UNIVERSIDAD DE ORIENTE 1.1
FACULTAD DE CIENCIAS NATURALES CENTRO DE ESTUDIOS DE BIOTECNOLOGÍA INDUSTRIAL
2 BIOTECNOLOGIA INDUSTRIAL
BIORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS CONTAMINADOS CON XENOBIÓTICOS
Autores: MSc. Janet Nápoles Álvarez Dra. Arelis Ábalos Rodríguez
ÍNDICE 1 INTRODUCCIÓN...................................................................................................................... 2 2 CONTAMINACIÓN DE SUELOS, AGUAS Y AIRE POR XENOBIÓTICOS.................. 3 2.1 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO ........................................................................... 3 2.2 PRINCIPALES CONTAMINANTES DE SISTEMAS ACUOSOS ......................................................... 4 2.3 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL AIRE .............................................................................. 5 3 GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN............................................................. 6 3.1 ESTRATEGIAS DE BIORREMEDIACIÓN . BIORREMEDIACIÓN INTRÍNSECA Y BIORREMEDIACIÓN DIRIGIDA ........................................................................................................................................... 7 3.2 MICROORGANISMOS UTILIZADOS EN BIORREMEDIACIÓN ....................................................... 8 4 FACTORES QUE AFECTAN LA BIODEGRADACIÓN DE LOS CONTAMINANTES 13 4.1 ESTRUCTURA QUÍMICA Y CONCENTRACIÓN DEL CONTAMINANTE ........................................ 13 4.2 BIODISPONIBILIDAD ............................................................................................................ 18 4.3 CONDICIONES AMBIENTALES: PH, HUMEDAD Y TEMPERATURA ........................................... 20 4.4 DISPONIBILIDAD DE OXÍGENO ............................................................................................. 21 4.5 CONCENTRACIÓN DE NUTRIENTES ....................................................................................... 22 4.6 POBLACIÓN MICROBIANA .................................................................................................... 24 4.7 COMETABOLISMO................................................................................................................ 24 5 FITORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS ACUÁTICOS Y TERRESTRES............. 26 6 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS......................................................... 29 6.1 BIORREMEDIACIÓN IN SITU DE SUELOS CONTAMINADOS ...................................................... 29 6.2 BIORREMEDIACIÓN EX SITU DE SUELOS CONTAMINADOS ..................................................... 30 6.2.1 6.2.2 6.2.3 6.2.4
7 8
Biolabranza Biolabranza ...................................................... .............................................................................................................. .............................................................. ...... 30 Biopilas........................................................................................................................... 31 Compostaje..................................................................................................................... 33 Biorreactores.................................................................................................................. 35
SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS........................................................... 37 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AIRE............................................................... 39 8.1 MICROORGANISMOS MÁS UTILIZADOS EN EL TRATAMIENTO DE GASES CONTAMINADOS ..... 39 8.2 TECNOLOGÍAS PARA EL TRATAMIENTO DE GASES ................................................................ 39 8.2.1 8.2.2 8.2.3
Biolavadores................................................................................................................... 40 Filtros percoladores....................................................................................................... 40 Biofiltración ................................................................................................................... 41
9 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE ...... 44 10 BIBLIOGRAFÍA...................................................................................................................... 46
1
ÍNDICE 1 INTRODUCCIÓN...................................................................................................................... 2 2 CONTAMINACIÓN DE SUELOS, AGUAS Y AIRE POR XENOBIÓTICOS.................. 3 2.1 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO ........................................................................... 3 2.2 PRINCIPALES CONTAMINANTES DE SISTEMAS ACUOSOS ......................................................... 4 2.3 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL AIRE .............................................................................. 5 3 GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN............................................................. 6 3.1 ESTRATEGIAS DE BIORREMEDIACIÓN . BIORREMEDIACIÓN INTRÍNSECA Y BIORREMEDIACIÓN DIRIGIDA ........................................................................................................................................... 7 3.2 MICROORGANISMOS UTILIZADOS EN BIORREMEDIACIÓN ....................................................... 8 4 FACTORES QUE AFECTAN LA BIODEGRADACIÓN DE LOS CONTAMINANTES 13 4.1 ESTRUCTURA QUÍMICA Y CONCENTRACIÓN DEL CONTAMINANTE ........................................ 13 4.2 BIODISPONIBILIDAD ............................................................................................................ 18 4.3 CONDICIONES AMBIENTALES: PH, HUMEDAD Y TEMPERATURA ........................................... 20 4.4 DISPONIBILIDAD DE OXÍGENO ............................................................................................. 21 4.5 CONCENTRACIÓN DE NUTRIENTES ....................................................................................... 22 4.6 POBLACIÓN MICROBIANA .................................................................................................... 24 4.7 COMETABOLISMO................................................................................................................ 24 5 FITORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS ACUÁTICOS Y TERRESTRES............. 26 6 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS......................................................... 29 6.1 BIORREMEDIACIÓN IN SITU DE SUELOS CONTAMINADOS ...................................................... 29 6.2 BIORREMEDIACIÓN EX SITU DE SUELOS CONTAMINADOS ..................................................... 30 6.2.1 6.2.2 6.2.3 6.2.4
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Biolabranza Biolabranza ...................................................... .............................................................................................................. .............................................................. ...... 30 Biopilas........................................................................................................................... 31 Compostaje..................................................................................................................... 33 Biorreactores.................................................................................................................. 35
SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS........................................................... 37 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AIRE............................................................... 39 8.1 MICROORGANISMOS MÁS UTILIZADOS EN EL TRATAMIENTO DE GASES CONTAMINADOS ..... 39 8.2 TECNOLOGÍAS PARA EL TRATAMIENTO DE GASES ................................................................ 39 8.2.1 8.2.2 8.2.3
Biolavadores................................................................................................................... 40 Filtros percoladores....................................................................................................... 40 Biofiltración ................................................................................................................... 41
9 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE ...... 44 10 BIBLIOGRAFÍA...................................................................................................................... 46
1
3 INTRODUCCIÓN La contaminación ambiental no es más que un desequilibrio de los ecosistemas, provocado por la presencia de determinadas sustancias en concentraciones tales que afectan su calidad y composición.
Un ecosistema es un conjunto formado por poblaciones de organismos y el complejo de factores físicos que constituyen su ambiente. La matriz o sustrato abiótico donde viven y se desarrollan los organismos se llama bisótopo y el colectivo de especies se denomina comunidad. Los factores ambientales o ecológicos son todos los elementos del ecosistema susceptibles de actuar sobre alguna fase del desarrollo de los organismos. Pueden ser directos e indirectos, abióticos y bióticos y se caracterizan por su predicibilidad, intensidad y variabilidad. Entre organismos y factores ecológicos se establecen interacciones energéticas no lineales (acciones, reacciones y coacciones) mediante sutiles y múltiples circuitos de retroalimentación (negativa y positiva) que complican extraordinariamente su dinámica. Los ecosistemas son las estructuras biológicas de mayor nivel de integración y aunque su tamaño y complejidad varían mucho, presentan propiedades extensivas e intensivas genuinas tales como biomasa, productividad, tiempo de renovación, diversidad y estabilidad (consevación, sucesión, regresión, extinción) (Castillo y col, 2005). Entre los ecosistemas más vulnerables a la contaminación ambiental pueden mencionarse el suelo, las aguas subterráneas y superficiales y el aire.
Los problemas de contaminación surgen con la Revolución Industrial, donde de forma gradual se fueron generando diferentes tipos de residuos. Al principio no se prestaba interés por la generación de residuos porque se confiaba en la capacidad del medio para asimilarlos y se desconocía además sus efectos devastadores. A partir de los años 60 se empezó a tener conciencia del problema de los contaminantes ambientales (Castillo y col., 2005). El precio de recuperar los ecosistemas contaminados es incalculable, y es por ello que los gobiernos, las industrias y la sociedad han reconocido la necesidad de utilizar alternativas más económicas a los métodos tradicionales físico – químicos. No es de extrañar que la biorremediación constituya una de las metodologías en expansión, considerándose como una tecnología muy competitiva, entre otras ventajas por su bajo costo (Viñas y col.; 2001).
2
4 CONTAMINACIÓN DE SUELOS, AGUAS Y AIRE POR XENOBIÓTICOS Un compuesto xenobiótico (del griego xenos: extraño) es aquel que no se encuentra de forma natural en los diferentes ecosistemas; se obtienen por síntesis química y llega a los ecosistemas por la actividad antropogénica urbana o industrial. La contaminación con xenobióticos rompe el equilibrio normal entre el medio físico, químico y biológico, compatible con la vida. Su toxicidad radica en su persistencia en el medio donde impactan. Ejemplos de xenobióticos son los plásticos (cloruro de polivinilo); explosivos (TNT); detergentes (dodecilbencenosulfonato de sodio); plaguicidas (ácido 2,3,6 - triclorofenolacético; hexaclorociclohexano; ciclodienos (aldrin); 2,1,1 – tricloro -2,2 – bis (p-clorofenil) (p-clorofenil ) etano (DDT));
colorantes (azocompuestos) y pinturas
(metilisobutilcetona). La literatura especializada también recoge a los hidrocarburos poliaromáticos (naftaleno, fenantreno y benzopirenos) bajo esta denominación (Alexander, 1999; Abalos y col., 2004; Orozco y col., 2004; Nápoles, 2005).
4.1
Principales contaminantes del suelo
El suelo es el componente del medio ambiente que ha sufrido un mayor deterioro en menor tiempo si se compara con los factores: aire, agua y atmósfera, los cuales han tenido mayor atención tanto desde el punto de vista legislativo como técnico (Nápoles, 2005). Los contaminantes del suelo se pueden dividir en dos grandes grupos: orgánicos e inorgánicos. Entre los contaminantes orgánicos se encuentran principalmente compuestos del grupo BTEX (benceno, tolueno, etilbenceno y xileno), fenoles, policlorobifenilos (PCBs), hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAHs) y plaguicidas (Orozco y col., 2004). Estos contaminantes orgánicos pueden encontrarse en el suelo de cuatro formas distintas: vapor, disolución acuosa, líquido no acuoso y adsorbidos en los sólidos y coloides. La migración de un compuesto orgánico en el suelo es muy difícil prever ya que intervienen una gran variedad de factores, tanto del suelo (estructura, parámetros físicos, químicos y microbiológicos) como del propio contaminante (solubilidad, adsorción, viscosidad, volatilidad, actividad biológica, reactividad química) (Orozco y col., 2004; Nápoles, 2005). Entre los contaminantes inorgánicos se destacan los metales pesados; las cuales se pueden clasificar en dos grupos: 3
Tóxicos sólo a altas concentraciones: cobre, zinc, manganeso, hierro y cromo.
Tóxicos a bajas concentraciones: cadmio, mercurio, plomo, níquel, selenio, arsénico.
La concentración y movilidad de los iones metálicos en el suelo está determinada por los procesos de oxidación, reducción, adsorción, precipitación y desorción. Una de las principales fuentes de contaminación de los suelos es la actividad agrícola, cuando tiene lugar la aplicación inadecuada, excesiva y prolongada de agroquímicos, los cuales pueden provocar efectos adversos en las poblaciones de microorganismos que determinan el equilibrio biológico de las áreas objeto de aplicación. Otras fuentes pueden ser las fugas o derrames accidentales de depósitos que contiene sustancias peligrosas; las emisiones de los sistemas de tratamiento de residuales así como los vertederos de residuos tóxicos (Serrano y col., 2006).
4.2
Principales contaminantes de sistemas acuosos
El agua está considerada como el mayor conflicto del siglo XXI ya que se espera que dentro de pocos años la demanda de ésta sea más del 50 % superior que el suministro. A medida que la población crece se incrementa la necesidad de agua, transformándose en un elemento esencial para el desarrollo. El problema del agua depende de la mala gestión y distribución de los recursos hídricos
y
sus
métodos
(http://www.ecojoven.com/tres/10/acuiferos.html ( http://www.ecojoven.com/tres/10/acuiferos.html ,
junio
2007;
http://waste.ideal.es/aguaguerra.htm , junio 2007). Existen varios tipos de contaminantes de las aguas superficiales y subterráneas y por su naturaleza se pueden clasificar en: químicos (sales inorgánicas, ácidos o álcalis, compuestos orgánicos, radioactivos, hidrocarburos, plaguicidas y otros tóxicos), físicos (sólidos y líquidos flotantes, materiales que producen espumas, aguas calientes, materiales suspendidos y sedimentados) y biológico (bacterias patógenas, virus, algas, protozoos y parásitos) (Hill, 1997; García, 1989; Serrano y col., 2006). La contaminación biológica es muy frecuente en zonas de gran insalubridad, principalmente en los países subdesarrollados, donde se puede desencadenar una epidemia en un período corto de tiempo. Su control o prevención es relativamente fácil en comparación con la contaminación física o química (Pérez, 2003). La contaminación de las aguas da lugar a:
Aumento de la acidez por las lluvias ácidas.
4
Aumento de la concentración de Ca y Mg y Si en las aguas superficiales y subterráneas por circulación de las lluvias ácidas.
Salinización y degradación de los suelos.
Incremento de la concentración de iones fósforo (>0,1 mg/L), nitritos y amonio(eutrofización ).
Incremento de la concentración de metales pesados Pb, Cd, Mg, As, Zn etc.
Reducción catastrófica del oxígeno disuelto.
Aumento del color y la turbiedad del agua, aparición de olores y sabores desagradables, por la presencia de sustancias y organismos perjudiciales a la salud.
Desarrollo de una fauna y flora indeseable, que elimina a los peces y otras formas de vida acuática.
4.3
Principales contaminantes del aire
Teóricamente se considera que el aire siempre ha estado sometido a la contaminación. Los fenómenos naturales tales como: erupción de volcanes, tormentas de viento, descomposición de plantas y animales e incluso los aerosoles emitidos por los océanos contaminan el aire. Sin embargo, cuando se habla de la contaminación del aire, se mencionan aquellas sustancias generadas por la actividad del hombre que producen un efecto perjudicial en la atmósfera, alterando la salud y el bienestar humano, de animales y plantas, además de causar perjuicios económicos y deterioro del entorno (Thalasso y Pineda, 2002; Serrano y col., 2006). Los contaminantes atmosféricos se pueden clasificar en los siguientes grandes grupos de compuestos:
Partículas: aerosoles, cenizas, sales.
Compuestos de azufre: SO 2, SO3, SH2, mercaptanos.
Compuestos de nitrógeno: NO, NO 2, NH3.
Compuestos inorgánicos de carbono: CO, CO 2.
Compuestos orgánicos: hidrocarburos, aldehídos, peróxidos orgánicos COV
Compuestos de los halógenos: HF, HCl.
Los contaminantes emitidos continuamente por la actividad antropogénica tienen efectos locales, regionales o globales. A nivel local, en las grandes ciudades y las zonas industriales, actúan como principales contaminantes las partículas suspendidas totales, los compuestos orgánicos volátiles 5
(COV) y el ozono (O 3) que afectan directamente la salud humana. A nivel regional destacan los óxidos de nitrógeno (NO X) y de azufre (SO X) que provocan las lluvias ácidas y dañan seriamente los ecosistemas y las edificaciones; mientras que, a nivel global participan numerosos contaminantes que actúan sobre la capa de ozono y favorecen el efecto invernadero, destacándose los CFCs y el dióxido de carbono, respectivamente (Thalasso y Pineda, 2002). GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN El término inglés “bioremediation”, que en español se traduce como biorrestauración, se refiere a los tratamientos con sistemas biológicos para la restauración o limpieza de suelos, aguas subterráneas y aire contaminados con xenobióticos. Técnicamente el anglicismo biorremediación es aceptado y más utilizado. Puede definirse entonces la biorremediación como una tecnología de biorrestauración de ambientes naturales previamente contaminados con xenobióticos, utilizando la capacidad metabólica de los microorganismos (bacterias, hongos, levaduras y algas) y algunas plantas, oxígeno y nutrientes para acelerar los procesos de biodegradación natural .
Durante la
biodegradación se produce una transformación parcial o total de los contaminantes. La transformación parcial es la obtención de un compuesto menos tóxico que el parental, mientras que la mineralización o transformación total es la degradación hasta dióxido de carbono (procesos aerobios), agua y metano (condiciones anaerobias). Es importante destacar que la biorremediación es efectiva solo si el contaminante es biodegradable (Maier y col., 2000). La diferencia entre biorremediación y tratamiento biológico de residuos está en el momento de aplicación o actuación. La biorremediación se fundamenta en solucionar un problema ambiental establecido en un medio natural, en el que previamente ha ocurrido un escape puntual o contínuo de los contaminantes; sin embargo el tratamiento biológico de residuos implica la eliminación de los contaminantes presentes en los residuos inmediatamente después de ser generados y antes de que arriben a los cuerpos receptores. El punto de convergencia entre los dos procesos es la utilización de microorganismos como agentes activos de los mismos. Por otra parte es válido señalar que en la biorremediación de suelos y aire contaminados se utilizan técnicas de tratamiento biológico de residuos como es el caso del compostaje y la biofiltración respectivamente; únicamente cambia el momento de aplicación. El uso de tecnologías de biorremediación presenta varias ventajas respecto a otras técnicas alternativas para eliminar los compuestos contaminantes como son los tratamientos físico-químicos tradicionales. Algunas de estas ventajas son: bajos costos de instalación y operación, tecnología de 6
fácil aplicación, los productos formados son generalmente inocuos, tratamiento seguro con un mínimo riesgo a la salud y es tecnológicamente efectiva (Castillo y col., 2005). Una de las limitaciones que presentan las técnicas biológicas respecto a las técnicas fisicoquímicas es el tiempo necesario para alcanzar una biodegradación aceptable según las normativas. Durante el proceso de biorremediación se produce una ralentización del proceso de biodegradación ya sea por un enriquecimiento de los componentes más recalcitrantes o por una disminución de la biodisponibilidad de los contaminantes. Sin embargo, las técnicas físicoquímicas, aún pudiendo ser más rápidas y efectivas en la disminución de la concentración de contaminantes, alteran o eliminan por completo la microbiota autóctona del ecosistema y modifican sus características físicoquímicas (Viñas, 2005).
4.4
Estrategias de biorremediación. Biorremediación intrínseca y biorremediación dirigida
Las estrategias de biorremediación se agrupan en dos tipos: intrínseca o atenuación natural y dirigida. La primera se basa en la capacidad de las poblaciones microbianas autóctonas para llevar a cabo, de forma natural y, simultánea los procesos físico – químicos de transformación total o parcial de los contaminantes. En este caso la participación del hombre es solo para el seguimiento y control del proceso. La biorremediación dirigida consiste en provocar la bioestimulación o bioaumentación de las poblaciones microbianas para acelerar el proceso de biodegradación natural (Viñas y col, 2001; Nápoles, 2005). La biorremediación por bioestimulación se basa en estimular el crecimiento de los microorganismos endógenos por la adición de nutrientes (NO 3- y PO43- fundamentalmente) (Viñas y col, 2001; Núñez, 2003), oxígeno en forma de H 2O2 o por agitación y agua (Trejo, 1997; Cabrerizo y col., 1999). Esta estrategia se aplica cuando existe población endógena en la zona contaminada con capacidad degradativa. La biorremediación por bioaumentación consiste en inocular microorganismos exógenos con degradadores, ya sea por adaptación previa al contaminante (Bossert y Bartha, 1984; Kerr y Capone, 1998) o manipulación genética (Hada y Sizemore, 1981; Leahy y Colwell., 1990; Ford y col., 1999). Estos microorganismos degradadores se añaden para complementar la población endógena existente en la zona afectada y en un número tal que se degrade una cantidad significativa del contaminante antes de inactivarse. Se aplica cuando los nutrientes necesarios no están presentes en la zona dañada y no pueden ser añadidos a ésta o cuando la microbiota indígena está muy deprimida o no existe (Viñas y col, 2001). Los microorganismos pueden ser introducidos en 7
formulaciones liofilizadas mezcladas con nutrientes minerales (Kaushanskii y col, 1994), tal es el caso del PUTIDOIL y el BIOTEMPOSCREEM, los cuales son productos comerciales que se utilizan en los procesos de biorremediación. Los procesos mediante el empleo de enzimas y células inmovilizadas son una de las principales tendencias en la biotecnología moderna. La inmovilización de células se reporta en muchos casos como el más eficiente biocatalizador de enzimas inmovilizadas (Núñez y col., 2004). La bioaumentación ha sido utilizada comúnmente en la biorremediación de aguas contaminadas y tiene la ventaja, en principio, de que no introduce nuevos compuestos al ecosistema; sin embargo el crecimiento de los microorganismos provoca un aumento del consumo de nutrientes y oxígeno, pudiendo ser necesario la utilización combinada de la bioaumentación y la bioestimulación (Núñez, 2003; Pérez, 2003). Según el modo de aplicación de las técnicas, la biorremediación puede ser:
in situ: si se realiza el tratamiento en el lugar donde se encuentra la contaminación
ex situ:
si se realiza el tratamiento en una instalación fuera del lugar donde se encuentra la
contaminación
on site:
el tratamiento se realiza en la zona afectada con excavación del suelo (solamente
para el caso de suelos contaminados) La biorremediación in situ no produce modificación de la estructura física del material a tratar. Es aplicable tanto a suelos como a acuíferos (Blackburn y Hafker, 1993; Trejo, 1997; Atlas y Bartha, 2002). Tiene como ventaja su bajo costo, sin embargo el control de la actividad biodegradativa no es fácil debido a la dificultad de liberación de O 2 u otro aceptor alternativo de electrones y microorganismos en la zona contaminada, además de que no es posible prevenir la migración de contaminantes fuera de la zona de tratamiento (Castillo y col., 2005). La biorremediación ex situ también se aplica en suelos y agua, sin embargo, como se necesitan plantas de tratamiento para llevar a cabo la degradación, se encarece el proceso (LaGrega y col., 2001; Castillo y col., 2005)
4.5
Microorganismos utilizados en biorremediación
Muchos microorganismos poseen la capacidad de utilizar diferentes xenobióticos como única fuente de carbono y se encuentran ampliamente distribuidos en la naturaleza. Estos se encuentran sin embargo en bajas concentraciones en áreas no contaminadas y se incrementan en ambientes sometidos a impactos crónicos del contaminante (Núñez, 2003; Madigan y col., 2004). 8
De todos los organismos vivos que se utilizan en las tecnologías de biorremediación, son las bacterias el grupo microbiano más importante debido a la gran variedad de géneros y especies y a la versatilidad metabólica que poseen. Un gran número de bacterias son capaces de metabolizar compuestos xenobióticos como fuente de carbono en cultivos puros (Abalos y col., 2004), sin embargo no siempre una simple bacteria posee toda la capacidad enzimática necesaria para degradar uno o varios compuestos orgánicos contaminantes del ecosistema. Las poblaciones mixtas o consorcios microbianos tienen mayor poder biodegradativo porque la información genética que codifica al sistema enzimático del consorcio o la población mixta es más completa y por tanto es más probable la degradación de las mezclas complejas de xenobióticos presentes de un área dañada (Schlegel, 1997; Nápoles, 2005; Viñas, 2005; Núñez y col., 2004). Los géneros bacterianos degradadores de xenobióticos más comunes tanto en suelos como en aguas son: Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus, Nocardia y Pseudomonas spp (Leahy y Colwell, 1990) . En la tabla 1 se recogen los principales microorganismos que se utilizan en sistemas de biorremediación de suelos y aguas.
9
Tabla 1: Microorganismos utilizados en sistemas de biorremediación de suelos y aguas
GRUPO
GÉNERO
REFERENCIA BIBIOGRÁFICA
Alcalígenes sp.
Leahy y Colwell., 1990; Schlegel, 1997
Arthrobacter sp.
Leahy y Colwell., 1990; Schlegel, 1997
Bacillus sp.
Leahy y Colwell., 1990; Olivera y col., 2000;
(Figura 1a)
Schlegel, 1997; Nuñez y col., 2004
Corynebacterium sp.
Leahy y Colwell., 1990; Nuñez, 2003
Mycobacterium sp.
Leahy y Colwell., 1990; Castillo y col, 2005
Nocardia sp.
(Figura 1b)
Leahy y Colwell., 1990; Castillo y col, 2005 Leahy y Colwell., 1990; Mueller y col., 1991; Cerniglia,
Pseudomonas sp.
1992; Stringfelow y Aitken, 1994; Dagher y col., 1997;
(Figura 1c)
Schlegel, 1997; Noordman y col., 1998; Castillo y col, 2005
Aspergillus sp. Penicillium sp.
(Figura 2a) Hongos
Rhizopus sp. Phanerochaete sp.
(Figura 2b) Pleurotus sp.
(Figura 2c) Saccharomyces sp.
Levaduras
(Figura 3) Candida sp. Chlorella sp.
(Figura 4a) Algas
Dunaliella sp.
(Figura 4b) Chlamydomonas sp.
Leahy y Colwell., 1990; Cerniglia, 1992; Fonseca, 1998; Leahy y Colwell., 1990; Cerniglia, 1992; Fonseca, 1998; Leahy y Colwell., 1990; Cerniglia, 1992 Zheng y Obbard, 2000; Castillo y col, 2005 Bezalel y col, 1998; Eggen, 1999 Leahy y Colwell., 1990 Fonseca, 1998; Nuñez, 2003 Semple y col, 1999 Leahy y Colwell., 1990; Cerniglia, 1992 Semple y col, 1999 10
a)
Bacillus sp.
c)
b)
Nocardia sp.
Pseudomonas sp.
Figura 1: Algunas bacterias utilizadas en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres.
a)
Penicillium sp
b)
c)
Pleurotus sp
Phanerochaete sp
Figura 2: Algunos hongos utilizados en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. 11
Saccharomyces sp
Figura 3: Saccharomyces sp .: levadura utilizada en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres.
a)
Chlorella sp.
b)
Dunaliella sp.
Figura 4: Algas utilizadas en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres.
12
5 FACTORES QUE AFECTAN LA BIODEGRADACIÓN DE LOS CONTAMINANTES Teniendo en cuenta que la biorremediación depende de la velocidad de biodegradación de los contaminantes es necesario considerar los factores que afectan la biodegradación. La biodegradación de contaminantes depende de factores abióticos y bióticos (Ercoli y col., 2002) y es un proceso que puede durar horas, días, meses o años según las condiciones (Atlas, 1991). Los factores abióticos o físico – químicos agrupan aquellos que se relacionan con el contaminante (estructura química, concentración y biodisponibilidad) y las condiciones medioambientales (pH, humedad, temperatura, disponibilidad de oxígeno y nutrientes); mientras que los bióticos dependen de los microorganismos (población microbiana y cometabolismo).
5.1
Estructura química y concentración del contaminante
La biodegradabilidad de un compuesto orgánico se debe a que es utilizado por los microorganismos como fuente de carbono (Viñas y col., 2001; Nápoles, 2005). Si el “sitio de acción o ataque” del enzima degradativo se encuentra bloqueado (isoprenoides o moléculas sustituidas con grupos voluminosos COOH, CH 3), la reacción no tendrá lugar, disminuyendo entonces la actividad biodegradativa. (Ercoli y col., 2002). Los compuestos alifáticos se degradan fácilmente por oxidaciones sucesivas, pero cuando se incluyen como sustituyentes alcanos de cadena larga, se forman estructuras ramificadas estéricamente inaccesibles a la degradación. De la misma forma, los compuestos alifáticos insaturados se degradan más lentamente que los saturados. Los compuestos aromáticos o cíclicos se degradan a partir de la ruptura del anillo (Figura 5). La incorporación de halógenos disminuye la degradabilidad por estabilización del anillo aromático (Leahy y Colwell., 1990; Viñas, 1999). La degradación de PCBs es más compleja ya que el orden decreciente de biodegradación es, generalmente, n-alcanos > isoprenoides >aromáticos de bajo peso molecular > cicloalcanos > poliaromáticos > moléculas polares (Leahy y Colwell, 1990).
13
(a) CH3-(CH2)n-CH3 monooxigenase
CH3-(CH2)n-CH2OH alcohol-deshydrogenase
CH3-(CH2)n-CHO aldehyde-deshydrogenase
CH3-(CH2)n-COOH Beta-oxidation
(c)
(b)
CH3
toluene-dioxigenase
naphtalene-dioxigenase
benzaldehyde-deshydrogenase
salicylaldehyde-deshydrogenase
COOH
COOH
OH salicilate-hydroxilase
OH
benzoate-hydrocylase
OH catechol-dioxigenase orto
meta
Piruvate + Acetaldehyde
Succinil-CoA + Acetil-CoA TCA
Figura 5: Ruta metabólica de degradación de hidrocarburos por Pseudomonas aeruginosa . a) nalcanos, b) naftaleno y c) tolueno. El último paso en la degradación de n-alcanos involucra la Betaoxidación y la degradación de aromáticos y poliaromáticos finalizan en ciclo de TCA. En ambas rutas el catecol es el intermediario. 14
Cuando la concentración de contaminante es alta puede ocurrir inhibición de la actividad microbiana por toxicidad de la fuente de carbono (LaGrega y col., 2001; Nápoles, 2005). Se han registrado en ensayos de campo procesos biológicos a concentraciones de contaminantes de hasta 30 %. Por encima del 30 % la velocidad de degradación es muy baja aunque no nula. Utilizando la técnica de bioaumentación se ha aumentado la velocidad (Ercoli y col, 2002). Los compuestos xenobióticos, con el tiempo van modificando su composición por acción de los agentes ambientales, la actividad microbiana y los diferentes procesos físicos químicos que tienen lugar. Como resultado de ello el contaminante se enriquece en compuestos pesados, más difíciles de degradar; por lo que la velocidad de transformación disminuye con el envejecimiento de la contaminación (Young y Cerniglia, 1995; Fonseca, 1998; Nápoles, 2005). En la figura 6 se muestra un diagrama ilustrativo del destino de estos compuestos que están presentes en el ambiente. Xenobióticos
No volátiles
Volátiles
Soluble en agua
Insoluble en agua
A
B
no
Acumulación al sitio
Posible evaporación
si
Químicamente inerte
Químicamente activo
1
no
Condiciones favorables
Acumulación en atmósfera
1
Solventes clorados en rellenos de tierra
2
Tetracloruro de carbono, CFCs
si
desaparece
2
Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente. 15
A
no
Agua disponible
Acumulación en el sitio
si
Químicamente inerte
3
Químicamente activo
no
Condiciones favorables
si
desaparece Se adsorbe
Matriz disponible
si
No de radable
Fácil degradación microbiana
Condiciones favorables
no
no
Fácil degradación microbiana
si
Condiciones favorables
desaparece
Acumulación en el sitio o se transporta con la materia
4
No se adsorbe
3
Plaguicidas solubles en agua en climas áridos
4
Ácidos benzoicos clorados y algunos plaguicidas
5
Muchos plaguicidas y petroquímicos
No de radable
no
Transporte en el suelo, aguas subterráneas y superficiales
5
Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente (continuación). 16
B
No en biomasa
En la biomasa
Química y bioquímicamente inerte
no
Química y bioquímicamente activa
Química y bioquímicamente activa
Condiciones favorables
si
Condiciones favorables
desaparece
Acumulación en la cadena alimenticia
Química y bioquímicamente inerte
no
Acumulación en el sitio
7
6 6
DDT, PCBs
7
Alquitrán de hulla, PAHs
Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente (continuación).
17
5.2
Biodisponibilidad
La metabolización de las diferentes moléculas y, por tanto, su biodegradación está condicionada a su disponibilidad como sustrato por parte de la célula microbiana; es decir, que la molécula penetre hacia el interior de las células; por tanto el término biodisponibilidad se refiere al contacto entre el xenobiótico o contaminante y el sistema biológico para inducir cualquier efecto (Mahro, 2000). Un requisito indispensable para que las moléculas estén más accesibles a las células microbianas en su solubilización es el sistema acuoso de cultivo. La biodisponibilidad puede ser:
Limitada: si el contaminante tiene alguna barrera física o química que impide que el microorganismo pueda introducir la molécula en su interior para metabolizarlo.
Positiva: si el contaminante penetra al interior de la célula microbiana para su metabolización.
Un exceso de biodisponibilidad puede inducir toxicidad por exceso de concentración. Una estrategia comúnmente utilizada para aumentar la solubilidad y biodisponibilidad de los contaminantes poco solubles en el sistema de cultivo es la utilización de tensoactivos sintéticos (etoxilados, bencenosulfonatos) y microbianos (ramnolípidos, lipopéptidos y emulsanos). Esta estrategia ha sido frecuentemente utilizada en el caso de hidrocarburos (Abalos y col., 2004; Cubitto y col., 2004). La molécula orgánica penetra al medio intracelular a través de las micelas del tensoactivo (Figura 7).
18
COO
-
OOC
COO
Micela CH3 -
OOC
CH3 CH3
-
-
CH3
H3C
MO H3C
-
H3C
COO
-
H3C
OOC COO
MO
-
COO
COO
-
-
Monómero ramnolí ido
Medio extracelular
Medio extracelular CH3
Medio intracelular
Medio intracelular Pared celular
Canal receptor anfifílico
Bicapa fosfolipídica (membrana)
Molécula orgánica
Oxidaciones sucesivas
-oxidación
Figura 7: Mecanismo de penetración de las moléculas orgánicas (MO) al medio intracelular a través de las micelas. 19
5.3
Condiciones ambientales: pH, humedad y temperatura
El pH del medio es importante para el desarrollo de los microorganismos degradadores, siendo los más adecuados los comprendidos entre 6 y 8 unidades, aunque el óptimo es pH neutro. La variación del pH afecta a la actividad microbiana y también la solubilización y adsorción / absorción del contaminante e iones. Las formas catiónicas (NH 4+, Mg2+, Ca2+) son más solubles a pH ácido mientras que las formas aniónicas (NO 3-, NO2-, PO43-, Cl-) son más solubles a pH alcalino. Para suelos, cuando el pH excede de 8 unidades se debe disminuir el mismo mediante adición de azufre y si es menor de 6 se puede incrementar mediante la incorporación de carbonato o hidróxido de calcio (Ercoli y col., 2002). En el caso de biorremediación de suelos, la humedad puede limitar de forma severa la biodegradación, fundamentalmente en suelos superficiales afectados por oscilaciones importantes en el contenido de agua. No obstante, el nivel óptimo de humedad depende de las propiedades de cada suelo, el tipo de contaminación y si la biodegradación es aerobia o anaerobia. El agua, al formar parte del protoplasma bacteriano, actúa como medio de transporte a través del cual los nutrientes y el oxígeno son movilizados hasta el interior de las células (Schlegel, 1997). Es conveniente mantener una humedad alrededor del 70 % de la capacidad de campo ya que un exceso de la misma reduce la concentración de oxígeno en el suelo e impide el desarrollo adecuado de los microorganismos (Viñas, 1999; Ercoli y col., 2002). La temperatura influye en la velocidad de degradación, dependiendo del tipo de microorganismo. Comúnmente las temperaturas más adecuadas se encuentran entre 15 ºC y 45 ºC, (microorganismos mesófilos), aunque se han descrito algunos trabajos de biorremediación con microorganismos termofílicos extremos y psicrófilos (Feitkenhauer y col., 2003). La velocidad de degradación aumenta con la temperatura, por lo que un incremento de la misma es útil. Sin embargo cuando supera los 40 ºC ocurre una disminución de la actividad microbiana por desnaturalización de los enzimas, o se produce una rotación poblacional hacia especies más resistentes a las altas temperaturas (Semple y col., 2001). Durante el cambio de poblaciones disminuye la actividad microbiana (Young y Cerniglia, 1995; Nápoles, 2005).
20
5.4
Disponibilidad de Oxígeno
El fundamento bioquímico de la biodegradación son las reacciones de óxido – reducción de la cadena respiratoria cuyo fin es la obtención de energía. La cadena la inicia el sustrato orgánico que es externo a la célula y que actúa como donor de electrones. La vía más común de degradación es aerobia, no obstante la anaerobia puede tener lugar (Häggblom y Valo, 1995). Los aceptores de electrones comúnmente utilizados por los microorganismos son oxígeno, nitrato, el hierro (III), el sulfato y el dióxido de carbono. Cuando el oxígeno es utilizado como aceptor final de electrones los procesos de biodegradación son de tipo aerobio. Sustrato + O2
biomasa + CO2 + H2O
Si se utiliza otro diferente del oxígeno los procesos de biodegradación son de tipo anaerobio (Madigan y col., 2004). Sustrato + (NO3-, SO42-, Fe3+, Mn4+, CO2)
biomasa + CO2 + (N2, S2+, Fe2+, Mn2+, CH4)
Cuando se trata de la vía aerobia, es más común la oxidación a través de oxigenasas a intermediarios que se incorporan fácilmente al ciclo de Krebs, tal es el caso del catecol, el protocatecuato y el gentisato (anillos aromáticos) y ácidos grasos en el caso de cadenas lineales. La degradación anaerobia de compuestos aromáticos implica la reducción de los dobles enlaces del núcleo aromático. El proceso ocurre en tres etapas: activación del sustrato (carboxilaciones, hidroxilaciones anaerobias o formación de tioésteres del correspondiente ácido aromático con el acetil – CoA); ataque enzimático (mediante reductasas) de los intermediarios activados y conversión de los compuestos no cíclicos (como resultado de la ruptura del anillo) en metabolitos centrales. Los compuestos aromáticos pueden ser oxidados a CO 2 por cultivos puros de bacterias que realicen respiración anaerobia (Ejemplo: NO 3- o SO42- para Pseudomonas) o por bacterias fototróficas. En cambio las bacterias metanógenas degradan los compuestos aromáticos en cultivos mixtos (Leahy y Colwell, 1990; Maier y col., 2000).
21
5.5
Concentración de nutrientes
El metabolismo exige fuente de carbono, nitrógeno y fósforo fundamentalmente. El carbono es el elemento más importante por su peso en la nutrición; y representa aproximadamente el 50 % de la masa seca de la célula. Los microorganismos son capaces de emplear desde las formas más oxidadas (CO2) hasta complejos polímeros de alto peso molecular, incluidas sustancias tóxicas y carcinógenas. Así, existen desde los organismos autótrofos que usan CO 2 hasta los organismos heterótrofos que emplean compuestos orgánicos como fuente de carbono. Algunos son muy diversos en sus exigencias tanto en clase como número de compuestos que usan como fuente principal de carbono, mientras otros son muy especializados (Madigan y col., 2004). Es importante destacar que en la mayoría de los casos, los compuestos carbonados no sólo suministran el carbono para las estructuras celulares, también ellos son la fuente de energía metabólica, de este modo muchos organismos obtienen simultáneamente carbono y energía de la misma sustancia, otros necesitan una fuente de energía adicional a la fuente de carbono. Entre las fuentes de carbono más utilizadas se encuentra la glucosa, monosacárido que es utilizado por los microorganismos para obtener energía mediante la glucólisis. También son utilizados frecuentemente los disacáridos como la sacarosa y maltosa; para la asimilación de estos compuestos se hace necesario en la célula microbiana la presencia de enzimas invertasa (glucosidasas y fructosidasas) las cuales desdoblan la molécula de disacárido en los monosacáridos correspondientes para así ser asimilado por los microorganismos y obtener la energía necesaria para llevar a cabo su metabolismo (White, 1995). La fuente de nitrógeno interviene en la síntesis de aminoácidos y enzimas. El nitrógeno se requiere en grandes cantidades porque constituye cerca del 10 % de la masa seca de la célula (forma parte de proteínas, ácidos nucleicos, polímeros de la pared celular de los microorganismos, etc.). Los microorganismos lo obtienen en forma natural como amonios, nitratos, nitritos, compuestos orgánicos que contienen nitrógeno molecular, además de estar presentes en la materia orgánica como grupos aminos (Núñez, 2003). La fuente preferente de nitrógeno es el amonio porque entra directamente al metabolismo y por tanto puede ser usado prácticamente por todos los microorganismos. El nitrato también puede ser usado por algunos microorganismos pero puede en ocasiones retardar el crecimiento antes que se produzcan las enzimas necesarias para la reducción de los mismos (Moat y Foster, 1995). El nitrito es el producto de la reducción del nitrato y de la actividad metabólica de Nitrosomonas y otras 22
especies. Algunos microorganismos reducen éste a amonio o nitrógeno molecular. Alternativamente el nitrito puede ser oxidado a nitrato por especies de Nitrobacter (Gottschalk, 1986). Los organismos fotosintéticos lo asimilan en forma de nitratos, o sea, en forma oxidada, siendo reducidos mediante el metabolismo. Muchos otros organismos no fotosintéticos también lo pueden asimilar en forma oxidada. Es común encontrar microorganismos incapaces de asimilar las formas oxidadas del nitrógeno, siendo necesario suministrarlos en forma reducida (Parés y Juaréz, 1997). Algunas bacterias, tales como Azotobacter , Bacillus , Mycobacterium , Azospirillum y Rhizobium , poseen la capacidad de asimilar el nitrógeno molecular: proceso denominado fijación del nitrógeno, que involucra una reducción preliminar del N 2 a NH 3. Esta capacidad es exclusiva de procariotas y es un proceso lento y está muy difundido en la naturaleza (Madigan y col., 2004). En la biorremediación de ecosistemas terrestres, se ha demostrado que la utilización de la fuente nitrogenada es muy rápida. Los suelos no alcanzan a cubrir todas las necesidades metabólicas y deben ser incorporados en fertilizantes agrícolas en forma de urea o sulfato de amonio y se ha utilizado nitrato (Viñas y col., 2001; Nápoles, 2005). La fuente de fósforo actúa en la formación de los compuestos energéticos celulares que se utilizan en los procesos de síntesis y degradación. El fósforo está presente en los ácidos nucleicos, fosfolípidos, ácido teicoico y en nucleótidos tales como ATP, GTP, NAD + y FAD, éste es suministrado generalmente, como fosfato. Las fuentes de fósforo más utilizadas en cultivos de bacterias son K 2HPO4, KH2PO4, Na2HPO4, NaH2PO4 o mezclas de ellas (Robert y col., 1991). La adición de fuentes de nitrógeno y fósforo inorgánicas, suele tener un efecto positivo incrementando las poblaciones microbianas y las tasas de biodegradación del contaminante. La dosificación de nitrógeno y fósforo se realiza en función de la concentración de carbono con una relación C:N:P 100:10:1 (Viñas y col., 2001; Juteau y col., 2003). Otros autores recomiendan utilizar relaciones de C:N de 100:10 a 1000:10 para la biodegradación de suelos contaminados con hidrocarburos, y dentro de este intervalo se han descrito relaciones de C:N de 600:10, 500:10 y C:N:P de 300:10:1. En general la adición de fuentes inorgánicas de nitrógeno y fósforo es beneficiosa para los procesos de biodegradación, existen estudios que han descrito efectos inhibitorios en la adición de nutrientes inorgánicos. Morgan y Watkinson (citado en Viñas, 2005) describieron una inhibición de la mineralización de fenantreno al añadir nitrógeno inorgánico. Asimismo, el uso excesivo de nutrientes inorgánicos también puede inhibir los procesos de biodegradación. Para evitar el exceso de nutrientes, así como la pérdida de los mismos por lixiviación, también se han utilizado fertilizantes inorgánicos oleofílicos de liberación lenta (Inipol 23
EPA® 22) para la biorremediación de suelos contaminados. Además, para el caso de tratamiento de suelos, es importante destacar que la acción de los nutrientes inorgánicos puede estar limitada debido a la interacción química con los contaminantes del suelo (el amonio puede unir las arcillas por intercambio catiónico y el fosfato puede unirse y precipitar con iones de calcio, hierro y aluminio) (Viñas, 2005).
5.6
Población microbiana
La población microbiana es el factor determinante para que ocurra el proceso de biodegradación. Se necesita una población microbiana adaptada, que posea los enzimas necesarios que catalicen las reacciones de degradación. Los microorganismos pueden degradar los contaminantes en forma de cultivos puros, mixtos o consorcios (Viñas, 1999; Fonseca, 1998) que siempre es más eficiente que el cultivo puro. En los consorcios se establece una compleja interacción de las especies microbianas. En una mezcla de poblaciones microbianas, los consumidores primarios inician el proceso de degradación y los consumidores secundarios utilizan los productos metabólicos de los primeros para degradarlos. Además pueden facilitar el crecimiento de los primarios, suministrándoles productos metabólicos (como factores de crecimiento), eliminando tóxicos mediante cometabolismo y produciendo intercambio de material genético (Alexander, 1999; LaGrega y col., 2001). La adaptación o aclimatación de una comunidad microbiana a un contaminante dado, determina la rapidez con la que el compuesto puede ser transformado y/o mineralizado. Esta adaptación puede ocurrir por tres mecanismos: a) inducción o depresión de enzimas específicos b) cambios genéticos que deriven en nuevas capacidades metabólicas c) enriquecimiento selectivo de microorganismos capaces de transformar un compuesto de interés. Este mecanismo es ampliamente utilizado en la obtención de consorcios microbianos degradadores de xenobióticos complejos (HPAr, PCBs, pesticidas, etc.). El tipo de contaminación influye notablemente en las características de la comunidad microbiana.
5.7
Cometabolismo
El cometabolismo es el proceso a través del cual algunos componentes orgánicos, que los microorganimos no pueden degradar si se hallan como única fuente de carbono, son transformados en presencia de otro sustrato (co – sustrato) natural adicional, por ejemplo azúcares. En hábitats 24
naturales puede suceder la co – utilización simultánea por bacterias aerobias heterótrofas, de muchos sustratos diversos (Bordons y Constantin, 1999; LaGrega y col., 2001). El solvente tricloroetano (TCE), compuesto carcinogénico y resistente a la biodegradación, puede ser degradado cometabólicamente por bacterias metanogénicas que crecen en metano (CH 4) como única fuente de carbono (Alexander, 1999). El tratamiento de suelos contaminados con hidrocarburos requiere una concentración mínima de microorganismos hidrocarbonoclastas de 10 3 a 104 UFC/g suelo y de microorganismos heterótrofos totales de 10 5 a 106 UFC/g de suelo. Si esta masa crítica no fuera suficiente se pueden incorporar microorganismos al suelo mediante inoculación o bioaumentación. También se puede lograr un incremento importante estimulando la población microbiana existente por incorporación de nutrientes (Solanas, 2002). Las causas del cometabolismo son las siguientes: 1. Que el enzima inicial conviertan el sustrato en otro producto que no es sustrato para otros enzimas ni para la producción de energía. 2. Que el sustrato inicial se transforme en un producto que inhiba la actividad de los enzimas que conducen a la mineralización o que inhiba el crecimiento del microorganismo. 3. Que el microorganismo necesite un segundo sustrato para llevar a término alguna reacción determinada (por ejemplo: dador de electrones). Entre las consecuencias ambientales del cometabolismo podemos citar: 1. Las poblaciones microbianas responsables de la transformación cometabólica no aumentan la biomasa como resultado de la introducción del producto en el agua o suelo. Se refleja su incapacidad de utilizarlo para fines biosintéticos (contrasta con la mineralización). 2. Como resultado de esta falta de crecimiento, la velocidad de transformación del xenobiótico no aumenta con el tiempo sino que es bastante baja debido a la pobre población inicial (contrasta con la mineralización). 3. Un producto o varios productos de la transformación pueden acumularse y pueden persistir las características estructurales asociadas a la toxicidad del compuesto debido a que la transformación conduzca a la formación de un producto similar al parental.
25
6 FITORREMEDIACIÓN TERRESTRES
DE
ECOSISTEMAS
ACUÁTICOS
Y
La fitorremediación consiste en la utilización de plantas para eliminar contaminantes orgánicos o inorgánicos aprovechando la capacidad de aquellas para metabolizar o concentrar todo tipo de compuestos químicos y reducir así la contaminación del medio ambiente (Castillo y col., 2005). Algunas plantas, tales como Thlaspi caeruslescens, Viola calaminaria, Arabidopsis thaliana, Brassica juncea, Astragalus bisculatus
y Shewanella putrefaciens , tienen la capacidad de concentrar
metales en sus tejidos, capturar y degradar plaguicidas, explosivos o hidrocarburos del suelo y aguas subterráneas ya sea por sí mismas o a través de la acción de las bacterias que viven en sus raíces. Como las plantas contribuyen a reducir la acción del viento y la lluvia sobre las zonas contaminadas evitan que la contaminación se extienda a otras zonas (Alexander, 1999; Castillo y col., 2005). La fitorremediación es eficaz solo cuando la concentración de contaminantes es reducida y requiere que éstos se encuentren en la rizosfera, profundidad a la que pueden llegar los sistemas radiculares de las plantas. Éstas extraen del subsuelo los contaminantes, que son introducidos en sus tejidos junto con el agua y las sales minerales necesarias para el desarrollo de los vegetales. Los contaminantes se transforman por la acción del metabolismo vegetal en otras moléculas de menor toxicidad o son oxidadas en su totalidad y liberadas a la atmósfera en forma de gases de la respiración. En la tabla 2 se muestran los diferentes tipos de fitorremediación. La fitoextracción de metales pesados se puede llevar a cabo mediante complejos metálicos auxiliares (fitoextracción inducida) o de forma contínua. La fitoextracción inducida tiene lugar una vez las plantas han crecido, tras aplicar el agente quelante (EDTA), mientras que la fitoextracción contínua es simultánea al crecimiento de la planta extractora. Mediante la fitoextracción inducida, las plantas pueden extraer entre 0.2 y 0.5 ton/Ha de Pb al año, lo que implica una duración de décadas para limpiar áreas fuertemente contaminadas. La fitoextracción contínua utiliza plantas que acumulan más de un 1 % del peso seco del tallo en forma de metales (Zn, Ni, Se). Esta capacidad se debe a factores fisiológicos, bioquímicos y genéticos responsables de la acumulación, translocación y resistencia a altas concentraciones de metales (Castillo y col., 2005).
26
Tabla 2: Tipos de fitorremediación
TIPO Fitoextracción
PROCESO INVOLUCRADO
CONTAMINANTE
Concentración de metales pesados en
Cadmio, cobalto, cromo, niquel,
las partes aéreas y cosechables de la
mercurio, plomo, selenio, zinc
planta (Figura 8 a)
Rizofiltración
Absorción, precipitación y
Cadmio, cobalto, cromo, niquel,
concentración de los metales pesados
mercurio, plomo, plomo selenio,
en las raíces a partir de efluentes
zinc isótopos radioactivos,
líquidos contaminados. Degradación
compuestos fenólicos
compuestos orgánicos (Figura 8 b)
Fitoestabilización
Fitoestimulación
Las plantas tolerantes a metales se
Lagunas de desecho de
usan para reducir la movilidad de los
yacimientos mineros. Propuesto
mismos y evitar el pasaje a aguas
para fenólicos y compuestos
subterráneas o al aire.
clorados.
Se usan los exudados radiculares
Hidrocarburos derivados del
para promover el desarrollo de
petróleo y poliaromáticos,
microorganismos degradativos
benceno, tolueno, atrazina, etc
(bacterias y hongos)
Fitovolatilización
Las plantas captan y modifican
Mercurio, selenio y solventes
metales pesados o compuestos
clorados (tetraclorometano y
orgánicos y los liberan a la atmósfera
triclorometano)
con la transpiración.
Fitodegradación
Las plantas acuáticas y terrestres
Municiones (TNT, DNT, RDX,
captan, almacenan y degradan
nitrobenceno, nitrotolueno),
compuestos orgánicos para dar
atrazina, solventes clorados, DDT,
subproductos menos tóxicos o no
pesticidas fosfatados, fenoles y
tóxicos.
nitrilos, etc.
27
a)
b)
Figura 8: Concentración de metales en las plantas mediante Fitoextracción (a) y Rizofiltración (b).
28
7 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS La biorremediación de suelos contaminados ya sea in situ o ex situ puede realizarse por varias vías. (Figura 9).
BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS
In situ
Inyección de oxígeno y nutrientes
Zona vadosa (no saturada)
Bioventilación
Zona no vadosa (saturada)
Aire en superficie
Ex situ
Biolabranza
Compostaje
Biorreactores
Fase líquida
Biopilas
Fase sólida
Figura 9: Sistemas de biorremediación de suelos según clasificación.
7.1
Biorremediación in situ de suelos contaminados
La biorremediación in situ implica la adición de oxígeno ya sea por aireación artificial o aceptores de electrones tanto en la zona vadosa como en la no vadosa. En ocasiones se añade peróxido de hidrógeno (H 2O2) u ozono (O 3) disuelto en agua. Si a la fase acuosa, además de oxígeno se le añaden nutrientes, no suele ser necesaria la adición de bacterias. En la zona vadosa la aireación se lleva a cabo por bioventilación (bioventing), inyectando el aire a presión para estimular la degradación aerobia del contaminante; mientras que en la zona no vadosa se lleva a cabo por aireación en superficie (air sparging), también inyectando el aire a presión para estimular la biodegradación microbiana y eliminar los contaminantes volátiles. La aireación va a 29
favorecer la degradación de los compuestos capaces de volatilizarse, facilitando la migración de la fase volátil de los contaminantes, y por la actividad microbiana (Bossert y Bartha, 1984; Trejo, 1997; Atlas y Bartha, 2002; Orozco y col., 2004).
7.2
Biorremediación ex situ de suelos contaminados
La biorremediación de suelos ex situ se lleva a cabo mediante biolabranza (landfarming), biopilas (biopiles), compostaje (composting) y biorreactores de fase sólida (solid phase bioreactor) o líquida (liquid phase bioreactor).
7.2.1 Biolabranza La biolabranza (llamada también cultivo de la tierra) consiste en esparcir los suelos contaminados excavados en una capa delgada sobre una superficie impermeable (Figura 10), estimulando la actividad microbiana mediante aireación y adición de nutrientes y humedad. El sistema lleva implícito un colector de lixiviados que escurran. Sobre la superficie impermeable suele depositarse suelo tratado y se añade suelo contaminado para reiniciar el proceso. Periódicamente se voltea o “labra” la tierra esparcida para estimular la actividad degradativa de las poblaciones indígenas (Bossert y Bartha, 1984; Trejo, 1997; Orozco y col., 2004). En este tratamiento, la humedad se controla por la adición periódica de agua. En algunos casos los suelos contaminados son excavados y tratados en un sitio donde la migración de contaminantes puede ser regulada por la construcción de barreras de lixiviación de arcilla compacta o plástico de modo que los lixiviados no se escurran al manto freático (Solanas, 2002). El cultivo de la tierra posibilita combinar la bioaumentación y la bioestimulación. Los procesos degradativos que ocurren durante la biolabranza son principalmente biológicos. La oxidación fotoquímica y la volatilización están frecuentemente limitadas
si el proceso tiene
lugar en zonas cerradas, lo cual evita la pérdida por evaporación y la emisión a su vez de contaminantes volátiles a la atmósfera (Alexander, 1999).
30
Nutrientes
Suelo contaminado Suelo tratado Capa impermeable
Figura 10: Representación esquemática de biolabranza El cultivo de la tierra o biolabranza es muy útil en la degradación de hidrocarburos pesados del petróleo (diesel, fuel oil) y policíclicos aromáticos (HPAs), no siendo muy efectivo en el tratamiento de sedimentos contaminados con pentaclorofenoles (PCP), creosota y carbón (Mueller y col., 1991).
Las limitaciones que tiene la biolabranza en el tratamiento de suelos contaminados son:
Requiere de grandes emplazamientos para su aplicación
Algunas condiciones que afectan la degradación biológica de los contaminantes (temperatura y lluvia) son incontrolables, incrementando el tiempo en que se efectúa la biorremediación
7.2.2 Biopilas La técnica de biopilas se basa en la formación de pilas no mayor de 2 metros de altura de material biodegradable, formadas por suelo contaminado y materia orgánica en condiciones favorables para el desarrollo de los procesos de biodegradación de los contaminantes. Estas pilas pueden ser aireadas de forma activa (biopilas dinámicas), volteando la pila, o de forma pasiva (biopilas estáticas), mediante tubos perforados de aireación. Se estimula la actividad microbiana por adición de nutrientes y humedad (Bossert y Bartha, 1984; Trejo, 1997; Jorgensen y col., 2000). 31
Las biopilas se diferencian del compostaje en que la cantidad de materia orgánica añadida a la pila es menor que en la pila de compostaje ya que el objetivo no es obtener compost sino acelerar la degradación de contaminantes. La materia orgánica en la biopila (compost, virutas de madera, etc.) mejora la estructura del suelo y favorece el proceso de biodegradación al actuar como co-sustrato. El sistema de biopilas alargadas es más económico y sencillo. En éstas, el material se apila sobre una plataforma en montones alargados (Figura 11) y la aireación se realiza mediante el mezclado manual o mecánico, proceso que a su vez permite homogeneizar la temperatura. El mezclado de la pila proporciona una mayor distribución y facilita la biodegradación de los contaminantes, ya que permite la homogenización de los nutrientes, agua, aire, contaminantes y microorganismos.
cubierta
biopila
Figura 11: Representación esquemática de un sistema de biopilas alargadas A diferencia de las anteriores, las biopilas estáticas no necesitan mezclarse mecánicamente, ya que la aireación y homogeneización del calor se lleva a cabo por medio de un sistema de inyección (compresor) o extracción (vacío) de aire, mediante tubos colocados en la base alineados paralelamente a lo largo de la pila (Figura 12). En las biopilas estáticas, normalmente se emplea un sistema de extracción de aire, ya que ello permite la eliminación de los vapores de cierta fracción de compuestos orgánicos volátiles que llegan a ser removidos del suelo contaminado durante el proceso de aireación. Estos vapores son enviados a un sistema de biofiltración u oxidación catalítica para su tratamiento. El uso de un sistema de inyección o extracción de aire en este tipo de biopila, permite el control manual o automático de la velocidad del flujo de aire que provee de oxígeno al proceso, permitiendo así establecer una relación entre el flujo de aire y la actividad microbiana en el tiempo. 32
Cubierta
Biopila Base
Bomba de vací o
Filtro
Figura 12: Representación esquemática de un sistema de biopilas estáticas Muchos contaminantes orgánicos son removidos satisfactoriamente utilizando biopilas, entre éstos encontramos plaguicidas, hidrocarburos aromáticos halogenados e hidrocarburos del petróleo. Este tratamiento se puede utilizar tanto a escala piloto como a escala de campo, especialmente para hidrocarburos del petróleo (Samson y col., 1994; Koning y col., 1998), hidrocarburos poliaromáticos (Porta y col., 1994) y clorofenoles (Laine y Jorgensen, 1998). Jorgensen y colaboradores aplicaron la tecnología de compostaje en biopilas, es decir, combinaron los tratamientos de abono y biopila, a escala de campo en la biorremediación de suelos contaminados con diesel y aceites lubricantes (Jorgensen y col., 2000). El tratamiento por biopilas presenta los siguientes incovenientes o limitaciones:
Requiere de la excavación del suelo contaminado
Las pruebas de tratabilidad deben ser aplicadas para determinar la biodegradabilidad de los contaminantes, así como la oxigenación y nutrientes apropiados
En las biopilas estáticas podrían ocurrir una pérdida de uniformidad durante el tratamiento respecto a aquellos con mezclado periódico
7.2.3 Compostaje En el tratamiento por compostaje el material contaminado es mezclado con sustancias orgánicas fácilmente degradables, tales como estiércol, paja fresca, astillas de madera, tusas de maíz, entre otros, para formar pilas o montones (Figura 13). La materia orgánica añadida contribuye a incrementar la porosidad de la pila para facilitar el flujo de aire. Es un proceso
33
estrictamente aerobio, con una etapa de autocalentamiento, lo cual estimula la proliferación de microorganismos termófilos. Se añaden nutrientes, agua y se remueve mecánicamente a intervalos regulares. Durante el crecimiento microbiano, en el material sólido orgánico, el calor producido no se disipa adecuadamente; alcanzándose valores muy altos de temperatura entre 50 y 60 ºC que favorece la máxima degradación del contaminante (Viñas, 1999; Viñas y col., 2001). El tratamiento contaminados
con
por compostaje
ha sido
utilizado en
el tratamiento de suelos
clorofenoles y HPAs (Alexander, 1999).
Agua
Olores
Aire
Drenaje Figura 13: Compostaje
Las limitaciones que presenta el tratamiento por compostaje son:
Requiere una superficie muy grande.
Implica la excavación de suelos contaminados lo que podría ocasionar el no control de los contaminantes orgánicos volátiles.
Aunque los niveles de metales son reducidos por dilución, los metales pesados no son tratados por este método.
El costo del tratamiento por compostaje varía con la cantidad de material a tratar, la fracción de suelo en la pila y el tipo de contaminante.
34
7.2.4 Biorreactores Los biorreactores vía suspensión se utilizan para la biorrecuperación de terrenos contaminados. Los suelos o lodos contaminados se introducen en un reactor con suficiente agua para permitir la mezcla contínua. El volumen de agua en la mezcla depende de la concentración del contaminante. Normalmente se optimiza la biorrecuperación añadiendo nutrientes (orgánicos o inorgánicos), controlando el pH, la temperatura y oxígeno disuelto. Dentro de los reactores, los microorganismos están en contacto con el suelo contaminado. El tamaño de los biorreactores comerciales oscilan desde 3 m de altura y 15 m de diámetro hasta 4.4 m de altura y 7.6 m de diámetro (Castillo y col., 2005). Los reactores son muy costosos por el alto grado de ingenierización del proceso. El principio del reactor de fase sólida es la descomposición mecánica del suelo por mezcla intensiva de los componentes en un recipiente cerrado (reactor). Se opera con un contenido de agua menor del 60 %. El reactor de fase líquida (Figura 14), también conocido por el término en inglés slurry phase, se utiliza para partículas muy finas del suelo altamente contaminadas con un alto grado de recirculación del agua, la cual debe ser filtrada después. La aireación o suministro de oxígeno se consigue mediante diversos sistemas:
Aireación difusa: el oxígeno se suministra haciendo pasar aire a través de unos dispositivos porosos (de cerámica) que suelen estar colocados en el fondo del tanque.
Turbina difusora: son sistemas combinados de aireación mecánica y difusa, en los que el aire es introducido bajo una turbina de alambres planos situados en la parte baja del reactor. En este caso el aire se fracciona en pequeñas burbujas lo que origina unas buenas características de mezclado y transferencia.
Aireación superficial: está originado por una turbina situada en la parte superficial del reactor. Cuando dicha turbina gira, el agua es arrastrada hacia arriba en pequeñas gotas. Estas gotas proporcionan una buena superficie de transferencia de oxígeno y la turbulencia general resultante proporciona un buen mezclado.
Algunos biorreactores son inoculados con cultivos mixtos o especies microbianas con alta actividad degradativa (Solanas, 2002). Una vez concluido el tratamiento, son separados el agua y los sólidos, sometiéndose estos a un posterior tratamiento si todavía contienen contaminantes (Langwaldt y Puhakka, 2000). La biorremediación por biorreactores de fase líquida ha sido muy utilizada en la restauración de suelos y sedimentos contaminados con explosivos, hidrocarburos del petróleo, 35
productos petroquímicos, solventes, plaguicidas, preservantes de madera y otros compuestos químicos orgánicos (Mueller y col., 1991; Arostein y Alexander, 1992), no obstante presenta las siguientes limitaciones:
Requiere la excavación de suelos medianamente contaminados
Los suelos no homogéneos y arcillosos son difíciles de manipular
No lleva implícito el reciclaje de las aguas residuales derivadas del proceso
La separación de las fases (sólida y líquida) después del tratamiento es muy costosa (Solanas 2002)
Nutrientes, suelo
Clarificador
efluente Tratamiento de aguas residuales aire Lodo tratado
Figura 14: Biorreactor en fase líquida
36
8 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS La biorremediación in situ de aguas subterráneas se puede realizar por bioventilación, aire en superficie y por bombeo. Las técnicas más utilizadas en la biorremediación de acuíferos subterráneos y en la eliminación de desechos orgánicos biodegradables en zonas industriales implican suministro de oxígeno y nutrientes por tiempo prolongado, por lo que el oxígeno es considerado el factor limitante más importante para la biorremediación in situ para aguas de este tipo. Existen compuestos como los halocarbonados cuya degradación se ve favorecida en condiciones anóxicas (Sulfita y col,. 1982). La ventilación de la zona no saturada o vadosa (bioventilación) es una técnica que suministra oxígeno directamente al sitio de contaminación para estimular la degradación aerobia del contaminante. La ventilación de la zona saturada o no vadosa (air sparging, en español aire en superficie) consiste en transferir oxígeno hacia la zona saturada para estimular la biodegradación microbiana y fomentar la eliminación de contaminantes orgánicos volátiles no hidrosolubles. El método sencillo de este tratamiento sería la transferencia directa de los contaminantes volátiles a la atmósfera, donde finalmente podrían fotodegradarse. Un método más avanzado sería eliminar los contaminantes del aire efluente mediante biofiltración, carbón activado o por combustión. En estos casos donde el contaminante es extraído en estado gaseoso, la ventilación se utiliza acoplada a un sistema de extracción de vapor (Pérez, 2003). En los lugares donde la solubilidad del oxígeno en agua es baja, como es el caso de aguas subterráneas, se realiza un bombeo de una solución diluída de peróxido de hidrógeno (H 2O2). El suministro de oxígeno y nutrientes puede realizarse mediante la técnica de bombeo y depuración (pump and treat) (Figura 15), que consiste en bombear el agua a la superficie, depurarla y reinyectarla, con lo que se sustenta el metabolismo biodegradador de los microorganismos autóctonos (Alexander, 1999; Nápoles, 2005).
37
Figura 15: Técnica de bombeo y depuración para el tratamiento de aguas subterráneas.
38
9 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AIRE Para combatir la contaminación atmosférica se han desarrollado tecnologías físicas, químicas y biológicas de tratamiento de efluentes gaseosos, tales como la depuración biológica de gases, en la cual se aprovecha la capacidad que tienen los microorganismos para degradar los contaminantes obteniéndose principalmente agua y CO 2 (Thalasso y Pineda, 2002).
9.1
Microorganismos más utilizados en el tratamiento de gases contaminados
La capacidad de degradación de los microorganismos involucrados en los procesos de depuración biológica de gases depende de las características de los contaminantes. Para compuestos o mezclas biogénicas es fácil encontrar microorganismos que degraden los contaminantes a partir de suelos contaminados, lodos activados y compostas. La biodegradación de compuestos más recalcitrantes requiere un proceso de selección para encontrar microorganismos eficientes para su oxidación. Para compuestos altamente recalcitrantes, como algunos aromáticos y ciertos clorados de alto peso molecular, se necesita la presencia de otros compuestos orgánicos para poder realizar la oxidación (cometabolismo). Las fuentes más comunes para encontrar los microorganismos necesarios para el proceso son generalmente las plantas de tratamiento de agua que reciben las descargas de las industrias en donde se generan estos contaminantes (Thalasso y Pineda, 2002).. Entre los microorganismos más frecuentes en la depuración de gases encontramos en el grupo de bacterias: Bacillus cereus, Pseudomonas putida , Pseudomonas fluorescens , Micrococcus Cephalosporium sp
y entre los hongos: Penicillium sp, Circinella , Actinomycetes (Castillo y col.,
2005; http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra.html , mayo 2007).
9.2
Tecnologías para el tratamiento de gases
Existen tres tecnologías principales de tratamiento biológico de gases: los biolavadores, las columnas empacadas, también llamadas filtros percoladores, y los biofiltros. Estas tecnologías difieren por la presencia o ausencia de un soporte, la naturaleza orgánica o sintética del soporte utilizado, la presencia o ausencia de una fase líquida móvil y por la capacidad de tratar diferentes contaminantes. 39
9.2.1 Biolavadores El biolavado es una tecnología de tratamiento en dos etapas. En la primera etapa, el gas contaminado entra en contacto con una fase líquida que absorbe los contaminantes, es decir, el compuesto a degradar es absorbido en la fase líquida localizada en una torre de absorción llena de líquido. La operación consiste en hacer fluir el gas a contracorriente a través del líquido, donde los contaminantes y el O 2 son absorbidos. Luego el líquido es tratado mediante un proceso biológico tradicional (ejemplo: proceso de lodos activados). En esta etapa, el líquido es alimentado a un reactor empacado de un material inerte cubierto de la película biológica encargada de degradar al contaminante
(Thalasso
y
Pineda,
2002,
Ramírez
y
col.,
2006;
http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra.html , mayo 2007). Los biolavadores son los sistemas más adecuados para el tratamiento de compuestos muy solubles en agua. Las principales ventajas de los biolavadores son:
La recirculación del líquido permite que no se acumulen productos que pudieran tener efectos nocivos para los microorganismos
La facilidad de control del proceso biológico a través de la composición del medio líquido
Es una tecnología sencilla
Sin embargo, el requerimiento de dos equipos, uno para la absorción y otro para la biodegradación del contaminante, los hace poco convenientes con respecto a los biofiltros de lecho escurrido. Otras desventajas que poseen los biolavadores son la baja superficie de contacto gas – líquido, genera lodo residual y no soporta períodos de tiempo sin alimentación.
9.2.2 Filtros percoladores Los filtros percoladores, tecnología bien conocida en el ámbito físico - químico, realizan la absorción y degradación de los contaminantes en una sola etapa. Con este propósito, el gas contaminado y un medio de cultivo líquido circulan (generalmente en contracorriente) a través de una columna que contiene un soporte inorgánico (anillos Raschig). La presencia de los contaminantes y del líquido nutritivo favorece el crecimiento de microorganismos, en forma de biopelícula sobre el soporte, asegurando que el filtro sea biológicamente activo y por lo tanto, capaz de depurar el gas contaminado. Esta tecnología se distingue por su capacidad para tratar contaminantes medianamente solubles en agua pero también por su sensibilidad y relativamente difícil control (Thalasso y Pineda, 2002). 40
9.2.3 Biofiltración La biofiltración se define como todo proceso biológico utilizado para el control o tratamiento de compuestos volátiles orgánicos e inorgánicos presentes en la fase gaseosa y es la tecnología de tratamiento biológico de gas más utilizada. Los microorganismos son los responsables de la degradación biológica de los contaminantes volátiles contenidos en corrientes de aire residual (Thalasso y Pineda, 2002, http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra.html , mayo 2007). Se caracteriza por el uso de un soporte orgánico (aserrín, turba, composta, etc.) que provee los nutrientes necesarios para el crecimiento de los microorganismos, transformando el soporte orgánico en un filtro biológicamente activo. Al pasar el aire contaminado a través del lecho, los microorganismos presentes en la superficie del soporte degradan los contaminantes (Thalasso y Pineda, 2002; http://www.epa.gov/ttn/catc/dir2/fbiorects.pdf , julio 2004). El material filtrante debe tener una buena capacidad de retención de agua, ya que los microorganismos requieren de una importante cantidad de agua para crecer. El rango óptimo de humedad del material filtrante en sistemas de biofiltración se considera entre 40 y 60%. Un bajo contenido en el lecho filtrante reduce el espesor de la biopelícula y disminuye la actividad microbiológica y, por consiguiente, la actividad del biofiltro. Por otro lado, un elevado contenido de humedad puede crear una saturación, provocando zonas anaerobias o incrementar la caída de presión. El soporte utilizado en los biofiltros debe ser reemplazado. Los soportes orgánicos sirven de fuente de nutrientes para los microorganismos y por lo tanto se degradan o se agotan las reservas de nutrientes disponibles. La frecuencia de reemplazo de los soportes es muy variable y depende del tipo de gas tratado (http://www.epa.gov/ttn/catc/dir2/fbiorects.pdf , julio 2004). El pH de estos sistemas debe ser regulado con compuestos tales como carbonatos de calcio ya que numerosos procesos de oxidación generan productos ácidos, básicos o inhibitorios, como los compuestos clorados, azufrados y amonio entre otros. Según las condiciones en las que se encuentran los microorganismos en el sistema y del patrón de flujo de la fase líquida, los biofiltros pueden ser de lecho fijo (BLF) y de lecho escurrido (BLE).
9.2.3.1 Biofiltros de lecho fijo (BLF) Los biofiltros de lecho fijo (BLF) constan de un lecho empacado (material filtrante) que puede ser sintético u orgánico y sirve de soporte a los microorganismos y en el caso de los orgánicos como 41
fuente de nutrientes para el crecimiento microbiano. Ejemplos de materiales filtrantes utilizados en este tipo de filtros son rocas porosas, tierra de diatomeas, perlita, tierra, trozos de maderas, diferentes tipos de compostas, residuos orgánicos tales como cáscaras de arroz o de coco, fibra de caña de azúcar, entre otros. El principio de los biofiltros de lecho fijo consiste en hacer pasar la corriente gaseosa saturada de humedad que contiene al contaminante a través del lecho en donde los contaminantes son degradados por los microorganismos. Una característica importante de los BLF es la ausencia de la fase acuosa móvil que los hace convenientes para tratar contaminantes muy poco solubles en agua (http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra.html , mayo 2007).
9.2.3.2 Biofiltros de lecho escurrido (BLE) El biofiltro de lecho escurrido (BLE) consiste de una columna empacada con un soporte inerte (usualmente de material cerámico o plástico) donde se desarrolla la biopelícula. A través del lecho se alimenta una corriente gaseosa que contiene al sustrato a biodegradar y una corriente líquida que es comúnmente reciclada a través del lecho y que tiene la función de aportar nutrientes esenciales a la biopelícula, así como remover los productos de degradación de los microorganismos. Estos sistemas se recomiendan para compuestos solubles en agua. Los BLE tienen ventajas similares que los biolavadores, ya que la recirculación del líquido facilita la eliminación de los productos de reacción además de un mayor control sobre el proceso biológico a través del control del pH y la composición del medio líquido. La operación de absorción y biodegradación del contaminante en los BLE se lleva a cabo en un solo reactor, lo cual los pone en ventaja sobre los biolavadores respecto
a
la
operación
del
mismo
(Thalasso
y
Pineda,
2002,
http://www.ine.gob.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra.html , mayo 2007). Se ha reportado que en ambos sistemas de biofiltración el principal problema de operación es la solubilización del gas en la fase acuosa, aunque es menos crítico en los BLE.
42
9.2.3.3 Ventajas y desventajas de los sistemas de biofiltración Tabla 3: Ventajas y desventajas de los sistemas de biofiltración
TIPO DE BIOFILTRO Biofiltro de Lecho Fijo
VENTAJAS
DESVENTAJAS
Altas superficies de contacto gas- Poco
control
sobre
líquido
fenómenos de reacción
Fácil arranque y operación.
Baja
Bajos costos de inversión
fluctuaciones de flujo de gas
Soporta periodos sin alimentación
Grandes
Conveniente
para
adaptación
a
volúmenes
altas de
operación reactor
intermitente
No
conveniente
No produce agua de desecho
tratamiento de contaminantes cuyos
subproductos
para son
compuestos ácidos. Biofiltro Escurrido
de
Lecho Control
de
concentración
sustratos
de Baja superficie de contacto gas-líquido
Posibilidad de evitar acumulación Generación de lodos de subproductos
No
resiste
Equipos compactos
alimentación
Baja caída de presión
Necesidad
periodos de
sin
suministrar
Alta transferencia de oxígeno y del nutrientes contaminante
Arranque complejo Altos costos de inversión, operación y mantenimiento Taponamiento por biomasa Producción
de
agua
de
desecho No
conveniente
para
tratamiento de contaminantes cuyos
subproductos
son
compuestos ácidos. 43
10 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE El hombre en su desarrollo como especie tuvo necesidad de relacionarse entre sí, surgiendo las primeras sociedades que modificaron sustancialmente la relación hombre – naturaleza. Es a partir de este momento que comienza a modificar su medio. En la segunda mitad del siglo XX se dan las condiciones que marcan la necesidad del Derecho Ambiental, el cual se caracteriza por ser un saber jurídico, fundamentado en sólidos conocimientos multidisciplinarios. Es una ciencia jurídica en formación y por tanto enfrentada obligatoriamente a una elaboración teórica (Caraballo y col., 2006). Tanto en el ámbito nacional, regional como internacional existen instrumentos jurídicos establecidos que recogen y defienden los intereses estatales y la sociedad en general, siendo el hombre el principal ejecutor y al mismo tiempo destinatario de estas normas legales. Entre los instrumentos jurídicos internacionales se pueden mencionar el Protocolo de Montreal, la Convención de Basilea, el Convenio de Estocolmo, el Convenio de Rotterdan, la Carta Mundial de la Naturaleza y el Convenio sobre Evaluación de Impacto Ambiental en el Medio Ambiente. El Protocolo de Montreal compromete a las partes a adoptar medidas concretas para proteger la capa de ozono, reduciendo o poniendo fin a la producción y consumo de sustancias controladas tales como los CFCs. La Convención de Basilea recoge el control de los movimientos transfronterizos de desechos peligrosos y su eliminación ( http://www.sinia.cl/192/fo-article-34552.pdf , septiembre 2007; http://www.geocities.com/rap-al/convenio5.htm, septiembre 2007). Por otra parte, en el Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs) se establecen medidas para la eliminación de la producción y uso de sustancias químicas tóxicas, persistentes y bioacumulables en los organismos, que causan diversos efectos negativos en la salud humana y en el ambiente. Son mezclas y compuestos químicos a base de carbono, entre los que se incluyen compuestos industriales como los PCBs, plaguicidas como el DDT y sustancias tóxicas como las dioxinas. Los COPs son principalmente productos y subproductos de la actividad industrial, de origen relativamente reciente ( http://www.nip.gov.uy/docu/librillo.pdf , septiembre 2007; http://www.conama.cl/portal/1301/printer-34824.html , septiembre 2007). La entrada en vigor del Convenio de Estocolmo representa un avance en la lucha global contra la contaminación del planeta y plantea una serie de retos y oportunidades para las organizaciones 44
ciudadanas que promueven la protección de la salud y el medio ambiente y la búsqueda de alternativas al uso de plaguicidas químicos (Caraballo y col., 2006; Serrano y col., 2006). El Convenio de Rotterdan trata sobre los procedimientos aplicables a ciertos plaguicidas y productos químicos; la Carta Mundial de la Naturaleza y el Convenio sobre Evaluación de Impacto Ambiental en el Medio Ambiente, aparecen como respuesta a la necesidad de asegurar un desarrollo ecológicamente racional y sostenible. La Conferencia de Naciones Unidas sobre medio Ambiente y Desarrollo, conocida como la Cumbre de Río, logró un mayor consenso y reconocimiento de las prácticas de Evaluación de Impacto Ambiental entre las naciones (Serrano y col., 2006). En el caso de Cuba, con la constitución del Ministerio de Ciencia, Tecnología y Medio Ambiente, en 1994, se establecieron instrumentos y leyes para la protección ambiental tales como la Resolución No 168/1995 Reglamento para la Evaluación de Impacto Ambiental y el Otorgamiento de Licencias Ambientales; y posteriormente en 1997, la Ley 81 del Medio Ambiente que establece los principios y normas básicas de la gestión ambiental (Caraballo y col., 2006).
45
11 BIBLIOGRAFÍA Abalos, A.; Viñas, M.; Sabaté, M.A.; Manresa, A.; Solanas, A.M. 2004. Enhanced biodegradation of Casablanca crude oil by a microbial consortium on presence of a rhamnolipid produced by Pseudomonas aeruginosa AT10. Biodegradation 15: 249-260 Alexander, M. 1999. Biodegradation and bioremediation. Second Edition. Academics Press. New York. pp 453 Arostein, N. y Alexander, M. 1992. Environ. Toxicol. Chem. 11. pp 1227 – 1233 citado en Alexander, 1999. Atlas, R. M. 1991. Microbial hydrocarbon degradation – bioremediation of oil spills. J. Chem. Tech. Biotechnol. 52:149 – 156 Atlas, R. y Bartha, R. 2002. Ecología microbiana y microbiología ambiental. Pearson Education, SA. Madrid. pp 329 – 380, 553 – 593. Bezalel, L.; Hadar, V.; Cerniglia, C. 1998. Degradation of polycyclic aromatic hydrocarbon by the white – rot fungus Pleurotus Ostreatus. Advance in Biotechnol. pp 405 – 421. Blackburn, J y Hafker, W. 1993. The impact of biochemistry, bioavailability and bioactivity on the selection of bioremediation techniques. TIBTECH. 11. pp 328 Bordons, A.; Constantin, M. 1999. Introducción a la biotecnología ambiental. ED Universitat Rovira Virgill. Tarragona. España. pp 111. Bossert, I.; Bartha, R. 1984. The fate of petroleum in soils ecosystem. Petroleum Microbiology. Mac Millan Publishing Co, New York. pp 435 – 474 Cabrerizo, P.; Expósito, H. y Fabra, A. 1999. Biorremediación de vertidos petrolíferos. pp 6 Caraballo, L. y col. 2006. Curso Derecho y Medio Ambiente. Parte 1 y 2. Editorial Academia pp 16 Castillo, F. y col. 2005. Biotecnología ambiental. Editorial TÉBAR, S. L. Madrid. pp 591 Cerniglia, C. E. 1992. Biodegradation of polycyclic aromatics hydrocarbon. Biodegradation. 3:351 – 368 Cubitto, M.; Morán, A.; Commendatore, M.; Chiarello, M. ; Baldini, M.; Siñeriz, F. 2004. Effects of Bacillus subtilis O9 biosurfactant on the bioremediation of crude oil – polluted soils. Biodegradation 15: 281-287 Dagher, F.; Déziel, E.; Lirette, P.; Paquette, G. ; Bisaaillon, J. G. ; Villemer, R. 1997. Comparative study of five polycyclic aromatic hydrocarbon degrading bacterial strains isolated from contaminated soils. Microbiol. 43:368-377 46
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