Utilización secuencial de microalgas en depuración y adsorción de cr(VI)

Resumen

Las microalgas constituyen un conjunto de organismos microscópicos, que se desarrollan en medios acuosos (marinos o de agua dulce) contienen al menos clorofila ¿a¿ y poseen estructuras reproductoras simples. Presentan por lo general un metabolismo fotosintético oxigénico, análogo al de las plantas superiores. Mediante este metabolismo convierten la energía luminosa en energía química, a la vez que utilizan CO2 como fuente de C y liberan O2 . Gracias a la fotosíntesis, las microalgas son capaces de producir de forma sostenible diferentes productos de interés comecial empleando una fuente de energía renovable, de forma que actualmente para definirlas se utiliza el concepto de biofactoría y la posibilidad de utilización de todos los componentes de la biomasa, lípidos, hidratos de carbono, proteínas, minerales, vitaminas etc¿ ha introducido el concepto de biorefinerías. En este trabajo, se han utilizado las microalgas Scenedesmus obliquus y Botryococcus braunii. El género Scenedesmus es muy común en todo tipo de aguas dulces. Desempeña un papel importante en la producción primaria y contribuye a la purificación de las aguas eutróficas. Las células de Scenedesmus están unidas en grupos de 4, 8 o raramente 16, denominados cenobios. En Botryococcus braunii se distinguen 3 razas A, B y L diferenciadas en base a los tipos de hidrocarburos que generan. La raza A produce olefinas C25-C31, n-dialquenos y trialquenos, la B triterpenos insaturados polimetilados denominados botriocenos (Cn H2n-10) n: 30-37 y la raza L produce únicamente un tetraterpeno C44H78 denominado licopadieno. Las células piriformes están agrupadas formando colonias unidas por una matriz de exopolisacáridos. El cultivo a gran escala de microalgas y el aprovechamiento de la biomasa como fuente de lípidos fue abordado inicialmente en Alemania durante la 2ª Guerra Mundial. A lo largo del tiempo los cultivos de microalgas han sido impulsados por diferentes factores socio-económicos. Siendo los últimos años testigos de los mayores avances y del desarrollo de múltiples aplicaciones. La aplicación de los denominados ¿sistemas algas bacterias¿ para tratamiento de residuos líquidos y producción de algas HRAP (high rate algal ponds), bien para obtener productos para alimentación animal o para la obtención de metano vía digestión anaerobia, fueron ideados por Ostwald y colaboradores en la Universidad de California y se utilizan en numerosos países. En contraste con los estanques facultativos, HRAP, son poco profundos de 0,3 a 0,6 m, para favorecer la penetración de la luz y la oxigenación es proporcionada vía fotosíntesis. Pueden operar a tiempos de retención pequeños en el rango de 4 a 10 días dependiendo de las condiciones climáticas. La agitación es proporcionada de forma continua generalmente mediante paletas giratorias, que originan velocidades de circulación del agua de 0,15-0,30 m/s. Tanto el fósforo como el nitrógeno son los principales nutrientes a eliminar para evitar el peligro de eutrofización. Las algas pueden utilizar una gran variedad de compuestos nitrogenados, inorgánicos u orgánicos como fuente de N para la síntesis de aminoácidos. El fósforo, utilizado en los procesos relacionados con la transferencia de energía y síntesis de ácidos nucleicos, lo toman preferentemente de los fosfatos inorgánicos en sus formas H2PO4- y HPO42-. El biodiesel es obtenido a partir de aceites vegetales (comestibles o no comestibles) usados o no y grasas animales. La utilización de aceites vegetales comestibles ha originado un incremento de los precios, además del consiguiente problema ético que conlleva este uso. La transición a los biocombustibles de segunda generación, así denominados entre otros, a los procedentes de microalgas, va a contribuir a la desaparición de estas limitaciones. Por un mayor rendimiento por hectárea, dada la mayor velocidad de crecimiento de las microalgas en relación a las plantas superiores C3 o C4, menor necesidad de agua que un cultivo convencional, pudiendo ser de tipo residual y un espacio de menor calidad ya que no se requiere sea tierra de cultivo. El contenido lipídico de las microalgas es especie-dependiente si bien diferentes situaciones medio ambientales del cultivo, generalmente asociadas a condiciones de estrés, pueden aumentarlo. En muchas algas es posible inducir un alto contenido en lípidos modificando algunos factores condicionantes del crecimiento tales como, el nivel de N en el medio de cultivo, la intensidad de iluminación, temperatura, salinidad y concentración de CO2. Los sistemas empleados con mayor frecuencia para cultivos masivos, son los de tipo estanque abierto, que a pesar de sus formas y tamaños diversos se asemejan al entorno natural de las microalgas. Los reactores cerrados presentan configuraciones diversas, siendo las más usuales las de tipo tubular, plano o columna de burbujeo, construidos con materiales transparentes. Los metales pesados constituyen un grupo de la Tabla Periódica con densidad mayor o igual a 5 g/cm3. Muchos son esenciales para el crecimiento a pequeñas dosis como As, Cr, Co, Cu, Ni, Se, V y Zn y a dosis mayores pueden ser tóxicos, como consecuencia de su capacidad para desnaturalizar proteínas, a otros como Au, Ag, Pb, Cd, Hg, U, Be no se les conoce ninguna función biológica. La contaminación del ambiente con metales tóxicos y radionucleidos surge como resultado de la actividad industrial, aunque también contribuye a ella la agricultura y la eliminación de residuos. Los métodos convencionales para el tratamiento de aguas residuales que contienen metales pesados resultan costosos e ineficientes, especialmente cuando la concentración del metal es baja. Estos métodos utilizan diferentes operaciones tales como: precipitación, oxidación, reducción, intercambio iónico, filtración, tratamiento electroquímico, adsorción, filtración con membranas, etc. El cromo es un metal pesado de la primera serie de metales de transición. Es el séptimo elemento más abundante en la tierra, habiéndose incrementado en las últimas décadas la cantidad de cromo en ecosistemas acuáticos y terrestres como consecuencia de diferentes actividades humanas. El uso de sistemas biológicos para la eliminación de metales pesados de medios líquidos diluidos es un proceso eficiente y de bajo coste. Las tecnologías basadas en los microorganismos o sus productos ofrecen una alternativa o ayudan a las técnicas convencionales para la eliminación y recuperación de metales. Dentro de los materiales biológicos susceptibles de ser utilizados como biosorbentes se encuentran las biomasas, bacteriana, de hongos, levaduras, algas, flora acuática, desechos generados en fermentaciones industriales, etc. Estos biosorbentes pueden secuestrar iones metálicos disueltos con alta eficiencia y rápidamente, lo que los hace candidatos ideales para el tratamiento de grandes volúmenes de aguas residuales complejas. El uso de biomasa muerta tiene ventajas sobre el de células vivas. No es necesario adicionar nutrientes, resulta inmune a la toxicidad o condiciones de operación adversas, la recuperación de metales es más fácil por medio de tratamientos que permiten la regeneración de la biomasa. La utilización de algas como biosorbentes para la remoción de metales pesados comenzó hace décadas y muchos grupos de investigación se dedican a estudiar el papel en este proceso, de macroalgas y algas microscópicas. La pared celular de las Chlorophyta es fundamentalmente celulosa y proteínas unidas a polisacáridos formando glucoproteínas. La celulosa se estructura también en forma de fibrillas y en las algas rojas y verdes aparecen otros componentes estructurales fibrilares tales como xilano y manano. Los experimentos realizados en este trabajo son de distinto tipo: Experimentos de crecimiento de las microalgas seleccionadas, en medio sintético y en agua residual urbana, para comparación de las mismas, realizados en Granada. La obtención repetitiva de biomasa a efectos de obtención de material biosorbente se ha realizado en Tetuán y Jaén. Experimentos de caracterización de las biomasas como material biosorbente. Experimentos de biosorción en discontinuo con las biomasas secas formando aglomerados de tamaño <100 µm. Experimentos de biosorción en discontinuo con biomasa encapsulada. El modelo de ¿Gompertz modificado¿ es el que mejor reproduce las curvas de crecimiento para las dos microalgas utilizadas, S. obliquus y B. braunii tanto en medios sintéticos como en aguas residuales. C=C_(m ) exp¿{-exp[(¿_m e)/C_m (t_lag-t)+1] } También este modelo ajusta aceptablemente las curvas de consumo de los nutrientes N y P. S=S_o {1-exp¿{-exp[(R_m e)/S_o (t_lag-t)+1] } } La mayor velocidad de crecimiento la presenta S. obliquus, en medio sintético, disminuyendo en casi un 76% al crecer en el agua residual de la ciudad de Tetuán. Sin embargo para B. braunii, microalga que presenta velocidades de crecimiento más pequeñas, el agua residual procedente de tratamiento secundario de la ciudad de Linares constituye un medio de crecimiento adecuado y comparable al medio sintético. La producción de hidrocarburos en B. braunii está ligada al crecimiento y las pequeñas velocidades de crecimiento que normalmente esta microalga presenta son debidas a que gran parte del consumo energético es derivado a la síntesis de estos compuestos energéticos. Como material biosorbente, se han utilizado biomasas de las microalgas S. obliquus y B. braunii crecidas en aguas residuales urbanas. A su vez estas biomasas se han utilizado en dos condiciones distintas, denominadas nativa y extraída: Por biomasa nativa, se entiende la biomasa con su composición bioquímica inalterada. Por biomasa extraída, la que ha sido sometida a un proceso de extracción lipídica. De forma que se dispone de 4 materiales biosorbentes: Scenedesmus obliquus, en forma nativa, SOCL Scenedesmus obliquus, extraídos los lípidos, SOSL Botryococcus braunii, en forma nativa, BBCL Botryococcus braunii, extraídos los lípidos, BBSL Se han utilizado titulaciones potenciométricas ácido-base para identificar y cuantificar los grupos funcionales que intervienen en el proceso de biosorción-bioreducción del Cr(VI). Una primera estimación de la concentración total de los grupos funcionales ácido-base de la biomasa se ha realizado utilizando el Método de Gran. La modelización de los datos experimentales para determinar la concentración y pKa de cada grupo se ha efectuado utilizando los denominados modelos discontinuo y continuo. Los resultados confirman lo observado en las curvas de valoración, S. obliquus presenta una concentración total de centros activos superior a B. braunii y mayoritariamente de carácter básico. Los centros activos de B. braunii tienen carácter ácido. El tratamiento de extracción de lípidos disminuye dicha concentración total y hace desaparecer los centros de carácter ácido de S. obliquus. Los grupos funcionales identificados han sido carboxilo, fosfato y amino salvo para S. obliquus sin lípidos que solo tiene de los dos últimos. Los espectros IR presentan numerosas bandas, de intensidad y localización diferentes, lo que demuestra la existencia de distintos grupos funcionales superficiales que dan una naturaleza compleja y heterogénea a estas biomasas. Sin embargo presentan muchas similitudes. La intensidad de la absorción de radiación infrarroja es superior en B. braunii excepto en la banda de 1641 cm-1 correspondiente a la tensión del enlace C=O de la amida I ya que el contenido proteico es por lo general mayor en S. obliquus. Los espectros de infrarrojo confirman la existencia en la biomasa de los grupos funcionales, carboxilo, fosfato y amina. Los valores de la absorbancia de las bandas que los identifican varían en forma similar a como lo hace la concentración de cada centro después de la extracción lipídica. Las posiciones de las bandas del espectro XPS después de la biosorción/bioreducción del Cr(VI), coinciden con las posiciones de las bandas características del espectro de la sal de Cr(III). Para visualizar el efecto del entorno químico del cromo retenido, sobre la posición de los picos, se han comparado los espectros con los de los biosorbentes con Cr(III) adsorbido. Las posiciones de las bandas son muy similares, lo que confirma que la forma del cromo retenido por la biomasa en los experimentos de biosorción de Cr(VI), por los cuatro biosorbentes, es el cromo trivalente. Estas observaciones concuerdan con el aparente alisamiento de la superficie tras la biosorción del Cr que se detecta en las imágenes FIB-FESEM. El análisis elemental de los biosorbentes muestra que el elemento mayoritario es el C, estando el contenido de las biomasas nativas próximo al valor habitual del 50%. B. braunii presenta un contenido ligeramente superior al de S. obliquus y éste disminuye en ambos casos tras la extracción lipídica, un 13,2% para SOSL y un 10,0% para BBSL. El contenido en lípidos totales es mayor en B. braunii y del orden del 30% del peso seco. Es interesante el bajo contenido en ácidos grasos poliinsaturados de las biomasas, adecuado para su aplicación a la elaboración de biodiesel. La naturaleza aniónica del Cr(VI) determina la idoneidad de bajos valores de pH ya que éste debe ser inferior al valor correspondiente al punto de carga cero, de forma que la biomasa presente una carga neta positiva. En estas condiciones ocurre la reducción del Cr(VI) a Cr(III) por lo que el proceso debe considerarse de biosorción/bioreducción. La aparición en el medio líquido de Cr(III) procedente de la reducción de la forma hexavalente lleva a considerar al proceso en sus dos vertientes. Una, detoxificación, considera la desaparición del Cr(VI) del medio líquido por adsorción y reducción y otra, eliminación, considera la desaparición del Cr(Total) del mismo, por retención en la biomasa. La capacidad reductora de la biomasa, determinada mediante titulaciones redox y el método de ¿Biomasa limitante¿ es mayor en SOCL seguida de B. braunii y SOSL. Los porcentajes de detoxificación y eliminación de cromo del medio líquido aumentan con el tiempo de contacto. La naturaleza del adsorbente y su concentración de centros activos disponibles para la sorción afectan al tiempo necesario para alcanzar el equilibrio. Este se observa para el Cr(total) y no para el Cr(VI) y Cr(III). Los datos de equilibrio responden a una isoterma tipo II característica de sólidos macroporosos y heterogéneos. El modelo matemático que justifica una variación con forma de S es el modelo de Brunauer-Emmett-Teller que considera adsorción en multicapa y supone una energía de adsorción uniforme ¿ q¿_e = (q_m K_B C_e)/((C_S-C_e)[1+(K_B-1) C_e/C_S ] ) Las capacidades de sorción para la formación de la monocapa son de 14,77; 13,34; 33,33; y 10,39 mg/g para SOCL, SOSL, BBCL y BBSL, respectivamente. Se han ensayado diferentes modelos cinéticos, basados en la adsorción, en la reducción y en la difusión intrapartícula. Al igual que en la cinética química homogénea se pueden desarrollar modelos generales que no presuponen de antemano un valor numérico del orden de reacción, así el modelo de orden n se plantea sobre las mismas bases que los dos modelos anteriores, para orden de reacción n. q=q_e-[¿q_e¿^((1-n))- (1-n) k_n t]^(1/(1-n)) Las capacidades de sorción, aumentan en el tiempo, variando rápidamente al inicio del proceso para a continuación acercarse lentamente al equilibrio, en todos los casos se ha utilizado un tiempo final de 48 h. La representación gráfica de los resultados experimentales, acorde al modelo de Weber-Morris, indica la existencia de multilinealidad. Las constantes de velocidad de difusión aumentan al incrementar la concentración inicial del ión metálico y son mayores en el primer tramo lineal de difusión. Los valores de los parámetros de la difusión interna pueden relacionarse con la concentración inicial de Cr mediante una ecuación de tipo potencial, k_d1= ¿¿ [Cr(VI) ]_o¿^ß El aumento de la concentración de biomasa desde 1 a 10 g/L afecta a la biosorción a través del efecto sobre el pH, consecuencia del consumo de protones necesario para la protonación de la misma. Este efecto es muy marcado en S. obliquus y poco en B. braunii debido a los pH iniciales distintos y a la naturaleza de las biomasas. Solo utilizando B. braunii a partir de 2 g/L para la biomasa con lípidos y de 6 g/L para la sin lípidos es posible conseguir un 100 % de detoxificación y un 60 % de eliminación de Cr. Dada la forma de las curvas de porcentajes de detoxificación y eliminación se han ajustado los resultados experimentales de SOCL a un modelo de inhibición y las demás biomasas a un modelo de saturación, similares a los utilizados en cinética enzimática. % Cr= (% Cr_max¿[B])/(K_s+[B]+1/K_i ¿[B]¿^2 ) % Cr= (% Cr_max¿[B])/(K_s+[B] ) Si bien la presencia de nitrato sódico no modifica la especiación del Cr, si disminuye tanto la capacidad de sorción de la biomasa como su capacidad de reducción. La inhibición de la reducción es más marcada en SOSL, biomasa que posee una menor capacidad de 1,28 mmol/g frente a 2,50 mmol/g para BBSL. Las capacidades de adsorción de las distintas biomasas aumentan con la temperatura en el intervalo 25 a 30ºC, el posterior incremento a 35ºC hace disminuir este valor en todos los casos. Este hecho es debido a efectos contrarios, una mejor protonación pero también una mayor movilidad térmica que origina el debilitamiento de las fuerzas de enlace entre los iones cromato y las biomasas. A mayor temperatura, se favorecen también reacciones de hidrólisis que implican una mayos solubilización de componentes de la biomasa y por tanto una pérdida de sorbente. La eliminación de los lípidos facilita la adsorción inicial, a 0,25 h, fundamentalmente de tipo superficial, consecuencia de una mayor velocidad inicial de adsorción, ro, como se recoge en el ajuste a los diferentes modelos cinéticos. Los máximos porcentajes de detoxificación y eliminación ponen de manifiesto que no hay una tendencia definida de variación con la temperatura, por lo que esta variable no es esencial en el proceso de biosorción. El proceso de biosorción es más lento con la biomasa encapsulada, mediante esferas de polisulfona. Si se aumenta el tiempo de biosorción se consiguen porcentajes de detoxificación y eliminación superiores a los conseguidos por la biomasa libre. Este aumento no es debido a la adsorción de cromo por la polisulfona, sino a la deseestructuración que experimenta el aglomerado celular en el interior de la cápsula como consecuencia del método de preparación. Esto origina que la biomasa en el interior de la cápsula esté más expuesta a un contacto directo con el cromo, facilitando la adsorción y la reducción. Las curvas capacidad de sorción-tiempo para los tres tamaños de cápsulas pone de manifiesto que el proceso es más rápido y la retención de cromo es mayor para las cápsulas de menor tamaño, 3 mm seguidas de las de 4 mm y 6 mm, por el incremento de la superficie específica a menor tamaño. La representación q ¿ t0,5 correspondiente al modelo de difusión intrapartícula, muestra la existencia de una única zona lineal. Las ordenadas en el origen (C) distintas de cero indican que para ninguno de los tamaños, la etapa controlante es la difusión interna, si bien esta etapa va adquiriendo importancia al aumentar el tamaño de la esfera, siendo C para las esferas de 6 mm, el menor valor, de 0,0875 mmol/g. Los porcentajes de detoxificación y de eliminación de Cr obtenidos son: 66,1 ¿ 60,5 ¿ 60,2 % para 3 ¿ 4 y 6 mm detoxificación 43,1 ¿ 39,7 - 39,7 % para 3 ¿ 4 y 6 mm eliminación El análisis de tres ciclos consecutivos adsorción-desorción, utilizando como eluyente NaOH 0,5 M muestra que los dos primeros ciclos se comportan en forma similar, mientras que la eficiencia en retirar Cr del medio se ve considerablemente disminuida en el tercero. Cuando se considera la cantidad de Cr retenido por la biomasa al final de cada ciclo, qretenido, se observa como la cantidad acumulada aumenta con el ciclo, siendo ésta mayor para las esferas de menor tamaño. El máximo porcentaje de desorción es del 46 %. Este bajo porcentaje concuerda con que gran parte, posiblemente el 100%, del cromo retenido en la biomasa esté en forma de Cr(III). Este cromo en condiciones electrostáticas adversas queda enlazado, por complejación, con los grupos carboxilo o amino de la biomasa y no puede ser eluido mediante un lavado básico