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TECNOCIENCIA CHIHUAHUA, Vol. XVII (1) e 1146 (2023)
https://vocero.uach.mx/index.php/tecnociencia
ISSN-e: 2683-3360
Artículo Científico
Aplicación en campo de la biorremediación mejorada
a cortes de perforación contaminados con diésel
Field application of enhanced bioremediation to drilling cuttings
contaminated with diesel
*Correspondencia: yuletsis@ceinpet.cupet.cu (Yuletsis Díaz Rodríguez)
DOI: https://doi.org/10.54167/tch.v17i1.1146
Recibido:: 20 de enero de 2023; Aceptado: 18 de abril de 2023
Publicado por la Universidad Autónoma de Chihuahua, a través de la Dirección de Investigación y Posgrado
Resumen
El manejo inadecuado de residuos peligrosos generados por la industria petrolera constituye
mundialmente un problema de contaminación de suelos. Las estrategias cubanas actuales para
incrementar la producción de hidrocarburos, introducen residuos como cortes de perforación
contaminados con diésel, lo que requiere nuevas medidas para una adecuada gestión ambiental, no
disponible hasta el momento. Basado en experiencias existentes sobre biorremediación en Cuba, se
pretende reducir la carga contaminante de estos cortes. Como propósito se tiene, evaluar un proceso
de biorremediación mejorada, con acondicionadores orgánicos, a cortes de perforación
contaminados con diésel para su manejo y disposición final. El proceso se desarrolló a escala de
campo empleando el método de bioestimulación. El seguimiento analítico se realizó mediante la
medición de grasas y aceites, hidrocarburos totales según normas establecidas. La actividad
microbiana se evaluó mediante la respirometría en suelos, con crecimiento exponencial entre 90 y
150 días. En la aplicación se logró una remoción superior al 70 % de los contaminantes y disminución
del contenido de aromáticos en un 61 %. Además, no hubo toxicidad para la biota terrestre en el
suelo tratado. El tratamiento por biorremediación mejorada de estos residuos es beneficiosa para su
manejo y puede disminuir el impacto al medio ambiente.
Palabras clave: residuos peligrosos, bioestimulación, landfarming, toxicidad de suelos.
Abstract
Inadequate management of hazardous waste generated by the oil industry is a worldwide problem
of soil contamination. The current Cuban strategies to increase the production of hydrocarbons
introduce residues such as drilling cuttings contaminated with diesel, which requires new measures
Yuletsis Díaz Rodríguez1*, Roberto Romero Silva1, Danai Hernández Hernández1, Claudia Chao
Reyes1, Carlos C. Cañete Pérez1 y Silvia Acosta Díaz1
1 Centro de Investigación del Petróleo. Churruca #481, Cerro, La Habana, Cuba
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Díaz-Rodríguez et.al
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for adequate environmental management, not available up to now. Based on existing experiences on
bioremediation in Cuba, it’s intended to reduce the polluting load of these cuts. The purpose is to
evaluate an improved bioremediation process, with organic conditioners, to drilling cuts
contaminated with diesel for its handling and final disposal. The process was developed on a field
scale using the biostimulation method. Analytical monitoring was carried out by measuring fats and
oils, total hydrocarbons according to established standards. Microbial activity was evaluated by
respirometry in soils, with exponential growth between 90 and 150 days. In the application, a
removal of more than 70 % of the contaminants was achieved and a reduction of the aromatic content
by 61 %. Furthermore, there was no toxicity to terrestrial biota in the treated soil. The improved
bioremediation treatment of these residues is beneficial for their management and can reduce the
impact on the environment.
Keywords: hazardous waste, bioestimulation, landfarming, soil toxicity.
1. Introducción
Los cortes de perforación petrolera son aquellos fragmentos de rocas que se obtienen de dicho
proceso y están constituidos por minerales de las formaciones perforadas y otros compuestos,
además están impregnados con fluidos o lodos de perforación. Dichos fluidos se clasifican teniendo
en cuenta la composición del lodo lo que define la función y rendimiento del mismo (Fink, 2021). En
particular los lodos base aceite presentan como base continua o externa el petróleo crudo o derivados,
lo que resulta de gran utilidad en casos de zonas productoras con problemas de estabilidad de pozos
por arcillas sensibles y perforación de pozos profundos a altas temperaturas (Ramírez, 2014). Ante
estas ventajas funcionales y otras, hay varias operadoras que prefieren utilizar los lodos base aceite,
aunque su utilización implique un alto costo económico (Oseh et al., 2019). En adición a esto, el aceite
diésel que se utiliza presenta un contenido de hidrocarburos aromáticos de un 30 %, lo que resulta
peligroso para la salud humana y el medio ambiente. De ahí que en la actualidad muchas compañías
optan por el uso de aceite mineral, que tiene menos afectaciones (contiene menos del 10 % en
contenido de compuestos aromáticos) aunque costos más elevados para llegar a un equilibrio entre
la operación, costos y protección del medio ambiente (Davarpanah et al., 2018).
Actualmente en Cuba se aplican nuevos métodos no explorados como es la perforación con fluidos
base aceite diésel debido a la complejidad tecnológica que presentaron los últimos pozos perforados
en el área de Varadero Oeste. Al respecto el país se ubica en la élite mundial en los pozos horizontales
de largo alcance con el pozo más extenso perforado en Cuba bajo estas condiciones, con una longitud
de más de ocho kilómetros (de Jesús, 2017). Todo ello en función de extender los horizontes petroleros
mediante la perforación direccional pero limitado al uso de fluidos base aceite diésel de más fácil
adquisición que los ecológicos.
Por otro lado, estas nuevas estrategias para incrementar la producción de hidrocarburos, introducen
residuos sólidos como los cortes de perforación base aceite diésel, lo que requiere nuevas medidas
para su manejo y disposición adecuado, no disponibles hasta el momento. Así mismo la acumulación
de grandes volúmenes de estos residuos peligrosos en Cuba pudiera constituir un problema de
contaminación de suelos y agua.
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Actualmente existen diversas tecnologías enfocadas en el tratamiento de cortes de perforación, las
cuales se clasifican en procesos físico, químicos, térmicos (Davarpanah et al., 2018; Fink, 2021) y
biológicos (Brutti et al., 2018; Rivera-Ortiz et al., 2018; Kebede et al., 2021). Los últimos son
recomendados con frecuencia y se informa que la biorremediación permite reducir la carga
contaminante de los residuos a partir de la capacidad degradadora de los microorganismos
endógenos. Este proceso usualmente requiere el empleo de varias especies de microorganismos, de
modo que se favorezca la metabolización simultánea de los diversos compuestos que forman el
petróleo y no a un limitado intervalo de hidrocarburos que puede metabolizar una sola especie (Brutti
et al., 2018).
En Cuba existe experiencia práctica acerca del manejo de suelos contaminados con hidrocarburos,
destacándose acciones de biorremediación para el manejo de los residuos sólidos petrolizados
generados por la limpieza de tanques de almacenamiento (Romero et al., 2016), con resultados
prometedores en el desarrollo de la técnica de landfarming. En este sentido se aplica
fundamentalmente la bioestimulación para mejorar las cargas de nitrógeno y fósforo necesarias para
el proceso.
En el caso de residuos más recalcitrantes como los cortes de perforación contaminados con lodo base
diésel, para el tratamiento y disposición final en el medio ambiente, resulta necesario partir de las
experiencias en la realización de ensayos de tratabilidad a escala de laboratorio (Romero et al., 2019a;
Romero et al., 2019b). Sobre la base de lo expuesto se requiere una posterior aplicación a escala de
campo de esta tecnología. De ahí que, si se logra disminuir la concentración de hidrocarburos de este
residuo hasta 1 % mediante la aplicación del proceso de biorremediación, es posible el manejo y
disposición final de los mismos en las empresas de perforación y extracción de petróleo
pertenecientes a la Unión Cuba Petróleo. Por tal motivo la presente investigación se propone aplicar
el proceso de biorremediación mejorada en campo a cortes de perforación contaminados con lodos
base diésel.
2. Materiales y Métodos
2.1 Montaje del proceso
El proceso de biorremediación se aplicó según la técnica de landfarming y el método de
bioestimulación. Para llevar a cabo la aplicación se utilizó un área aledaña al pozo en explotación (ex
situ), ubicado en la zona de Varadero Oeste, de la provincia Matanzas, Cuba. El área, con
dimensiones de 33 x 33 m, se compactó en el fondo con serpentinita azul rocosa para evitar la
lixiviación del residuo a tratar. Posteriormente se añadió el suelo capa vegetal hasta una altura de
0,5 m.
Los residuos tratados fueron cortes de perforación impregnados con lodo base combustible diésel
provenientes de la piscina de almacenamiento temporal, ubicada en el mismo pozo. Se tomaron 50
m3 de cortes de perforación y se mezclaron con tierra capa vegetal en una relación 1:2, para un total
de 150 m3 de suelo contaminado. Posteriormente se agregaron 24 m3 de lodo activo, 9 m3 de paja de
arroz seca como acondicionador orgánico y 0,3 m3 de urea realizando una fertilización al boleo. El
lodo proviene de la Estación de Depuración de Aguas Residuales (EDAR) “La Concha y Chapelín”,
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pertenecientes a la sucursal Aguas Varadero. La paja de arroz seca fue suministrada por un
productor agrícola no estatal, de la provincia Mayabeque.
Figura 1. Ejecución del proceso. De izquierda a derecha: Adición de los cortes, lodo activo, urea y mezclado del
suelo
Figure 1. Process execution: from left to right: Addition of the cuts, active sludge, urea and soil mixing
En el caso de la paja de arroz se distribuyó manualmente para mejorar la homogenización posterior,
con el equipo de movimiento de tierra. El proceso se desarrolló a temperatura ambiente dada las
condiciones climáticas de Cuba en los meses de primavera, donde se garantiza la temperatura entre
10 y 47oC según se recomienda para estos procesos (Instituto Nacional de Normalización, NC-819,
2017).
2.2 Caracterización y seguimiento analítico del proceso
El suelo capa vegetal, lodo activo y el corte de perforación contaminado con diésel se
caracterizaron previamente como línea base y para conocer su aporte al proceso. Para el seguimiento
analítico del tratamiento se tomaron muestras compósito, mediante el sistema de las circunferencias
concéntricas según establece la norma cubana NC-37 (Instituto Nacional de Normalización, 1999);
en tiempos de 0, 45, 90, 150, 200 y 250 días. A dichas muestras se le realizó una homogenización
previa y se tomó una muestra representativa para su análisis fisicoquímico y microbiológico, según
los métodos que se muestran en la tabla 1.
La evaluación de la actividad microbiana en el suelo se determinó mediante la respiración aeróbica
de los microorganismos en el mismo, según el método de respirometría en campo descrito por
Salazar, (2009). Dicho método determina el oxígeno consumido y la liberación de dióxido de carbono
(CO2). La medición se llevó a cabo por 18 horas con el uso de un recipiente que contiene una solución
de hidróxido de potasio 0,1 N cubierto por otro de mayor tamaño, que presionado hacia el fondo del
suelo evita el contacto con el medio exterior. El CO2 liberado por la actividad biológica queda
adsorbido en la solución y posteriormente se determinó por método volumétrico con ácido
clorhídrico 0,1 N. El ensayo respirométrico se ejecutó al inicio del proceso de biorremediación y en
los muestreos correspondientes a los tiempos 150, 200 y 250 días del tratamiento. La producción de
CO2 en el tiempo se evaluó estadísticamente mediante el análisis de varianza (ANOVA) y las pruebas
de múltiples rangos por el método de Duncan, con el programa estadístico Statgraphics Centurion
XV. versión 15.2.05 de uso libre (StatPoint Inc. 2007).
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Tabla 1. Métodos de ensayos
Table 1. Test methods
Ensayo
Métodos y Normas
Grasas Y Aceites (G y A)
Gravimétrico, APHA-5520 (American Public
Health Association, 2017)
Hidrocarburos Totales (HCT)
Saturados, Aromáticos, Resinas y Asfaltenos (SARA)
EPA-3540 C (Environmental Protection Agency,
1996)
pH
NC-32 (Instituto Nacional de Normalización, 2009)
Conductividad eléctrica (CE)
Conteo de microorganismos totales (CMOT)
Microorganismos Degradadores de Hidrocarburos
(CMDH)*
Conteo en placa, ISO IS-5188 (International
Organization for Standardization, 2012)
*MBH Medium (Modified Bushnell and Hass Salt
solution), (Wyndham et al., 1981)
Nitrógeno Total (NT)
ISO-11261 (International Organization for
Standardization, 2017)
Fósforo Total (PT)
ISO-11263: (International Organization for
Standardization, 1994)
Además, se calcularon las tasas de biodegradación según la siguiente expresión:
i
fi
C
CC
TB
Ec. (1)
Donde:
TB: tasa de biodegradación (%)
Ci: Concentración inicial de G y A e HCT (mg kg-1).
Cf: Concentración final de G y A e HCT (mg kg-1).
La ecotoxicidad del suelo tratado se evaluó una vez que el contenido de HCT, G y A fue igual al 1
%, lo que se especifica en la normativa cubana de referencia NC-819 (Instituto Nacional de
Normalización, 2017), en función de su disposición final al medio ambiente. Los bioensayos se
realizaron según los protocolos establecidos en el CEINPET (Acosta y Romero, 2014). En tal caso se
utilizaron como bioindicadores las semillas de tomate (Solanum lycopersicum), con un 90 % de
probabilidad de germinación y certificación aprobada para su uso; y lombrices de tierra de la especie
Eisenia andrei. El bioensayo con semillas de tomate se realizó en placas Petri empleando 50 g de suelo
tratado. En cada placa Petri se colocaron 10 semillas, asegurando espacio suficiente para permitir la
elongación de las raíces. Las placas se cubrieron con bolsas plásticas negras para evitar la pérdida de
humedad y la entrada de luz e incubaron a 35°C durante un período de 120 horas. En el ensayo con
la lombriz de tierra se utilizaron 10 organismos en 200 g de suelo tratado y se incubaron a
temperatura ambiente por 14 días. En cada prueba se incluyó un control con suelo limpio y dos
réplicas para cada caso. Para determinar el efecto tóxico del suelo tratado se calculó la concentración
letal media (CL50), que se refiere a la concentración estimada que produce una mortalidad (o no
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germinación) del 50 % del bioindicador expuesto durante la experimentación. En caso de existir una
mortalidad superior al 50 % se considera que el suelo tratado es tóxico.
3. Resultados y discusión
En la caracterización inicial del residuo se evidencian niveles de concentración de G y A (8,4
%) e HCT (3,9 %) significativos lo que es consecuente con la procedencia y características del mismo
(tabla 2). Dichos valores sobrepasan la concentración máxima admisible para disposición final de
residuos petrolizados según la normativa vigente NC-819 (Instituto Nacional de Normalización,
2017). El suelo y lodo activo presentaron concentraciones muy bajas de estos compuestos lo que
puede estar asociado a otros componentes orgánicos aportados por la materia orgánica y trazas de
otros residuos presentes en cada material. Esto último puede ser beneficioso para el proceso ya que
influye favorablemente en la biota exhibida en los mismos, pues utilizan esta fuente de carbono y se
encuentran adaptadas a dichos sustratos (Koshlaf and Ball, 2017). Tal situación se confirmó por el
contenido de microorganismos degradadores de hidrocarburos y totales presentes en cada una de
las muestras estudiadas. Las concentraciones se consideran propicias para la aplicación de
biotratamientos, según la normativa cubana NC-819 (Instituto Nacional de Normalización, 2017). La
relación C/N no se encontró acorde a lo recomendado en la literatura de ahí el suplemento del
proceso con la paja de arroz y la urea.
Tabla 2. Características físico-químicas y microbiológicas
Table 2. Physico-chemical and microbiological characteristics
Muestra
G y A
HCT
pH
CE(a)
NT
PT
CMDH(b)
CMOT(c)
(mg.kg-1)
mScm-1
%
UFC.g-1 (d)
Suelo capa vegetal
1170
(0,1 %)
350
(0,03 %)
8,13
0,3
4,28
8,52
2,6·108
2,9·1010
Lodo activo de EDAR(e)
3630
(0,4 %)
740
(0,07 %)
6,95
3,17
7,92
3,16
3,7·109
2,4·1010
Corte de perforación
contaminado con diésel
83710
(8,4 %)
38930
(3,9 %)
8,11
0,6
38,18
24,33
7,5·107
2,5·109
NC-819, 2017(f)
10 000 mg kg-1 (1 %)
6-8
-
-
103-104
104-105
(a) Conductividad Eléctrica
(b) Conteo de Microorganismos Degradadores de Hidrocarburos
(c) Conteo de Microorganismos Totales
(d) Unidades formadoras de colonias por g de suelo o residuo
(e) Estación de Depuración de Aguas Residuales
(f) Concentración máxima admisible para disposición final de desechos en el manejo de fondaje de
tanques de almacenamiento de petróleo y sus derivados
- No se especifica en la norma
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En el seguimiento analítico del proceso se obtuvieron resultados que permitieron evaluar la
efectividad del proceso de biodegradación en el tiempo con una disminución sostenida de la
concentración de grasas, aceites e hidrocarburos totales (G y A e HCT) (Fig. 2). Los datos se asociaron
a la actividad de aireación realizada solamente en los tiempos de 0, 90 y 200 días, debido a
dificultades logísticas con el equipamiento.
Figura. 2. Degradación de los índices de contaminación del suelo.
Figure. 2. Degradation of soil contamination indices.
Donde: límite permisible (LP)
Los efectos sugieren la ocurrencia del proceso de biodegradación, lo que se refleja en una tasa de
degradación del 50 % para G y A y 55 % para HCT, en 150 días. Así mismo se observa una pendiente
de la curva superior en los 90 y 200 días que coincide con las aireaciones mecánicas realizadas lo que
indica una biodegradación mayor bajo estas condiciones. Tal situación corresponde con lo que se
informa en la literatura sobre el carácter indispensable de la aireación o disponibilidad de oxígeno
para estimular a los microorganismos en el proceso de degradación (Kebede et al., 2021). No obstante,
dichos resultados difieren de los alcanzados a escala de banco con la utilización de acondicionadores
orgánicos (bagazo de caña y paja de arroz), donde se obtuvieron tasas de remoción de G y A similares
(54 %) pero en un tiempo de 90 días (Romero-Silva et al., 2019a), inferior al evaluado en campo.
En los 250 días se alcanzaron disminuciones del contenido de G y A e HCT hasta valores de 1,3 % y
1 %, respectivamente. En particular las G y A no alcanzaron el límite permisible (LP) para la
disposición final del suelo tratado según la normativa de referencia utilizada (Instituto Nacional de
Normalización, 2017), aunque se encontró bastante cercano. De cualquier modo, se obtuvieron tasas
de biodegradación final de 72 % para G y A y 73 % para HCT, en los 250 días evaluados.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
0.5
1.5
2.5
3.5
4.5
5.5
6.5
045 90 150 200 250
Tasa de biodegradación (TB) (%)
Concentración (%)
Tiempo (días)
G y A (%) HCT (%)
TB de G y A TB de HCT
LP (%)
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Por otro lado, Rivera et al., (2018) obtuvieron una remoción de HCT del 58 % en la biorremediación
de suelos contaminados con cortes de perforación por un período de 180 días sin adición de
nutrientes a escala de banco. Sin embargo, en las pruebas realizadas con adición de nutrientes se
mostraron mejores resultados alcanzando un 85 % de remoción correspondiente a la disminución de
la concentración de HC desde 25000 hasta 3586 mg kg-1. Tales resultados difieren de los obtenidos
en este estudio donde la concentración inicial de HCT en la mezcla de suelo y corte de perforación
contaminado con diésel fue superior; y aunque solo se alcanzó una remoción del 55 % de HCT la
concentración disminuyó de 42194 hasta 18649 mg kg-1 en 150 días, que es un tiempo similar al
realizado por esos autores.
El crecimiento microbiano durante todo el proceso fue superior a 107 lo que se manifiesta en un nivel
favorable para llevar a cabo estos procesos según recomienda la normativa de referencia NC 819
(Instituto Nacional de Normalización, 2017) (Fig. 3.), aunque se potencia con la aireación realizada
después de los 90 días, fundamentalmente para los microrganismos degradadores de hidrocarburos.
En la literatura se informa que la degradación de hidrocarburos por bacterias aerobias requiere
inicialmente la introducción de oxígeno en la molécula para la oxidación del mismo, lo que permite
una mayor disponibilidad de los productos de las reacciones de oxigenación y que sean más solubles
en agua para ser atacados en reacciones posteriores de deshidratación e hidroxilación (Kebede et al.,
2021). Dicha biodegradación estará influenciada por la versatilidad metabólica que posean las
bacterias presentes y la acción cooperativa de la población mixta (Brutti et al., 2018). El análisis
respirométrico se corresponde con lo dicho anteriormente y manifiesta que aun con la disminución
del desarrollo de los microorganismos, estos se mantienen degradando los compuestos
hidrocarbonados. El análisis de varianza demostró que existe una diferencia estadísticamente
significativa de la media de producción de CO2 entre un nivel de tiempo y otro con un nivel de
confianza del 95 %. Según la prueba de múltiples rangos las diferencias marcadas se encontraron
entre los tiempos 0-150 y 150-250 días. Tal situación sugiere que entre los 90 y 150 días los
microorganismos demandaron una mayor cantidad de oxígeno para realizar sus procesos
metabólicos y consecuentemente alcanzar su fase de crecimiento exponencial.
Fig. 3. Seguimiento del desarrollo microbiano en el proceso.
Fig. 3. Monitoring of microbial development in the process.
0.00
5.00
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
0 45 90 150 200
log (UFC/g)
Tiempo (días)
CMOT CMDH
0150 200 250
Medias y 95.0% de Fisher LSD
Tiempo
27
32
37
42
47
52
57
Producción CO2
Rango recomendado
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La disminución acontecida después de los 150 días pudo estar influenciada en mayor medida por la
humedad relativa del suelo contaminado ya que se encontró en entre 11 y 17 %, cuando el
requerimiento se encuentra en el rango de 60-80% de la capacidad del campo (Instituto Nacional de
Normalización, 2017). De cualquier modo, queda demostrada la viabilidad de los microorganismos
degradadores de hidrocarburos por la biodegradación de los contaminantes verificada.
La cuantificación individual al inicio del proceso de los compuestos del petróleo (SARA) muestra las
elevadas concentraciones de hidrocarburos saturados (S) y aromáticos (A), así como de resinas (R) y
asfaltenos (A); siendo estas últimas las fracciones que constituyen los compuestos más difíciles de
degradar por los microorganismos (Fernández et al., 2008). Los resultados obtenidos (Fig. 4) permiten
afirmar que existe la biodegradación de la fracción de hidrocarburos con marcada disminución del
contenido de aromáticos para una tasa de biodegradación del 61 % en los primeros 150 días.
Fig. 4. Cuantificación de las fracciones de hidrocarburo.
Fig. 4. Cuantification of hydrocarbon fractions.
Igualmente se degradan las resinas, asfaltenos y saturados en orden decreciente lo que corresponde
con la complejidad de cada compuesto. En el caso de los asfaltenos por ser más recalcitrantes se
mantienen sin indicios de degradación hasta los 150 días, aunque al término del tratamiento se
alcanzó una notable disminución de los mismos a 84 mg kg-1 de los 3250 mg kg-1 que se cuantificaron
inicialmente.
Así mismo, según las condiciones en el proceso, referidas a las dificultades de aireación, sugieren
que además del desarrollo de bacterias aerobias pueden existir zonas donde se presente el
crecimiento de bacterias del tipo anaerobias facultativas. Estas están acondicionadas para atacar
0
0.5
1
1.5
2
2.5
3
0150 250
Concentración(%)
Tiempo (días)
S A R A
10
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moléculas más grandes, como las resinas y los asfaltenos, ya que su metabolismo les permite soportar
este tipo de gasto energético (Fernández et al., 2008).
En el ensayo de toxicidad aguda con lombrices de tierra para el suelo tratado no se obtuvo
mortalidad para un total de 30 organismos expuestos (Fig. 5). Este resultado indica que el suelo
tratado no presenta toxicidad y puede disponerse finalmente, pues no representa ningún riesgo para
el eslabón de la cadena alimenticia de invertebrados, los cuales resultan un componente
imprescindible de la biodiversidad y la transformación de la materia orgánica del suelo (FAO, 1996).
Fig. 5. Bioensayo con lombrices: de izquierda a derecha; control del ensayo y suelo tratado.
Fig. 5. Bioassay with earthworms: from left to right; test control and treated soil
.
Los resultados del ensayo de toxicidad aguda realizado con semillas de tomate fueron válidos para
una mortalidad en el control menor del 10 % (Tabla 3).
Tabla 3. Ensayo de toxicidad con semillas de tomate
Table 3. Toxicity test with tomato seeds
Muestra
Concentración
HCT
Semillas
expuestas
Semillas no
germinadas
Mortalidad
(%)
(unidad)
(%)
Control
0
30
2
7
Suelo tratado
1
30
4
14
La toxicidad aguda o letal se estima a través de la concentración media a la cual se produce más del
50 % de inhibición de la germinación de las semillas (CL50) debido al efecto tóxico en la muestra
evaluada. Bajo este criterio no fue posible determinar la CL50 ya que no se registró inhibición de la
germinación en un porcentaje superior al 50 % pues no tiene una relación estadísticamente
significativa en un nivel de confianza del 95 % o mayor (Fig. 6), con la concentración de grasas, aceites
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e hidrocarburos totales en el suelo tratado, por lo que se considera no existe toxicidad alguna. En la
literatura se informa que los suelos con mayor capacidad de intercambio, materia orgánica o
contenido de arcilla, exhiben mayor adsorción del hidrocarburo, y consecuentemente menor efecto
tóxico sobre el ecosistema (Infante y Morales, 2012). Tal es el caso del suelo utilizado en el proceso,
procedente de la llanura de Matanzas, los cuales se clasifican como arcillosos y húmicos (Hernández-
Jiménez et al., 2019); además de las características de los cortes de perforación.
Fig. 6. Modelo ajustado del análisis Probit para bioensayo con semillas de tomate: de izquierda a derecha;
control del ensayo y suelo tratado
Fig. 6. Probit analysis fitted model for bioassay with tomato seeds: from left to right; test control and treated
soil
Infante y Morales, (2012) también informan que una gran cantidad de muestras de ripios de
perforación contaminados con crudo presentan contenidos de aceites y grasas superior al 1 % que
regula la norma, alcanzando hasta valores de 8,7 % (m/m) inclusive, sin que se observe toxicidad
alguna con el tipo de bioensayo empleado. Por el contrario, el grado de contaminación y toxicidad
del corte de perforación tratado en la aplicación actual es superior, lo que quedó demostrado en
estudios anteriores donde se evaluó su toxicidad con valores de CL50 de 1 % de corte húmedo para
una no germinación del 57 % de las semillas y mortalidad del 100 % de las semillas en todas las
concentraciones de corte seco (Romero et al., 2017). Posterior al tratamiento en cuestión es posible
cumplir con la regulación para disposición final del residuo y además eliminar los efectos tóxicos
debido a la presencia del contaminante.
Los resultados de la investigación responden a las necesidades actuales de la industria petrolera de
manejar y disponer, de forma segura y amigable con el medio ambiente, desechos peligrosos de este
tipo según la Resolución 253, (CITMA, 2022). Además, se corresponde con el cierre del ciclo
productivo sobre el trabajo actual, en Cuba, acerca de la extensión de los horizontes petroleros
mediante la perforación de pozos de terminación horizontal o direccionales, de extrema complejidad
tecnológica donde se aplican métodos no explorados como es la utilización de este tipo de fluido. De
este modo se mitigan los impactos negativos medioambientales y a la salud humana de estos
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residuos generados por las empresas perforadoras de la Unión CubaPetróleo (CUPET). Así mismo,
el hecho de que pueda llevarse a cabo en el lugar cercano a donde se genera el residuo, favorece la
eliminación de los costos de transporte y formación de pasivos ambientales. De este modo se
mantiene activo el proceso industrial mientras el proceso de biorremediación se está aplicando.
Todas las acciones que se ejecuten a favor de la preservación del medio ambiente tienen un impacto
a largo plazo en la sociedad. En este sentido resulta imprescindible mejorar la eficiencia del proceso
garantizando una humedad del suelo y aireación periódica que estimule los procesos de
biodegradación de los contaminantes.
4. Conclusiones
Los cortes de perforación contaminados con lodo base combustible diésel presentaron una
concentración de hidrocarburos de 3,9 % que no permite su disposición final segura, pero presenta
una biota favorable para la aplicación de biotratamientos en su manejo.
El proceso de biorremediación mejorada aplicado a escala de campo evidenció una remoción de
hidrocarburos totales en el orden de los 10 000 mg kg-1 (1 %) que cumple con lo regulado para una
disposición segura en el medio ambiente; no siendo así para las grasas y aceites (1,3 %) que se
encontraron en valores cercanos al 1 % reglamentado.
El análisis toxicológico del suelo tratado demostró que los niveles de contaminación presentes no
son tóxicos para la biota terrestre.
Con tales resultados se corrobora que el tratamiento por biorremediación mejorada de este tipo de
residuos puede ser una alternativa beneficiosa para su manejo en las inmediaciones de las áreas
donde se generan y minimiza la potencialidad del impacto al medio ambiente.
Conflicto de intereses
Los autores declaran que no existen conflictos de interés, en la publicación de estos resultados.
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