2/m3r - h (aquí los m3r se refieren al volumen del colector, esto es, el volumen de líquido en

el sistema) en el líquido recirculante, lo que corresponde al 8 % de la tasa de remoción global; este

valor concuerda bien con el obtenido con el cambio de empaque.

66

Cap. t: - Resultados y Discusidn

V.8.- Efecto de ia adición de SOf.

El sulfito se considera un intermediario clave en la oxidación de compuestos de azufre

inorgánicos, ya que es el producto de sistemas enzimáticos oxidantes de azufre y el sustrato para

los sistemas enzimáticos oxidantes de sulfito. De hecho el sulfito se acumulz durante la oxidación

de tiosulfato y de azufre bajo ciertas condiciones por los microorganismos adecuados. Takeuchi y

Suzuki (1994), realizaron estudios sobre la oxidación de sulfito por 7hiobucilZus thimxiduns; de

sus resultados cinéticm concluyen que la forma completamente protonada del sulfito, el ácido

sulfuroso o el bióxido de azufre (H2SO3 ++ SO2 + H20) es la forma que penetra a l a s

células para la oxidación. Por otro lado, el SO2 en diferentes concentraciones puede presentarse

en los gases residuales que contienen CS2.

Por lo anterior, surgió el interés de estudiar la degradación de SO3’ en el bioreactor en las

condiciones actuales de operación. Las figuras V. 14 y V. 15 muestran e1 comportamiento de

oxígeno disuelto y de SO4’ (SO3’ + 1/2 O2 + SO4’ ) durante el experimento.

4-51

67

Cap. i? - Resultados y Discusibn

Tales resultados nos indican una gran actividad metabólica inmediatamente después de que

se le aiiade sulfito al sistema, recuperándose el nivel de producción de sulfatos y de consumo de

oxígeno tiempo después, en fbnción de la cantidad agregada (más rápido para [SO3' 3 = 10 m M

que para [SO3" 3 = 100 m M ) . Esto nos indicaría una oxidación muy rápida del sulfito, la cual, de

acuerdo a estudios realizados en el laboratorio nos indican que al pH de operación del bioreactor,

es de naturaleza biológica. Las tasas de degradación de SO3' alcanzadas son de 80 y 533 gSO3'

/m3r -h para 1 O y 1 O0 m M respectivamente.

Al inyectar sulfito al bioreactor en diferentes concentraciones (1 O y 1 O0 mM) y observar el

comportamiento en la degradación de CS2, se tenían dos posibilidades : efecto inhibitorio de

sulfito sobre CS2 o consumo independiente. Los resultados sugieren la segunda posibilidad ya que

la tasa de remoción de CS2 se mantuvo prácticamente constante durante el experimento, figura

V. 16.

1

1 7 -=- [s03]=100 -.- [s03]=10 mh4

I

68

Cap. K- Resultados y Discusi6n

--I- Salida

\-m O

.\" I I I I 1

O 5 10 15 20 25 Tiempo, h

FIGURA V. 16.- Efecto de la inyección de sulfite sobre la tasa de degmdaci6n de CS,. Condiciones : G = 6 m3h, L = 0.6 m3h, [C~],:500 PPMv, [SO,'] = 1 0 0 m M .

V.9.- Experimento can ion férrico.

Reconociendo la capacidad absorbente de soluciones de Fe2(SQq)3 sobre HzS, y la

posterior oxidación de éste a azufre elemental, se estudió el efecto del Fe2(S04)3 sobre la

degradación de CS2 y ía producción de azufre.

Suponiendo que la oxidación del CS2 se lleva a cabo conforme las siguientes reacciones :

CS2+H20 + H2S +COS

I

COS+H20 + H2S +CO2

Globalmente : CSz + 2 H20 + 2H2S + C02

69

- L - . ...“..-I ~. -...d. -. ..

Cap. X- Resultados y Discusión

es decir, teniendo presente H2S como intermediario, el proceso dependería básicamente de la

reacción de H2S con la solución.de Fez(SOq)3 , produciendo un precipitado de azufre elemental

(Imaizumi, 1986, Asai et al., 1990, Maree y Schutte, 1990, Jensen y Webb,. 1995) : o

H2S + Fe2(S04)3 -+ 2FeSOq + H2SO4 + S&

con la posterior regeneración del ion Fe3+ al oxidarse biológicamente por T. ferroxidans el Fez+ :

4

2FeS04 + H2SO4 + 112 O2 (bacterias) + Fe2(S04)3 + Hz0 (5)

luego, la reacción global es :

H2S + 1/2 O2 -+ S & + H 2 0 (6)

siendo la reacción (4) tan rápida y completa que no hay peligro de descargar gases residuales

tóxicos.

Finalmente :

Las ventajas alcanzadas con el uso del catalizador (en el sistema a nivel industrial) serían :

la producción de azufre elemental que puede comercializarse como materia prima para la

producción de ácido sulfürico; en el proceso únicamente se genera agua, aparte del azufre; ya que

70

. ..

Cap. J/. - Resultados y Discusi6n

la solución no se degrada, no hay necesidad de instalar algún sistema de tyatamiento del residuo

líquido.

Durante este experimento, la tasa de remoción de CS2 no se vió modificada al adicionar el

sulfato fémco. Los resultados para la producción de azufie y conversión de ion fénico a ferroso

se muestran en l a s figuras V. 17 y V. 18.

En la primera puede apreciarse que el azufre elemental total cuantificado, se duplica

respecto a la cantidad que había al inicio del experimento; sin embargo, el azufre producido apenas

llega al 6 % del que correspondería si todo el CS2 convertido pasara a azufie; pero también debe

de considerarse que e! tiempo de residencia del azufre en el bioreactor (coiector) es muy grande,

por lo que debe de implementarse un sistema que permita retirarlo antes de que se biodegrade, y

así poder cuantificar e! azufre real producido.

71

. . .

Cap. V. - Resultados y Discusion

. . . . ,.-. . '.

, .. ,:b '.., 120 =.,

-2 0 2 4 6

Tiempo, h FIGURA V. 18.- Aparición y desaparición de ion ferroso

durante la adición de ion férrico al BLE.

Por otro lado, la figura V. 18 muestra la aparición de ion ferroso, lo que es indicativo de

que la reacción (4) serestá llevando a cabo, y la posterior desaparición del mismo, completándose

así el ciclo Fe3+ + F$+ + F$+. A s í , puede decirse que el catalizador es efectivo en este

sistema.

V.10.- Caída de presi6n.

Los valores registrados para la caída de presión durante el período de operación del BLE

están representados en la figura V. 19. Puede observarse que el valor más alto alcanzado es menor

a 2.5 mm Hg (1.4 pulgadas de agua).

Se observan dos períodos de estabilización : el primero corresponde a los primeros tres

meses de operación, donde las condiciones heron : G = 6 m 3 4 L = 0.6 m3/h y [CS2] = 400 - 500 ppmv (la carga correspondiente h e de aproximadamente 85 g C S ~ / E I ~ ~ - h; conforme se

cambiaron las condiciones, la caída de presión h e aumentando y en los siguientes meses se

72

Cap. V. - Resultados y Discusion

alcanza otro período áe estabilización donde las condiciones promedio heron : G = 12 m 3 h , L =

0.6 m 3 h y [CS2] = 800 ppmv para una carga correspondiente de 290 g - h.

S

6 CARGA 85 gCS2/m3;h O . O J ' . , . , . , . , . , . , . , . , . , . i

O 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1 0

Tiempo, meres FIGURA V. 19.- Caída de presi6n en el BLE durante el

periodo de operaci6n de este estudio.

Estos cambios de caída de presión pueden considerarse debidos principalmente a una

biopelícula mayor sobre el soporte, la cual se alcanza después de una mejor adaptación de los

microorganismos y al CS2 y una concentración de CS2 suficiente; siendo el efecto del. cambio de

flujo gaseoso mínimo (ver Viveros y Revah, 1991). Sin embargo, dentro de este rango de

condiciones de operación llega a alcanzarse una caída de presión aproximadamente constante, lo

cual podría explicarse postulando un estado estable biológico, esto es, para condiciones de

operación aproximadamente constantes, no existe una acumulación neta de biomasa. En otras

palabras, la tasa de crecimiento se iguala a la tasa de mortandad de los microorganismos, dentro

de los que deben de considerarse los microorganismos diferentes a los que 'degradan CS2, ya que

se tiene una población mixta, figura V. 1 O. 1

Para alcanzar este equilibrio biológico deben de considerarse otros factores importantes

tales como el nivel de carga de CS2, como se aprecia en los dos estados estables en la figura V: 19,

73 i

Cap. Y - Resultados y Discusi6n

alcanza otro período de estabilización donde las condiciones promedio fueron : G = 12 m3/h, L =

0.6 m3/h y [CS2] = 800 ppmv para una carga correspondiente de 290 g c S ~ / m 3 ~ - h.

Tiempo, FIGURA V. 19.- Caída de presión en el BLE durante el

periodo de operación de este estudio.

Estos cambios de caída de presión pueden considerarse debidos principalmente a una

biopelícula mayor sobre el soporte, la cual se alcanza después de una mejor adaptación de los

microorganismos y al CS2 y una concentración de CS2 suficiente; siendo el efecto del. cambio de

flujo gaseoso mínimo (ver Viveros y Revah, 1991). Sin embargo, dentro de este rango de

condiciones de operación llega a alcanzarse una caída de presión aproximadamente constante, lo

cual podría explicarse postulando un estado estable biológico, esto es, para condiciones de

operación aproximadamente constantes, no existe una acumulación neta de biomasa. En otras

palabras, la tasa de crecimiento se iguala a la tasa de mortandad de los microorganismos, dentro

de los que deben de considerarse los microorganismos diferentes a los que degradan CS2, ya que

se tiene una población mixta, figura V. 1 O. 1

Para alcanzar este equilibrio biológico deben de considerarse otros factores importantes

tales como el nivel de carga de CS2, como se aprecia en los dos estados estables en la figura V: 19,

I

73

Cap. V. - Resultados y Discusión

V.ll.- Comparación con datos de la literatura.

Con la escasa información sobre remoción biológica de CS2 encontrada en la literatura, se

hace una comparaciórr, con los resultados de este estudio, la cual se resume en la tabla V: 1 1 .1 .

Iortados en la literatura. . .- Comparaci

Tipo y

tamaño

(escala) de

equipo

BIOFILTRO

(Piloto)

>ajo con los rl

Tasa máxima

de

degradación

(gCS,/m3rh)

-

n de resulto

[CS21rnáx

de entrada

@PmV)

3s de este tr

Rango de

c s 2

manejado

o 6-520

rABLA V. 1 1

Referencia

520 yang Y Alibeckoff,

1995

Sotoudeh y

Windsperger,

1994

85 > 3.5

BLE 160

400 0-400 180 Morales y

col., 1992

Berzaczy y

col., 1988

Este trabajo

BLE, 7.25

m3

B L E : 1151

y 4*380 1

BLE, 80 1

70 400 140 - 400

/mm

95 < 3 1 O00 400 - 1000 3 O0

En todos los estudios reportados en la literatura se ha trabajado con remoción simultánea

de CS2 y H2S. Asimismo, en todos se han manejado [CS2] máximas de entrada de 400 ppm,

inferiores a la de 1000 ppmv manejada en este trabajo, alcanzándose tasas máximas de

degradación de 160 - 180 gCS2/m3r - h, las cuales son muy inferiores a la alcanzada a aquí : 300

75

Cap. F?- Resultados y Discusih

gCS2/m3r - h. Esto último podría indicar que un sistema que trabaja con un solo contaminante,

permite una mejor adaptación de los microorganismos para degradar ese contaminante.

Sin embargo, si comparamos las moles de SE degradaddm3, - h (sexta columna), se tiene

que el valor máximo alcanzado en este trabajo se encuentra en un punto intermedio del intervalo

que se encuentra en la literatura, ya que. las moles de S= provenientes del H2S contribuyen en

mayor grado; esto es, se refleja UM preferencia de los microorganismos hacia el H2S , más que

hacia el CS2.

!.

Por otro lado, la caída de presión máxima alcanzada en el período de operación del BLE,

se compara muy bien con la reportada por Benaczy y col. (1988). Sin embargo, Yang y

Alibeckoff (1995) reportan una caída de presión mayor, que hasta donde puede apreciarse sigue

aumentando (> 3.5 cm H20), después de 120 días de operación de su bioreactor; el cual, siendo

un biofiltro, podría llegar a obstruirse a largo plazo. ,

76

Cap. l4.- Conclusiones

VL- CONCLUSIONES

El bisulfbro de carbono (CS2) es un compuesto tóxico presente en los gases residuales de

algunas industrias químicas, dentro de l a s que destacan l a s de rayón y celofb. Debido a estas

propiedades, el CS2 debe de eliminarse o mantenerse abajo de los límites permisibles de

exposición al ser humano antes de llegar a la atmósfera. Los métodos convencionales para lograr

esto implican procesos fisicoquímicos, los cuales son ineficientes cuando la concentración de CS2

en la comente gaseosa es baja (< 1000 ppm), además de resultar costosos en la instalación y en la

operación, y trabajan frecuentemente en condiciones de presión y temperatura altas.

Una alternativa reciente a esto último, es el empleo de un método biotecnológico que

emplea microorganismos capaces de degradar CS2, el cual ha probado ser eficiente y de bajo

costo, además de operar en condiciones de presión y temperatura ambientales.

I

En este trabajo se adecúo un bioreactor de lecho escurrido (BLE) que emplea

microorganismos del género ThiobaciZZus. El sistema se ha mantenido operando durante más de

dos años y ha mostrado estabilidad sin presentar grandes caídas de presión (< 3 cm H20),

recuperándose rápidamente de cargas altas de CS2 o cambios grandes de pH. i a

El sistema podría operar cíclicamente, ya que mantiene su capacidad de remoción al

suspender el líquido de recirculación por tiempos cortos.

La mayor parte de la degradación de CS2 se lleva a cabo en la zona empacada del BLE,

siendo mínima la participación del líquido recirculante ( 1 O % en condiciones estándar). Asimismo,

la mayor parte de la degradación de CS2 se lleva a cabo en la primera mitad de la zona empacada,

debido a que existe mayor cantidad de biomasa en esa zona.

77

Cap. VI. - Conclusiones

La población microbiana presente en el BLE es capaz de degradar el SO3"

independientemente del CS2; además, el Fe3+ puede actuar como catalizador para lograr una

oxidación parcial del CS2 y obtener azufie elemental como producto final. . '

Finalmente, las tasas de degradación de CS2 alcanzadas (300 g CS2/rn? - h), superan a las

reportadas en la literatma (160-180 g CS*/m$ - h).

78

REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS.

- Alloway, B. J., Ayres, D. C., 1993, "Chemical Principles of Environmental Pollution", Blackie

Academic & Professional, Glasgow.

- Arcangeli, J. P., Arvin, E., 1992, "Modelling of Toluene Biodegradation and Biofilm Growth in a

Fixed Biofilm Reactor", Wit. Sci. Tech. 26, 3-4, 617.

- &ai, S., Konishi, Y., Yabu, T., 1990, "Kinetics of Absorption of Hydrogen Sulfide into

Aqueous Femc Sulfate Solutions", AIChE J. 36.9, 133 l. .I

- Bartlett, J. K., Skoog, D. A., 1954, "Colorimetric Determination of Elemental Sulfbr in

Hydrocarbons", Anal. Chem. 26,6, 1008.

- Berzaczy, L., Niedermayer, E., Kloimstein, L., Windsperger, A., 1988, "Biological Exhaust Gas

Purification in the Rayon Fiber Manufacture", Paper presented at the Workshop "Recent

~ ~ ~ ~ ~ ~ . ~ ~ c ~ n o I o ~ ~ - ~ ~ o , 1 9 8 8 , Graz, Austria. O J

- Bishop, P. L., Kinner, N. E., 1986, "Aerobic Fixed-Film Processes", en Biofechnology, V. 8,

Cap. 3, VCH Verlagsgesellsch Weinheim.

- Bohn, H., 1992, "Ccnsider Biofiltration for Decontaminating Gases", Chem. Eng. Prog., April,

34.

- Buisman, C., Post, R, Ijspeert, P., Geraats, G., Lettinga, G., 1989, "Biotechnological Process

for Sulfide Removal with Sulfur Reclamation", Acta Biotechnol. 9, 3, 255.

79

Referencias Bibliogrhjcas

- Buisman, C., Geraats, G., Ijspeert, P., Lettinga, G., 1990,"Optimization of S u l k Production in a

Biotechnological Sulfide Removing Reador", Biotechnol. Bioeng. 35,50.

- Butler, J. M., Rothschild, B., Keller, J. R., 1969, "Metabolism of Carbon Disulfide by

Thiobacillus thiooxidans", Bacteriological Proceedings 6 4 . Citado por Smith y Kelly, 1988.

- Cadenhead, P., Sublette, K.L., 1990, "Oxidation of Hydrogen Sulfide by Thiobacilli",

Biotechnol. Bioeng. 35, 1 150 .

- Chen, K.Y., Moms, J.C., 1972, "Kinetics of Oxidation of Aqueous Sulfide by 02", Enviromen.

Sci. Technol. 6, 6, 529.

- Devinny, J. S., 1995, "Topics for Research in Biofiltration", Conference on Biofiltration (an Air

Pollution Control Technology), Los Angeles, California, Oct. 5-6.

- Diks, R.M.M., Ottengraf, S.P.P., 1991, "Process Engineering Aspects ofBiologica1 Waste Gas

Purification", Inlernat. Symp. Environ. Biotechnology (April ).

- Diks, R.M.M., Ottengraf, S.P.P., 1991, "Verification Studies of a Simplified Model for the

Removal of Dichlorometane from Waste Gases Using a Biological Trickling Filter. Part I",

Bioprocess Eng. 6, 93.

- Ibid. 199 1, "Ibid. Part 11", fbid. 6 , 13 l .

- Diks, R.M.M., Ottengraf, S.P.P., Vrijland, S., 1994, "The Existence of a Biological Equilibrium

in a Trickling Filter for Waste Gas Purification", Biotechnol. Bioeng. 44, 1279.

80

Referencias Bibliogr&jcas

- Dyer, J., Mulholland, K., 1994, "Toxic Air Emissions : What is the Full Cost to Your Business?",

Chem. Eng. (Feb.), 4. ,

- Estrada, A. I., Vázcpez, M. M., 1994, "Estudio Microbiológico de la Remoción de Bisulfbro de

Carbono", Trabajo de servicio social, Area de bioprocesos, Universidad Autónoma Metropolitana-

Iztapalapa.

- Fritz, J. S., Freeland, M Q., 1954, "Direct Titrimetic Determination of Sulfate", And. Chem. 26,

10, 1593.

- González, C. O. F., 1992, "Estudios Sobre la Remoción Biológica de H2S y CS2 de Comentes

Gaseosas", Tesis de maestría en Ingeniería Química, Universidad Autónoma Metropolitana-

Iztapalapa.

-. Grant, R. J., ManGs, M., Smith, S. B., 1962, "Adsorption of Normal Paraffins and Sulfbr

Compounds on ActivEted Carbon", AIChE J. 8,3 ,403 .

- Herskowitz, M., Smith, J. M., 1978, "Liquid Distribution in Trickle-Bed Reactors", AIChEJ. 24,

3,439.

- Holdgate, M. W., 1979, "A perspective of Environmental Pollution", 'Cambridge University

Press, Cambridge (Citado por Alloway y Ayres, 1993)

- Imaizumi, T., 1986, "Some Industrial Applications of Inorganic Microbial Oxidation in Japan",

Biotechnol. Bioeng. Symp. 16, 363.

- Jackman, A. P., Powell, R. L., 1991, "Hazardous Waste Treatment Technologies (Biological

Treatment)", Noyes Publications, New Jersey, USA

- Jensen, A. B., Webb, C., 1995, "Treatment of H2S-Containing Gases : A Review of

Microbiological Alternatives", Enzyme Microb. Technol. 17,2.

81

Referencias Bibliograflcas

- Jordan, S. L., Kraczkiewicz-Dowjat, A. J., Kelly, D. P., Wood, A. P., 1995, "Novel Eubacteria

Able to Grow on Carbm Disulfide", Arch. Microbiol. 163, 13 1.

- Kanagawa, T., Mikami, E., 1989, "Removal of Methanetiol, Dimethyl Sulfide, Dimethyl

Disulfide and Hydrogen Sulfide from Contaminated Air by Thiobacillus thioparus TK-m", App.

Enviromen. Microbiol. 5 5, 3, 5 5 5.

- Karchmer, J. H., 1972, "The Analytical Chemistry of Sufir and Its Compounds", Wiley - Interscience, New York.

- Kelly, D. P., Wood, A. P., Jordan, S. L., Padden, A. N., Gorlenko, V., M., Dubinina, G. A.,

1994, "Biological Production and Consumption of Gaseous Organic Sulphur Compounds",

Atmospheric Gas Production and Consumption 22, 1 O 1 l.

- Khalil, M. A. K., Rasmussen, R. A., 1984, "Global Sources, Lifetimes and Mass Balances of

Carbonyl Sulfide and Carbon Disulfide in the Earth,s Atmosphere", Atmospheric Environment, 18,

9, 1805.

Kirk - Other , Enciclopedia de Química Industrial, v. 8

- Kohler, H., 1982, Fortschritf-Berichte YDI-Zeitschr. Reihe 15, 22 (Citado por Ottengraf, 1991).

- Kohl, A. L., Riesenfeld, F. C., 1979, "Gas Purification", Gulf Publishing Company, Houston.

- Lebeault, J.M., 19Sn, Abstr. Forum Appl. Biotechnol. Gent, 20 (Sep.). Citado por Ottengraf

(1991).

Referencias Bibliogrdjcas

- Leson, G., Winer, A.M., 1991, "Biofiltration: An Innovative Air Pollution Control Technology

for VOC Emissions", J. Air Waste Management Association 41, 8, 1045 (Ago.). ?

O

- Maree, J. P., Schutte, C. E., 1990, "Removal of Hydrogen Sulphide fiom a Gas", Patente

Sudafricana.

- Morales, V., Hinojosa, A., Paez, F., González, M., G o d e z , O., Viveros, T., Revah, S., 1992,

"Biotechnological Process For the Treatment o f H2S and CS2 From a Waste Gas From a

Cellophane Plant", in Proc. Fifth International IGT Symposium on Gas, Oil and Enviromental

Biotechnology, Chicago U. S, September.

- Moses, A J., 1978, "The Practicing Scientit's Handbook", Van Nostrand Reinhold Company,

USA.

- Ng, K. M., Chu, C. E., 1987, "Trickle-Bed Reactors", Chem. Eng. Prog. Nov., 55.

4.

- Odintsova, E. V., Wood, A. P.,:Kelly, D. P., 1993, "Chemolithoautotrophic Growth of Thiothrix

ramosa", Arch. Microbiol. 160, 152.

- OPS - OMS, 1982, "Criterios de Salud Ambiental 10 : Disulfbro de Carbono", Washington, D.

C., E: U. A.

- Ottengraf, S.P.P, 1986, "Exhaust Gas Purification", en Biotechnology, V. 8, Cap. 12, VCH

Verlagsgesellsch Weinheim.

- Ottengrd, S.P.P, 1937, "Biological Systems for Waste Gas Elimination", Trends in Biotechn. 5 ,

132.

83

iieferencias Bibliográjcos

- Ottengraf, S.P.P, Diics, R. M. M.,1990, "Biological Purification of Waste Gases", Chimicaoggi,

May,41.

- Pasiuk-Bronikowska, W., Ziajka, J., Bronikowski, T., 1992, "Autoxidation of Sulphur

Compounds", Ellis Horwood, Varsovia, Pol.

- Peavy, H. S., Rowe, D. R., Tchobanoglous, G., 1985, "Environmental Engineering", McGraw - Hill, Singapore.

- Plas, C., Wimmer, K., Holubar; P., Mattanovich, D., Darner, H., Jelinek, E., Harant, H., Braun,

R., 1993, "Degradation of Carbondisulfide by a Thiobacillus isolate", Appl. Microbiol. Biotechnol.

38, 820.

- Plunkett, E. R., 1974, Enciclopedia de la química industrial, Tomo 12, Manual de toxicologia

industria1,Urmo S. A. de Ediciones, España .

- Rajagopal, B. S., Daniels, L., 1986, "Investigation of Mercaptans, Organic Sulfides, and

Inorganic Sulfur Compounds as Sulfur Sources for the Growth of Methanogenic Bacteria",

Current Microbiology 1 4, 13 7

- Revah, S., Viveros, T., 1991, "Estudio Hidrodinámico de un Bioreactor con Empaque

Estruturado a Escala Piloto", Reporte Interno, Universidad Autonoma Metropolitana - Iztapalapa

- CYDSA.

- Revah, S., Morales, M., Hernández, S., Acuña, M., Trinidad, R., Méndez, M., Aviia, C., Gobbée

C., Pérez, F., Auria, R., 1995, "Processes for the Elimination of Gaseous Pollutants in Air in Pilot

1

84

Referencias Bibliogrdjicas

Plant Bioscrubbers and Biofilters", en Libro de resumenes del 7th European Congress on

Biotechnology, Niza, Francia, Feb. 23.

- Revah, S., Acosta, M., Hugler, W., Trinidad, R, Ada, C., Estrada, I., Hinojosa, A., 1995 a,

"Air Biodesulfbration from Viscose Plants : Carbon Disulfide Elimination", Conference on

Biofiltration (an Air Pollution Control Technology), Los Angeles, California, Oct. 5-6.

- Schedel, M., Triiper, H. G., 1980, "Anaerobic Oxidation of Thiosulfate and Elemental Sulfbr in

Thiobacillus denitrijicans", Arch. Microbiol. 124,205.

- Sheen, R. T., Kahler, H. L., Ross, E. M., 1935, "Turbidimetric Determination of Sulfate in

Water", Ind Eng. Chem. Anal. Ed 7, 4, 262.

- Skowlund, C.T., Kirmse, O.W., 1989, "Simplified Models for Packed-Bed Biofilm Reactors",

Biotechnol. Bioeng. 3 3, 1 64.

- Smith, N.A., Kelly, D.P., 1988, "Mechanism of Oxidation of Dimethyl Disulfide by í'hiobacillus

thioparus Strain E6", J. Gen. Microbiol. 134, 303 1.

- Ibid. 1988, "Oxidation of Carbon Disulfide as the Sole Source of Energy for the Autotrophic

Growth of Thiobacillus thioparus Strain TK- m", Ibid. 134, 3041.

- Sotoudeh, M., Windsperger, A., 1994, "Study of the Mass-Transfer in a Trickle-Bed Reactor for

the Biological Gas Purification", Chem. Biochem. Eng. Q., 8, 2, 77.

- Sublette, K.L., Sy!vester, N.D., 1987, "Oxidation of Hydrogen Sulfide by Thiobacillus

denitrficans: Desulfbrization of Natural Gas", Biotechnol. Bioeng. 29,249.

85

Referencias Bibliogrtijkas

- Sublette, K.L., 1987, "Aerobic Oxidation of Hydrogen Sulfide by Thiobacillus rlenitrificans",

Ibid. 29, 690.

- Takeuchi, T. L., SUE, I., 1994, "Effect of pH on Sulfite Oxidation by Thiobacillus

thiooxidans Cells with Sulfurous Acid or Sulfur Dioxide as a Possible Substrate", J. Bacteriol.

176,3, 913.

,

- Taylor, B. F., 1993, in Biogeochemistry of Global Change (Oremland, R. S., d.), pp. 745 - 781,

Chapman and Hall, New York (citado por Kelly et al., 1994).

- Thomas, J. F., Cotton, J. E., 1954, "A Turbidimetric Sulfate Determination", Water & Sewage

Works 101,426.

- Tong, S., Dalla Lana, I. G., Chuang, K. T., 1992, "Appraisai of Catalysts for the Hydrolysis of

Carbon Disulfide", Cm. J. Chem.' Eng. 70, Junio, 5 16.

- Ullman, (1986), Encyclopedia of Industrial Chemistry, V. A5, Fifth Edition, VCH

verlagsgesellschaft mbH, Federal Republic of Germany.

- Wanner, O., Gujer, W., 1986, "A multispecies Biofilm Model", Biotechnol. Bioeng. 28,314.

- Weast, R. C., 1987, "Handbook of Chemistry and Physics", 67th ed., CRC Press, Inc., USA.

- Williams, T.O., Miller, F.C., 1992, "Odor Control Using Biofilters", Biocycle Magazine Oct.,

33, 10, 72..

I

- Williams, T.O., Miller, F.C., 1992, "Biofilters and Facility Operations", Ibid. Nov., 33, 11, 75.

86

Referencias Bibliográjcas

- Yang, Y., Allen, E. R., 1994, "Biofiltration Control of Hydrogen Sulfide 1 . Design and

Operational Parameters", J. Air & Waste Manage. Assoc. 44, 863

- Yang, Y., AlibeckoE D., 1995, "Biofiltration for Control of CS2 and H2S Vapors", Conference

on Biofiltration (an Air Pollution Control Technologv), Los Angeles, California, Oct. 5-6

Apéndices

APENDICE A

PROPIEDADES Y TOXICIDAD DE CSz

(Moses, 1978, Plunkett, 1974 y Weast, 1987 ) -

PUNTO DE FUSION

PUNTO DE EBULLICION 46.3 0 C

INDICE DE REFRACCION 1.629

D ( 19 0 C. en aire

Te 279 0 C

PC 78 atm

TENSION SUPERFICIAL (20 0 C, en 32.33 dinadcm

contacto con vapor)

11 SOLUBILIDAD EN GRS/CM3

H = 0.7 Soluble en alcohol y eter

LIMITES DE INFLAMABILIDAD Inferior : 1.25 Superior : 50.0

LIMITE PARA LA EXPOSICION Tiempo : 8 hs, Promedio pesado : 20

88

Apkndices

PRESION DE VAPOR

LIQ

G

A 0

T=298.15 K (25OC)

CONTAMINACION 1

- Extracción con disolventes

- Lacas y barnices

- Síntesis química

- Perfbmes

- Insecticidas

- Desinfectantes

- Adhesivos

- Resinas

- Rayon

CONCENTRAC~ONiWAT.. PERMISIBLE ; 20 ppm en aire

89

Apéndices

TOXICIDAD

ABSORCION :

- Inhalación

- Percutáneo

PATOLOGIA

- Inhibición de enzima por los grupos sulfhidrilos

- Proliferación del endotelio vascular produciendo artereoesclerosis general

- Degeneración grasa del hígado

- Depresión del sistema nervioso central

- Neuritis óptica

SIGNOS Y SINTOMS :

Agudos :

- Acción vesicante sobre la piel

- Dolor de cabeza

- Vértigo

- Náuseas, vómitos, dolores abdominales

- Enrojecimiento de la piel

- Dn!ores generalizados

90

Apéndices

- Narcosis

- Conjuntivitis y queratitis spinners eyes midriasis

crónicos : (Después de 10 - 15 años de exposición )

Sistema nervioso central :

- Dolor de cabeza

- Polineuritis, motora y sensorial

- Perturbaciones emocionales y psico

- Encefalopatía arteriosclerótica

- Parquinsonismo

Isi S

i

Visión :

- Escotoma central

- Contracción concéntrica del campo de color

- Perturbaciones de la visión estereoscópica

Gastrointestinal :

- Anorexia

- Gastritis crónica

- Disminución del HC1

- Daño al hígado

.

Apéndices

Genitourinarios :

- Microhematuria, albuminoria

- Nefiosclerosis hipertensiva

Generales :

- Debilidad

- Fatiga

- Anemia

- Dermatitis

TEST DE DIAGNOSTICO :

- Sulfbro de carbono en sangre, orina y aire expirado

- Ditrocarbamina del kcido carbónico (DTS) en orina

- Se puede emplear el test de la azida de yodo

TRATAMIENTO :

- Respiración artificial y oxígeno

- Vitamina B1 y B12

- Lavado de ojos con 9gua

- Lavado con agua y jzbón de las partes contaminadas del cuerpo

92

Apéndices

- Sintomático y de fortalecimiento general

SECUELAS :

- Los efectos de la exposición ligera desaparecen pronto

- Los cambios vasculares extensivos tienen peor pronóstico

- Las neuropatías periferales pueden ser permanentes

MEDIDAS PREVENTIVAS :

- Ventilación adecuada

- Gafas protectoras

- Mascarilla con adsorbentes químicos o comente de aire

- Guantes, delantales y botas de goma

- Reconocimientos mensuales del personal expuesto

- La vitamina B1 se ha dado profilácticamente al personal expuesto

- Excluir de la exposición a los individuos con enfermedades del sistema nerviosos central,

tractogastrointestinal, hígado, riñones, piel y sangre

93

Apéndices

APENDICE B

DETERMINACION DE SULFATO.

(Fritz y Freeland, 1954, Sheen et al. 1935, Thomas y Cotton, 1954)

Material.

1

- Agitador magnético

- Espectrofotómetro para usarlo a 420 m.

- Balanza analítica

- Matraces, probetas, etc.

Reactivos.

1. Mezcla de reacción : Mezclar 50 ml de glicerol con una solución que contenga 30 ml de HCI

concentrado, 300 ml de agua destilada, 100 ml de alcohol isopropílico o etíiico al 95% y 75 g de

cloruro de sodio.

2. Cloruro de bario : Cristales de tamaño de malla 20 o 30.

3. Solución estándar de sulfato : Disolver 147.9 mg de Na2S04 anhídro en 1000 m1 de agua

destilada y partir de esta solución para preparar la curva de calibración como se indica en el c) del

procedimiento.

94

Procedimiento.

Aphdices

a) Formación de turbidez con sulfato de bario

Colocar 100 ml de la muestra dentro de un matraz ErlenMeyer de 250 d. Agregar 5 m1 de

la mezcla de reacción y mezclar en el aparato de agitación. Mientras la solución esta agitándose,

adicionar una cucharada de cristales de cloruro de bario y comenzar a tomar el tiempo

inmediatamente. Agitar por exactamente 1 minuto y a UM velocidad constante.

b) Medición de la turbidez del sulfato de bario

Inmediatamente después que el periodo de agitación a terminado, poner algo de la solución

en una celda del espectrofotómetro y medir la turbidez generada a intervalos de 30 segundos por 4

minutos (por que el máximo de turbidez usualmente ocurre dentro de los 2 primeros minutos, y la

lectura permanece constante después de 3 a 10 minutos), considerar la IectuTa máxima obtenida en

el intervalo de 4 minutos.

I

c) Preparación de la curva de calibración

Estimar la coxentración de sulfato en la muestra por compara;ión de la lectura de

turbidez obtenida con una curva de calibración realizada con el procedimiexto completo.

Espaciar el estiadar en incrementos de 5 mg/l en un rango de 0-40 m@. Alrededor de 40

mgA la exactitud del método decrece y la suspensión de sulfato de bario pierde estabilidad.

I

95

, I

Apéndices

DETERMlNACION DE AZUFRE ELEMENTAL

(Bartlett y Skoog, 1954, Karchmer, 1972, Schedel y Triiper, 1980) i

La acetona se usa con mucha frecuencia para extraer azufre elemental de varios materiales,

y su determinación en el extracto de acetona puede realizarse de muchas maneras

Este método se basa en la reacción de cianuro de sodio con azufre elemental para formar

tiocianato de sodio.

Reactivos.

1. Cianuro de sodio.

2. Isopropanol.

3. Azufre cristalino puro.

4. Acetona.

5. Solución indicadora de púrpura de bromocresol.

Procedimiento.

1.

Disolver alrededor de 2.5 g de cianuro de sodio en 200 ml de agua y diluir esta solución a 1

litro con isopropanol. Para estandarizar esta solución, pesar 160 mg de i&fre cristalino puro y

disolverlo en 400 ml de acetona. Enfiiar y diluir a 500 ml con acetona. Transferir una alícuota de

100 m1 a un matraz Erlenmeyer, adicionar 20 ml de agua y llevarla a ebullición. Agitar, agregar 3-

4 gotas de una soluci6n indicadora de púrpura de bromocresol al 1% y titular con la solución de

cianuro hasta distingir un color púrpura. Recalentar la solucibn; lo cual debe causar que el

96 i.

" - _*_ . c

Apéndices

indicador regrese al color verde amarillento. Continuar las adiciones de reacfivo y el calentamiento

hasta alcanzar un color azulado permanente.

PARA LA MUESTRA PROBLEMA : Medir un volumen de la muestra -de extracto de acetona

conteniendo de 10-80 mg de azufre elemental en un matraz Erlenmeyer. Agregar agua en una

cantidad equivalente a 1/5 parte del volumen de la muestra. Llevar a ebullición, agregar 3-4 gotas

de la solución indicadora de púrpura de bromocresol y titular como se indica ,arriba.

Calculos.

I

Calcular el equivalente de azufre, E (mgiml), de la solución de cianuro con :

E = s/5v1

donde :

S = cantidad de azufre usada para la estandarización en mg

V1 = volumen de la solución de cianuro de sodio usada para la titulación en ml.

t

Cáiculo de la cantidad de azufre (mg/ml) en la muestra :

donde :

E = equivalente de azufre de la solución de cianuro de sodio en mg/ml

V2 = volumen de la solución de cianuro de sodio requerida para la titulación en ml

v = volumen de la solución de acetona usada para la determinaclhn en m1

97

." . .- .. . ".

Apéndices

Método alternativo :

I

'd,

Se filtra una akuota que contenga de O - 60 pg de azufie elemental, usando filtros de

membrana con tamaño, de poro de O. 1 pm. El filtro que retiene el azufre elemental, se incuba en 3

ml de NaCN O. 1 M a 90 0 C por 10 minutos. Después de enfiiarse, se adicionan 6.5 m1 de agua

destilada y 0.5 ml de Fe(NO3)3 0.75 M en 20 % de HNO3. Finalmente, se mide la densidad óptica

a 460 nm. Se prepara una curva de calibración de la misma manera con concentraciones

conocidas.

98

Apendices

APENDICE C

Datos originales.

PERIODO DE ARRANQUE 'I

Tiempo (g cs2/m3,-h) (Días)

Tasa de remoción (mg CS2knrot-min)

I O O I 10

8 15 5

25 19 30 12

54 60 61 I 80 I 61

79 1 69 85

I 72 80 : I 73

83 76 85

I 83 76 I ~.

1 88 85 I 95

79 102 93

ACTIVIDAD EN FUNCION DE LA CONCENTRACION DE SULFATOS

[so'41 1 ,O2 consumidofl-min I

99

4 0.0907

I 5 0,43 17 I 6

0.7378 7 0,60 17

8 0,3719 9

- ¿ 0,4559

10 0,4188 1 1 0.4762

t 12 0,3 175 I 13

0.4 193 14 0,2389

ACTIVIDAD EN FUNCION DE LA CONCENTRACION DE CS7

w 2 1 Tasa de remoción mgA (mg CS?/g,,,+-min)

O O I t 22 1,5217 I

1 44,2 2,8 167 I 66,3

3.8689 252 3,6639 168 3,4333 88,4 3,0667

I 336 2,6409 I I ~"

I 420 ~~

2,6409 7

I

Apendices

CONCENTRACION DE SULFATOO Y p H MANTENIDOS EN EL BLE.

Tiempo PH [SO'd (Días) W)

3

7,05 24,4 5 7,18 19,3 4 792 24,2

, 773 10 25

EFECTO DEL CORTE DE L Tiempo Tasa de remoción (How) (g CS2/m3,-h)

O

113,461 1

128,394 O 7 5

132,625

135 117,957 235 109,168

0,25

12533 1 1,25

120,737 ' 0,75

127,029

2,75 101,877 3 116,089

3 3 91,8756 3,75 435

126,468 116.173

5 103.886

3,25 106,688

EFECTO DEL CAMBIO DE L

TASA DE REMOCION VS CARGA Carga Remoción de Tasa

(S CS2/m3r-h) -h) CS2/m3 (g

1-

1 O0

Apéndices

CONVERSION VS CARGA

Conversión

I 76,02 94,5238 1

I 148.42 I 77.3 1707 258,83

79,8 165 1 276,206 78,18182

I 362 I 60,5 I I "

1 221.001 I 63.14496

1 3 13.3 1 1 49,2201 420,282

36,49337 532,683 46,64083

~~~ ~~~ ~~

PERFIL DE CONCENTRACIONES DE CS? EN EL GAS

del reactor Mv) (PP O 700 400

I 50 180 I 237 I I 75 I 1.20 I 78 I 1 1 O0 90 33 1

76.18462 -" - 3

EFECTO DEL VOLUMEN DE-COLECTOR Tiempo

I I (g CS2/m3r-h)

I 1 128,148 I 126,7

129,3245 129,6865 - I

I 5 129,958 I 130,50 1

1283 1

I 9 128,872 I 125,795 128,148 126,338

13 129,234

i 14 129,415

PERFIL DE CONCENTRACIONES DE OXIGENO

% de altura del reactor 1;; 1 :,O075 16,165 1

6,135 1 O0 6.105 6,1875

CAIDA DE PRESION EN EL BLE Tiempo (Meses) I AP (cm H7O) I

1 0,08 1,25 o, 12

I 1.75 o, 1 1 I

2,75

I 3 0,9547 1 I

6 2,0563 1 7 1,909

I 9 2,002- 1

101

." . .. . .