ii A MI MADRE Y HERMANAS PATI Y ROSI: SABIENDO QUE NO EXISTIRÁ UNA FORMA DE AGRADECER UNA VIDA DE SACRIFICIO Y ESFUERZO, QUIERO QUE SIENTAN QUE EL OBJETIVO LOGRADO TAMBIÉN ES SUYO, Y QUE LA FUERZA QUE ME AYUDÓ A CONSEGUIRLO FUE SU APOYO. CON MUCHO CARIÑO iii AGRADECIMIENTOS A la Universidad Autónoma Chapingo, al Departamento de Suelos, por haberme brindado la oportunidad de formarme profesionalmente. Al laboratorio de Ecología de Suelos, Departamento de Biotecnología y Bioingeniería del CINVESTAV, por darme la oportunidad de realizar mí proyecto de investigación. A mis profesores David Cristóbal, Langen, Rafael, Reynita, Prócoro sabiendo que su apoyo y consejos me han influenciado para ser una mejor persona. Al Dr. Fabián Fernández Luqueño, porque además de ser un buen asesor es un buen amigo, gracias por los consejos, por la confianza, dedicación y dirección de esta investigación. A Jaime, Jorge Daniel, Joaquín, Corazón y Rocío por los gratos momentos de alegría que compartimos juntos, recuerdos que forman parte de una etapa importante de mi vida. En memoria del Ing. Gonzalo Arriaga Durán†, compañero y amigo. iv ÍNDICE LISTA DE CUADROS ..................................................................................................VII LISTA DE FIGURAS ................................................................................................... VIII RESUMEN ......................................................................................................... IX SUMMARY ......................................................................................................... X INTRODUCCIÓN ......................................................................................... 1 I. II. OBJETIVOS................................................................................................. 4 2.1 GENERAL ............................................................................................................. 4 2.2 PARTICULARES .................................................................................................... 4 III. HIPÓTESIS............................................................................................... 4 IV. REVISIÓN DE LITERATURA .................................................................. 5 4.1 EL PETRÓLEO ...................................................................................................... 5 4.1.1 Parafinas (Compuestos acíclicos saturados) ....................................... 6 4.1.2 Compuestos de Hetero-átomos .............................................................. 6 4.1.3 Olefinas (compuestos acíclicos no saturados) ..................................... 7 4.1.4 Naftenos e Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos .............................. 8 4.2 HIDROCARBUROS POLICÍCLICOS AROMÁTICOS ................................................ 8 4.2.1 Clasificación de HAPs .............................................................................. 9 4.2.2 Características físicas ............................................................................ 10 4.2.3 Características químicas........................................................................ 11 4.2.4 Mecanismos de emisión de los HAPs ................................................. 11 4.2.5 HAPs más comunes ............................................................................... 13 4.2.6 Fenantreno ............................................................................................... 16 4.2.7 Antraceno ................................................................................................. 17 4.3 PROBLEMÁTICA AMBIENTAL DE LOS HIDROCARBUROS ..................................... 18 4.3.1 Daños a la salud humana ...................................................................... 19 4.3.2 Daños al ambiente .................................................................................. 23 4.3.2.1 Comportamiento de HAPs en el agua .............................................. 25 4.3.2.2 Efecto de los HAPs en el mar ............................................................ 26 4.3.2.3 Efecto de HAPs en las plantas .......................................................... 28 4.3.2.4 Efecto de HAPs en el suelo ............................................................... 28 4.4 EL PETRÓLEO EN MÉXICO ................................................................................. 33 4.4.1 Panorama Mundial .................................................................................. 33 4.4.2 Comercio internacional del petróleo .................................................... 36 v 4.4.3 Panorama nacional ................................................................................. 38 4.5 DERRAMES DE PETRÓLEO EN MÉXICO ............................................................. 40 4.6 NORMATIVIDAD EN MÉXICO DE HAPS .............................................................. 42 4.8 PRINCIPIOS GENERALES DEL METABOLISMO DE HAPS .................................... 52 4.9 SUELOS AFECTADOS POR SALES ...................................................................... 59 4.9.1 Suelos salinos.......................................................................................... 60 4.9.1.1 Tolerancia de los cultivos a la salinidad de suelos ........................ 61 5. SUELOS SÓDICOS ................................................................................................ 63 5.1 SUELOS ALCALINOS........................................................................................... 64 5.2 LODOS DE AGUAS RESIDUALES ......................................................................... 65 VI. MATERIALES Y MÉTODOS ................................................................. 66 6.1 DESCRIPCIÓN DEL ÁREA Y MUESTREO DE SUELO ............................................. 66 6.2 CARACTERÍSTICAS DE LOS HAPS Y DEL BIOSÓLIDO ........................................ 68 6.3 PREPARACIÓN DEL SUELO, TRATAMIENTOS Y MONTAJE DEL EXPERIMENTO .... 69 6.4 ANÁLISIS QUÍMICO ............................................................................................. 72 6.5 ANÁLISIS DE HAPS .......................................................................................... 73 6.6 ANÁLISIS ESTADÍSTICO ...................................................................................... 74 VII. RESULTADOS ....................................................................................... 75 7.1 EMISIÓN DE CO2 ............................................................................................... 75 7.2 DINÁMICAS DE NH4+, NO2- Y NO3 ................................................................... 75 7.3 CONCENTRACIÓN DE ANTRACENO Y FENANTRENO ......................................... 83 VIII. DISCUSIÓN ............................................................................................ 87 8.1 EMISIÓN DE CO2 ............................................................................................... 87 8.2 DINÁMICAS DE N MINERAL ................................................................................ 88 8.3 DINÁMICAS DE HAPS ........................................................................................ 90 IX. CONCLUSIONES .................................................................................. 95 X. AGRADECIMIENTOS ............................................................................... 96 XI. LITERATURA CITADA .......................................................................... 97 vi LISTA DE CUADROS Cuadro 1. Concentraciones típicas de Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (HAPs) en diferentes fuentes . ...................................................................... 13 Cuadro 2. Propiedades de algunos HAPs más comunes ............................. 15 Cuadro 3. Datos relativos a los efectos carcinogénicos, genotóxicos y mutagénicos de algunos HAPs . ................................................................... 20 Cuadro 4. Principales HAPs considerados por la ASTDR ............................ 21 Cuadro 5. Factor equivalente de toxicidad (FTE) para varios HAPs . ........... 22 Cuadro 6. Principales países productores de petróleo ................................. 36 Cuadro 7. Principales países importadores de crudo, 2006 y 2007 (miles de barriles diarios) ............................................................................................. 37 Cuadro 8. Principales países exportadores de crudo, 2006 y 2007 .............. 38 Cuadro 9. Límites máximos permisibles para hidrocarburos específicos en suelo (NOM-138-SEMARNAT/SS-2003). ..................................................... 43 Cuadro 10. Concentraciones máximas permisibles (CMP) basadas en datos ecotoxicológicos............................................................................................ 44 Cuadro 11. Fenantreno y antraceno oxidados por diferentes especies de microorganismo . .......................................................................................... 55 Cuadro 12. Sales más comunes encontradas en el suelo ............................ 60 Cuadro 13. Clasificación del suelo y su efecto general sobre los cultivos a partir de la CE en el extracto de saturación ................................................. 61 Cuadro 14. Reducción del potencial de rendimiento de suelos salinos para cultivos seleccionados ................................................................................. 62 Cuadro 15. Tolerancia de algunos cultivos al nivel de sodio (como ion específico) en las bases de intercambio (PSI) ............................................. 64 Cuadro 16. Características de los suelos usados en el experimento ............ 69 Cuadro 17. Tratamientos del experimento .................................................... 71 Cuadro 18. Concentración de NH4+, NO2- y NO3- (mg N kg-1 de suelo) y rangos de emisión de CO2 (mg C kg-1 de suelo día-1) en suelo con diferente conductividad eléctrica (CE) . ....................................................................... 76 vii LISTA DE FIGURAS Figura 1. Isómeros de parafinas ..................................................................... 6 Figura 2. Algunos de los compuestos hetero-átomos encontrados en aceite crudo ............................................................................................................... 7 Figura 3. Olefinas ligeras ................................................................................ 7 Figura 4. Naftenos e Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos .......................... 8 Figura 5. Modelo conceptual de una partícula de suelo ................................ 31 Figura 6. Comportamiento de la producción de petróleo en México, 19982008 .............................................................................................................. 39 Figura 7. Comportamiento del consumo de petróleo en México, 1998-2008 40 Figura. 8. Croquis del exlago de Texcoco, donde se colectaron las muestras de suelo ........................................................................................................ 68 Figura. 9. Esquema de muestras y repeticiones ........................................... 70 Figura 10. Concentración de amonio (mg N kg-1) en un a) suelo sin enmendar y sin contaminar, b) suelo contaminado con fenantreno y antraceno ó c) suelo enmendado con lodo de aguas residuales contaminado con fenantreno y antraceno ................................................................................................... 78 Figura 11. Concentración de nitritos (mg N kg-1) en un a) suelo sin enmendar y sin contaminar, b) suelo contaminado con fenantreno y antraceno ó c) suelo enmendado con lodo de aguas residuales y contaminado con fenantreno y antraceno ................................................................................. 80 Figura 12. Concentración de nitratos (mg N kg-1) en un a) suelo sin enmendar y sin contaminar, b) suelo contaminado con fenantreno y antraceno ó c) suelo enmendado con lodo de aguas residuales y contaminado con fenantreno y antraceno……………………………………………………………82 Figura 13. Concentración de fenantreno (mg kg-1) en a) suelos contaminado con fenantreno ó b) suelo enmendado con lodo de aguas residuales con fenantreno. .................................................................................................... 84 Figura 14. Concentración de antraceno (mg kg-1) en a) suelos sin enmendar ó b) suelo emendado con lodos residuales y contaminado con antraceno. .. 86 Figura 15.Análisis Principal de Componentes (PCA).....................................92 viii DISIPACIÓN DE FENANTRENO Y ANTRACENO EN UN SUELO CON ALTO CONTENIDO DE SALES ENMENDADO CON BIOSÓLIDOS RESUMEN Se investigó cómo la variación de la conductividad eléctrica (CE) de un suelo del exlago de Texcoco, enmendado con lodo de aguas residuales, afecta la remoción de fenantreno y antraceno. Suelos con CE de 6, 30, 80 y 146 dS m1 se contaminaron con fenantreno y antraceno, 1200 y 520 mg kg-1 respectivamente; posteriormente, se enmendaron con 1162.8 mg de lodo de aguas residuales. Durante los 56 días subsecuentes, se monitorearon las emisiones de CO2 y las concentraciones de amonio (NH4+), nitritos (NO2-) y nitratos (NO3-) a los 0, 3, 7, 14, 28 y 56 días. El mayor decremento en la concentración de fenantreno y antraceno se presentó en el suelo de CE de 6 dS m-1. La adición de lodo de aguas residuales al suelo redujo la concentración de fenantreno y antraceno en el suelo después de 56 días. Los hidrocarburos aromáticos policíclicos y lodo de aguas residuales incrementaron el rango de emisión de CO2, pero la emisión de CO2 disminuyó con el aumento de la CE del suelo; de igual forma la concentración de nitratos disminuyó, excepto en el suelo con CE de 146 dS m-1. Por último, se encontró que la remoción de hidrocarburos aromáticos policíclicos no fue inhibida por el contenido de sales y un análisis de componente principal (PCA) indicó que ninguna de las otras características del suelo medidas, tales como pH, conductividad eléctrica, distribución del tamaño de partículas, capacidad de retención de agua, contenido de carbono orgánico afecta la remoción de antraceno ó fenantreno en el suelo. De todo lo anterior se concluye entonces, que aportando lodo de aguas residuales al suelo se reduce la concentración de fenantreno y antraceno en un suelo con diferentes conductividades eléctricas. ix DISSIPATION OF PHENANTHRENE AND ANTHRACENE IN SOIL WITH INCREASING SALT CONTENT AND AMENDED WITH WASTEWATER SLUDGE SUMMARY Removal of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) was stimulated by wastewater sludge in an alkaline saline soil from ancient lake Texcoco. It was investigated how differents soil electrical conductivity (EC) affected the removal of phenanthrene (Phen) and anthracene (Anthra) from wastewater sludge amended soils. Soil with EC of 6, 30, 80 y 146 dS m -1 was contaminated with Phen and Anthra and amended with 1162.8 mg of wastewater sludge. During 0, 3, 7, 14, 28 and 56 days emissions of CO2 and concentrations of ammonium (NH4+), nitrite (NO2-) y nitrate (NO3-) were monitored. The decrease in concentration of Phen and Anthra was faster in soil with EC 6 dS m-1 than in other soils. Adding wastewater sludge to soil reduced the concentration of Phen and Anthra in soil after 56 days. The soil with PAHs or amending it with wastewater sludge increased the CO 2 emission rate, but the increase decreased with higher EC. The concentration of NO3- decreased when soil was contaminated with PAHs y amended with sludge, except in soil with EC 146 dS m -1. It was found that removal of PAHs was not inhibited by salt content and principal component analysis indicated that none of the measured soil characteristics, i.e. pH, EC, particle size distribution, water holding capacity, organic C content, explain the removal of Anthra or Phen from soil. The conclusion of this study is that the application of wastewater sludge increased the dissipation of Phen y Anthra after 56 days. x I. INTRODUCCIÓN Los Hidrocarburos Policíclicos Aromáticos (HAPs ó HPA) están entre los contaminantes del ambiente más frecuentemente detectados, se encuentran en suelos de áreas con actividades industriales como producción de gas y de coque, refinerías de petróleo (Jonsson et al., 2007), en la periferia de aeropuertos (Ray et al., 2008), ó cerca de ciudades, por lo que representan un peligro considerable a la salud pública (Johnsen et al., 2005). Los HAPs son formados en la naturaleza (De Lucas et al., 2005) ó en procesos antropogénicos, especialmente como subproductos de la combustión incompleta de la materia orgánica, por ejemplo en los incendios forestales, en la calefacción del hogar, en motores de combustión interna y en la incineración de residuos (Jonsson et al., 2007, Chen et al., 2005). Aunque existen cientos de HAPs, muchos estudios se enfocan en los 16 HAPs enlistados por la Agencia de Protección al Ambiente de los Estados Unidos y por la Comunidad Europea como contaminantes carcinogénicos, mutagénicos y teratogénicos (Puglisi et al., 2007). El fenantreno y antraceno, ambos hidrocarburos aromáticos triciclicos, son conocidos como irritantes de la piel y los ojos, además de que pudieran ser carcinogénicos (USEPA, 1996, 1999). La salinización del suelo es una de las principales causas de la disminución de la productividad agrícola en todo el mundo (Quadir et al., 2000). Los suelos afectados por sales representan cerca del 40% de las tierras del mundo (Zahran, 1997). Los HAPs son ubicuos en ecosistemas 1 terrestres. La contaminación de suelos con hidrocarburos y HAPs a menudo ocurre en México, uno de los más importantes países productores de petróleo. Aunque mucho es conocido acerca de la remediación de suelos, hay poca o nula información acerca de la biorremediación de suelos alcalinosalinos contaminados con HAPs (Betancur-Galvis et al., 2006). El exlago de Texcoco es conocido como un ambiente extremadamente salino-alcalino (Valenzuela-Encinas et al., 2008), su suelo está formado de cenizas volcánicas cubiertas recientemente por coluviones (Gutiérrez y Ortiz, 1999). Algunas características de esos suelos son: el pH entre 9.0 y 10.4, la conductividad eléctrica (CE) en extracto de saturación entre 2 y 170 dS dm-1 y porcentaje de sodio intercambiable entre 60 y 80 (Luna-Guido et al., 2000). Se sabe que la salinidad impide la remoción rápida del hidrocarburo de suelo así como también inhibe la actividad microbiana (Margesin y Schinner, 2001), pero la adición de lodos residuales al suelo salino alcalino incrementa la disipación de HAPs (Fernández-Luqueño et al., 2008). Los lodos residuales son materiales ricos en carbono producidos durante el tratamiento de aguas residuales y representan una fuente de materia orgánica, N, P y otros nutrientes, los cuales, si se manejan adecuadamente pueden ser usados para mejorar la fertilidad orgánica en suelos cultivados intensivamente y degradados (Albiach et al., 2001; Garcia Gil et al., 2004). Durante años anteriores la cantidad de lodos de aguas residuales de plantas tratadoras de aguas negras ha aumentado consecuentemente 2 también han incrementado problemas económicos y ambientales relacionados a su disposición (Albiach et al., 2001). Es sabido que los lodos de aguas residuales son usados para aportar nutrientes al suelo (Wang et al., 2008a; Sigua, 2009) ó para disipar HAPs (Atagana, 2008; FernándezLuqueño et al., 2008; Simeon et al., 2008; Contreras-Ramos et al., 2009). Gardiner et al. (1995) y Wang et al. (2008b) han demostrado que ciertos patógenos, metales pesados, tóxicos orgánicos e inorgánicos presentes en los lodos de aguas residuales pueden afectar el rendimiento de los cultivos, la calidad del suelo a largo tiempo, la fauna del suelo y tarde o temprano la salud humana. Sin embargo, se ha encontrado que los suelos agrícolas adicionados con lodo de aguas negras no disminuyen su calidad (Wang et al., 2008a) y no se convierten en suelos peligrosos para el crecimiento de cultivos (Sigua, 2009). Betancur-Galvis et al. (2006), Fernández-Luqueño et al. (2008), y Contreras-Ramos et al. (2009) han investigado sobre la remoción de HAPs en un suelo salino-alcalino sin alterar. Sin embargo, no hay información acerca de la remoción de HAPs en suelos salino-alcalinos con diferentes CE. Por lo anterior, en este proyecto se planteó estudiar cómo la salinidad podría afectar la remoción de HAPs cuando los lodos de agua residuales son agregados al suelo. 3 I. OBJETIVOS 2.1 General Determinar el efecto de la CE y de la incorporación de lodos residuales en la disipación de fenantreno y antraceno y en la dinámica de C y N en cuatro suelos salino-alcalinos 2.2 Particulares - Monitorear las emisiones de CO2 durante el proceso de degradación de fenantreno y antraceno - Medir las concentraciones de amonio (NH4+), nitritos (NO2-) y nitratos (NO3-) durante el tiempo del proceso de degradación de fenantreno y antraceno - Evaluar el efecto de las sales del suelo en la remoción de fenantreno y antraceno - Evaluar el efecto de los lodos de aguas residuales en la remoción de fenantreno y antraceno II. - HIPÓTESIS La CE afecta la remoción de hidrocarburos en el suelo, así a mayor CE menor remoción de hidrocarburos. 4 III. REVISIÓN DE LITERATURA 4.1 El petróleo El Petróleo es llamado combustible fósil porque éste se formó por los microorganismos ancestros, primeramente unicelulares, plantas y animales. A través del tiempo, una combinación de presión, calor y acción bacteriana transformaron los depósitos en rocas sedimentarias. La materia orgánica incorporada se transformó en químicos simples, tales como hidrocarburos, agua, dióxido de carbono, sulfuro de hidrógeno y otros. Los químicos no siempre se incorporaron, si las rocas circundantes eran porosas, los líquidos y gases emigraron ya sea hacia la superficie o hacia el reservorio. Las moléculas más complejas son las biológicas: proteínas, carbohidratos, grasas y ácidos nucleícos, los cuales están presentes en todos los seres vivos, desde las más pequeñas bacterias hasta los grandes árboles. Éste es el significado del porqué el petróleo fue formado de organismos antiguos, y sus moléculas mantienen ciertas características de los compuestos orgánicos de los cuales fueron originados. El petróleo está formado principalmente de hidrocarburos que son compuestos de hidrógeno y carbono, en su mayoría parafinas, compuestos hetero-átomos, olefinas, naftenos y compuestos aromáticos. 5 4.1.1 Parafinas (Compuestos acíclicos saturados) La parafina más ligera es el metano (CH4), que es el componente principal del gas natural. Las parafinas tienen la fórmula general CnH2n+2. Las cadenas de carbono en las parafinas pueden ser lineales o ramificadas. Los compuestos con la misma fórmula, pero de diferentes estructuras son llamados isómeros. Las parafinas de cadena lineal son “normales”, mientras que las parafinas ramificadas con la misma fórmula química se llaman “iso” (Figura 1). Figura 1. Isómeros de parafinas (Robinson, 2006) 4.1.2 Compuestos de Hetero-átomos En cuyos compuestos orgánicos se encuentran elementos diferentes al átomo de hidrógeno y carbón, éstos se llaman hetero-átomos. El azufre, nitrógeno, oxígeno y metales son constituyentes menores de aceite crudo (Figura 2) 6 Figura 2. Algunos de los compuestos hetero-átomos encontrados en aceite crudo (Robinson, 2006) 4.1.3 Olefinas (compuestos acíclicos no saturados) Debido a su alta reactividad, las olefinas no son comunes en el aceite crudo natural (Figura 3). Figura 3. Olefinas ligeras (Robinson, 2006) 7 4.1.4 Naftenos e Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos En los naftenos, los anillos de carbono están saturados con hidrógeno. Los compuestos aromáticos contienen uno o más anillos insaturados con 5 ó 6 carbonos (Figura 4). . Figura 4. Naftenos e hidrocarburos aromáticos policíclicos (Robinson, 2006) 4.2 Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos La familia de los HAPs es un grupo de hidrocarburos que contienen dos o más anillos aromáticos, son sustancias lipófilas, tendencia que se incrementa con el aumento de su masa molecular e inestabilidad fotoquímica por lo que se degradan con la luz (proceso de foto oxidación), por lo general se producen a temperaturas de 400 a 500°C (Dzombak y Luthy, 1984; Albers, 1995). Factores tales como tipo y cantidad de combustible, temperatura, duración de la combustión y disponibilidad de oxígeno determinan la naturaleza y grado de formación de HAP (Peña, 2003; Corona, 2005). Estos hidrocarburos aromáticos policíclicos son un grupo de más de 8 100 sustancias químicas diferentes que se forman durante la combustión incompleta del carbón, petróleo, gasolina, asfalto, basuras, sustancias orgánicas como el tabaco y se encuentran generalmente como una mezcla de dos o más de estos compuestos, tal como el hollín (Smedley et al., 1992; ATSDR, 1995; Meij, 1997; Vanderwi et al., 1997). 4.2.1 Clasificación de HAPs a) Por su peso molecular. Hay dos clases de hidrocarburos aromáticos: los de bajo peso molecular que tienen de 2 a 3 anillos aromáticos como el naftaleno, fenantreno, antraceno y derivados, y los de alto peso molecular que tienen de 4 a 7 anillos aromáticos como el criseno y benzo(a)pireno. Sus características físicas y químicas varían de acuerdo a su peso molecular. b) Por su origen. 1.- Hidrocarburos biogénicos: éstos son sintetizados por casi todas las plantas, animales terrestres y marinos, incluyendo a la microbiota, bacterias, plancton marino, diatomeas, algas y plantas superiores (Bedair y Al-Saad, 1992). 2.- Hidrocarburos antrópicos: éstos son introducidos como resultado de la actividad humana. Los procesos de combustión industrial contribuyen con la contaminación debido principalmente al humo generado por la quema del carbón, combustibles fósiles y petróleo refinado, las descargas de aguas municipales, las actividades de transporte y los derrames son algunas de las principales fuentes de estos contaminantes. Los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), producidos por las actividades humanas, están formados por dos o más anillos de benceno fusionados, los cuales difieren en el número y 9 posición del anillo aromático. Su importancia está relacionada con la movilidad debido a su peso molecular: los HAPs de alto peso molecular son relativamente inmóviles y, por ende, de baja solubilidad y volatilidad (Bidleman et al., 1990). 4.2.2 Características físicas Los HAPs son un conjunto de moléculas hidrocarbonadas cuyas características afines son el carácter neutro y no polar que produce gran dificultad en su degradación. En condiciones normales son sólidos cristalinos que suelen tener color, presentando altos puntos de fusión y bajas presiones de vapor. Respecto a su solubilidad en agua, ésta disminuye al aumentar el peso molecular de la sustancia, la solubilidad acuosa y como consecuencia, la biodisponibilidad de los HAPs disminuye casi logarítmicamente con el incremento de la masa molecular (Johnsen et al., 2005), además las moléculas con una disposición lineal de anillos aromáticos fundidos (naftaleno, antraceno), son normalmente menos solubles que otras con estructuras angulares (criseno o fenantreno). La temperatura también juega un papel importante, aumentando la solubilidad al incrementarse ésta. Se trata de sustancias de alta estabilidad la cual aumentará con el número de anillos y el grado de insaturaciones (dobles enlaces) de la molécula, pero en presencia de luz y O2 rápidamente se produce la fotooxidación de las moléculas (en medio atmosférico y acuoso). Los productos de esta degradación son la rotura de anillos y la desalquilación (Finlayson-Pitts, 1986). 10 4.2.3 Características químicas La característica química principal es su estructura de varios anillos bencénicos que pueden tener un origen natural (las plantas y las bacterias son fuente de hidrocarburos) o antropogénico, derivado tanto de las actividades que emplean petróleo, como de combustiones incompletas (incineración de residuos urbanos e industriales, incendios forestales, centrales térmicas, etc.) (Blumer, 1975). Se consideran como una mezcla compleja de gases, líquidos y sólidos, existiendo cantidades combinadas de nitrógeno, oxígeno y azufre, además de contener compuestos de hierro, níquel, vanadio y otros metales, son compuestos fusionados, con anillo aromáticos cuya persistencia bioquímica surge de la densa nube de electrones en ambos lados de su estructura anillada, haciéndolos resistentes al ataque nucleofílico (PEMEX, 1988). 4.2.4 Mecanismos de emisión de los HAPs En cualquier combustión, los mecanismos de formación y emisión de HAPs pueden ser clasificados en dos procesos: pirolisis ó degradación térmica de una sustancia en ausencia de oxígeno o con una cantidad limitada del mismo, ésta se lleva a cabo habitualmente a temperaturas de entre 400 ºC y 800 ºC. A dichas temperaturas los residuos se transforman en gases, líquidos y cenizas sólidas denominadas “coque” de pirolisis, y pirosíntesis (Bjorseth y Ramdahl, 1985). En la calefacción, los compuestos orgánicos son parcialmente descompuestos a fragmentos más pequeños e inestables (pirolisis). Esos fragmentos, principalmente radicales libres altamente reactivos con una vida media muy corta, conducen a la formación 11 de HAPs más estables a través de la recombinación de reacciones (pirosíntesis). Así el benzo(a)pireno y otros HAPs son formados a través de procesos de pirolisis de metano, acetileno, butadieno y otros compuestos. También se ha explicado la formación de HAPs como un mecanismo en el cual, éstos se originan a través de pequeños radicales a los cuales se agregan radicales formando compuestos de gran peso molecular, como el hollín. Sin embargo, los hidrocarburos complejos, no necesariamente tienen que romperse en fragmentos recombinantes. Los compuestos pequeños con antes varios de anillos los procesos pueden sufrir rompimientos parciales seguidos por la deshidrogenación de los radicales primarios. Algunos investigadores sugieren que los ácidos grasos con largas cadenas lineales juegan un importante papel en los mecanismos de formación de HAPs porque ellos permiten la alquilación de unidades aromáticas de combustibles fósiles (Williams y Taylor, 1993, Acevedo et al., 1996). 12 Cuadro 1. Concentraciones típicas de hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) en diferentes fuentes Cram et al., 2007. Fuente de Combustible ∑HAPs HAPs emisión predominantes -1 Vehículos Gasolina sin Vapor- 221 µgkm Fluoreno, plomo Partículas- 30.7 fenantreno, -1 µgkm benzo(a)antraceno , benzo(a)pireno Generación de energía Carbón Petróleo 41.9 µgkg-1 157 µgkg-1 Pireno, fenantreno Calefacción Madera 355 µgg-1 1-370 µgg-1 Pireno, benzo(a)antraceno , criseno Incineración 1 3.9 µgm-3 240 µgg-1 Fluoreno, pireno, benzo(a)antraceno Residuos Neumáticos 2 Quema agrícola Rastrojo y paja 352 µgg-1 Pireno, benzo(a)antraceno , criseno Colillas de cigarro Tabaco 264-746 ngg-1 Fluoreno, pireno 4.2.5 HAPs más comunes En la mayoría de los casos las determinaciones se limitan al análisis de 16 compuestos (Cuadro 2) en matrices como agua potable, industrial y de desecho, sedimentos, suelos, partículas atmosféricas, así como en tejidos biológicos. Dentro de los ambientes acuáticos los HAP sufren una serie de procesos de intemperización (físicos, químicos y biológicos), tales como evaporación, oxidación fotoquímica, degradación microbiana, dispersión y disolución (Neff, 1979; Green y Trett, 1989). En un estudio realizado en petróleo crudo los compuestos que se encontraron son: el naftaleno y criseno 13 con un 100% de frecuencia, el fenantreno con un 98%, seguido del benzo(a)pireno con un 75% y finalmente el antraceno con un 40% (Kerr et al., 2001) 14 Cuadro 2. Propiedades de algunos HAPs más comunes 15 4.2.6 Fenantreno El fenantreno se utiliza en la fabricación de colorantes y explosivos, en la investigación clínica y la síntesis de fármacos (Stellman, 1998; Lawerys, 1994). El fenantreno es un hidrocarburo aromático policíclico muy común, el cual puede ser usado como un modelo para estructuras de HAPs más tóxicas. Éste mismo, es muy tóxico para organismos acuáticos, especialmente algas, pero no es agudamente tóxico, cancerígeno o mutagénico para humanos (Riser-Roberts, 1998). Sin embargo, el fenantreno es encontrado en mezclas cancerígenas de hidrocarburos aromáticos (Cerniglia, 1984) y está presente en grandes niveles en el diesel (Scheepers y Bos, 1992). Además, la degradación de los anillos complejos HAPs puede proceder a través del fenantreno como intermediario. Los rangos de biodegradación por cometabolismo de grandes mutagénicos como el benzo(a)pireno es significativamente incrementado con el enriquecimiento del suelo con fenantreno como un análogo (Sims y Overcash, 1981). En el caso del fenantreno, varios estudios reportan la alta degradación que se alcanza, gracias a las bacterias nativas del suelo; es por esto que el fenantreno ha sido usado como modelo en estudio de vías de degradación, ya que su estructura es muy similar a la de benzo(a)pireno; tomando en cuenta que dicha situación se presenta si el contenido de agua que se tenga en el suelo es elevada, aproximadamente el 40% de su capacidad de campo (Liu-Baozh et al., 2001; Corona e Iturbide, 2005). 16 Un estudio realizado con suelos que ya habían sido expuestos a HAPs entre ellos al fenantreno, muestran la fácil degradación de fenantreno en todos los suelos usados en el experimento, en la degradación no se observaron fases de retardo en ninguno de los suelos. Esos resultados sugieren que los suelos que contienen niveles de fondo de fenantreno albergan una población de microorganismos degradadores de éste (Johnsen y Karlson, 2005). También un experimento llevado a cabo por Stroud et al. (2007) en el que se usó fenantreno, muestra la degradación de 60.1% de fenantreno en un suelo aluvial luego de 4 días de incubación. Amezcua et al. (2003) encontró en un experimento realizado en laboratorio que Penicilium frequentans es capaz de remover el 74 % de fenantreno en un suelo contaminado luego de 29 días de incubación, bajo condiciones óptimas de cultivo (relación C:N de 60:1 y un contenido de humedad de 40%). 4.2.7 Antraceno El antraceno se utiliza en la producción de antroquinona, una importante materia prima para la fabricación de colorantes. Se emplea también como diluyente para conservadores de madera y en la producción de fibras sintéticas, plásticos y monocristales (Stellman y McCan, 1998; Lawerys, 1994). El antraceno junto con otros HAPs, es un contaminante persistente y tóxico para el suelo (Hyotylainen y Oikari, 1999). Mícobacterium sp. utiliza al antraceno como una fuente única de carbón y energía. Mícobacterium sp., crece principalmente en una biopelícula en antraceno líquido. Se sugiere que la formación de ésta biopelícula es una respuesta de 17 la bacteria para optimizar la biodisponibilidad del sustrato (Wick et al., 2002). Las especies que se conocen que realizan esta vía son las del género Pseudomonas, Sphingomonas, Nocardia, Rhodococus, y Mícobacterium. La degradación de antraceno a 3-hidroxi-2-ácido naftoico avanza a través de la dioxigenación y la dehidratación, así se forma 1,2-dihidroxiantraceno. En este compuesto se da el rompimiento del anillo-meta y el producto del rompimiento es degradado a 2-hidroxi-3-naftaldehido y luego a 2-hidroxi-3ácido naftoico. El producto del rompimiento del anillo también es convertido en 6,7 benzocoumarin (Takeuchi et al., 2001). 4.3 Problemática ambiental de los hidrocarburos La actividad petrolera es una de las industrias que más impactos ambientales y en la biodiversidad genera a nivel local y global (Bravo, 2007). En las distintas fases de la explotación petrolera y las practicas operacionales típicas de la industria petrolera en zonas tropicales (UICN y E&P Fórum, 1991) se produce destrucción de la biodiversidad y del ambiente en general (Almeida, 2006). Por otro lado, la quema de combustibles fósiles constituye la principal causante del calentamiento global (Bravo, 2007). Los derrames petroleros ocurren por un manejo rutinario negligente (goteo de las tuberías y otra infraestructura, corrosión de la infraestructura), por accidentes y por atentados. Aunque los segundos tienen mayor impacto por su magnitud, los primeros constituyen permanente. 18 una fuente de contaminación El impacto de los derrames petroleros varía de acuerdo al tipo de crudo transportado, el tamaño del derrame, las condiciones climáticas al momento del derrame y de los ecosistema aledaños (Bravo, 2007). 4.3.1 Daños a la salud humana En 1775, un médico inglés, Sir Percival Pott, asoció el cáncer de escroto de los deshollinadores con su prolongada exposición a alquitrán y hollín, en condiciones deficientes de higiene personal. En el decenio de 1930 se describió el cáncer de pulmón en los trabajadores de la industria del acero y del coque y en 1933 se demostró que el Benzo(a)pireno, presente en el alquitrán de hulla era cancerígeno. Los estudios epidemiológicos indican una mayor frecuencia de cáncer de pulmón en los trabajadores de las industrias de coque, aluminio y acero (Stellman y McCan, 1998; Lawerys, 1994; WHO, 1998). Los efectos tóxicos de algunos HAPs sobre la piel están asociados con dermatitis aguda y crónica con síntomas de quemazón, picor y edema, que son más pronunciados en las regiones de la piel expuesta. También se puede observar irritación de las vías aéreas superiores con bronquitis y tos crónica. En los ojos producen lagrimeo, fotofobia, edema de párpados e hiperemia conjuntival (Stellman y McCan , 1998). Tras la exposición prolongada pueden producir cáncer cutáneo (escroto y cara), cáncer broncogénico en vías respiratorias, cáncer de vejiga; en el sistema hematopoyético pueden originar leucemia y linfoma (Lawerys, 1994; WHO, 1998; Ellenhorn, 1997). 19 No todos los HAPs han mostrado poseer efectos carcinogénicos, genotóxicos o mutágenos, muchas veces el efecto se atribuye a la presencia conjunta de más de un compuesto de la familia y de algunos de sus derivados, principalmente los nitroderivados (Cuadro 3). Cuadro 3. Datos relativos a los efectos carcinogénicos, genotóxicos y mutagénicos de algunos HAPs (Mastandrea et al., 2005). PHAs Carcinogenici Genotoxici Mutagenici dad dad dad Fenantreno I L + Antraceno N N Pireno N L + Benzofluorenos I I ? Benzo(a)antrace S S + no Benzo(c)pireno I L + Benzo(a)pireno S S + Dibenz(a)antrac S S + eno Benzo(ghi)perile I I + no Dibenzopirenos S I + 2-Nitronaftaleno N L 1-Nitropireno I S + (S=suficiente; I= insuficiente; N= no carcinogénico; L= limitados Mutagenicidad (Test de Ames): +(positivo);-(negativo):? (inconcluso) Actualmente se admite que los HAPs son previamente activados en el organismo antes de ejercer su efecto como disruptor endocrino o cancerígeno/mutágeno. Los disruptores endocrinos son sustancias químicas que debido a su similitud estructural con las hormonas de los seres vivos, pueden interferir en el funcionamiento del sistema endocrino, mediante 20 alguno de estos tres mecanismos: suplantando a las hormonas naturales, bloqueando su acción o aumentando o disminuyendo sus niveles. Algunos compuestos como naftaleno, acenaftileno, acenafteno, fluoreno, fenantreno, antraceno, fluorantreno y pireno por mencionar algunos, son considerados como contaminantes prioritarios por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (US Environmental Protection Agency, USEPA),la Organización Mundial de la Salud (OMS) y la Comunidad Europea (CE) debido a sus efecto carcinogénicos (Menzie et al., 1992). Aunque los efectos de salud causados por cada uno de los HAPs individuales no son exactamente los mismos, la ASTDR (Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades, EUA) ha considerado los siguientes 17 HAPs en forma grupal para efectos de una publicación sobre salud pública (Cuadro 4). Cuadro 4. Principales HAPs considerados por la ASTDR HAPs HAPs acenafteno benzo(g,h,i)perileno acenaftileno benzo(j)fluoranteno antraceno benzo(k)fluoranteno benzo(a)antraceno criseno benzo(a)pireno dibenzo(a,h)antraceno benzo(e)pireno fluoranteno benzo(b)fluoranteno fluoreno fenantreno indeno(1,2,3 c,d)pireno pireno Estos 17 HAPs fueron incluidos en una reseña debido a que: (1) existe más información disponible sobre ellos que sobre otros HAPs; (2) se 21 sospecha que son más dañinos que los otros y exhiben efectos nocivos que son representativos de los HAPs; (3) existe una mayor posibilidad de que se esté más expuesto a estos HAPs que a otros de los muchos que existen; y (4) de todos los HAPs analizados, éstos fueron los que se identificaron como los que tenían las mayores concentraciones presentes en los sitios de desechos peligrosos (ATSDR, 1995). Teniendo en cuenta que cada uno de los HAPs tiene diferentes grados de toxicidad, para poder expresar la toxicidad global de una mezcla de estos compuestos, se ha creado el concepto de “equivalentes tóxicos”. El método del equivalente tóxico otorga un valor de toxicidad (factor de equivalencia toxica) a cada HAP, tomando como estándar el benzo(a)pireno, al que se le asigna un valor de referencia igual a 1,0. En el Cuadro 5 se muestran los factores de toxicidad equivalentes de algunos HAPs de acuerdo con Nisbet y LaGoy, (1992). Cuadro 5. Factor Equivalente de Toxicidad (FTE) para varios HAPs (Nisbet y LaGoy, 1992). HAPs FTE Acenafteno 0,001 Acenaftileno Antraceno Benzo(a)antraceno Benzo(a)pireno Benzo(b)fluoranteno Benzo(ghi)perileno Benzo(k)fluoranteno Criseno Dibenzo(a,h)antraceno Fluoranteno 22 0,001 0,01 0,1 1 0,1 0,01 0,1 0,01 5 0,001 Fluoreno Indeno(1,2,3-cd)pireno Fenantreno Pireno 0,001 0,1 0,001 0,001 4.3.2 Daños al ambiente Las características determinantes de los hidrocarburos en el ambiente son las siguientes: tamaño de la partícula, reactividad, densidad, presión de vapor, coeficiente de partición de suelo, polaridad (McBride, 1994), electronegatividad, hidrofobicidad (característica química más importante usada para asegurar lo siguiente: a) movilidad, (b) estabilidad, c) acumulación, d) bioacumulación y e) sorción química en el ambiente) y solubilidad en el agua. La alta solubilidad de un compuesto químico promueve su mayor movilidad, y tiene menor probabilidad de ser acumulativo, bioacumulativo, volátil y persistente. Como compuesto químico altamente soluble es propenso a ser biodegradado y metabolizado por los microorganismos, el contenido de materia orgánica del suelo o sedimento es importante en la adsorción de los contaminantes orgánicos (Ney, 1990; Cerniglia, 1984). El comportamiento de los contaminantes orgánicos está en función de sus características físicas y químicas antes mencionadas. Además, las características del medio, como son la unidad del suelo, permeabilidad, estructura, tamaño de las partículas, contenido de humedad y de materia orgánica, así como la profundidad del manto freático, factores climatológicos como la temperatura y la precipitación pluvial también tienen una gran influencia. Todas las variables en su conjunto definen el tamaño y la 23 distribución tridimensional del frente de contaminación en una zona específica (Ortínez et al., 2003). Un estudio realizado por Jonsson et al. (2007) muestra que la eficiencia de la oxidación química de HAPs depende de un complejo juego de factores, incluyendo las propiedades del HAP específico presente y de las características del suelo. Los HAPs con tres anillos o menos con una relativa alta solubilidad en agua, y los HAPs particularmente con gran reactividad (y gran potencial de ionización), son más susceptibles a la oxidación química. Con el tiempo, la composición de los HAPs es generalmente desplazada hacia HAPs con bajo peso molecular (BPM) como un resultado de la más amplia degradación de los HAPs de tres o menos anillos. Las características del suelo afectan la disponibilidad de cada tipo de HAP en diferentes grados. El contenido de materia orgánica, contenido de óxidos y el área de superficie específica, todo tiene un gran impacto negativo en la degradación de HAPs con BPM, mientras que el tiempo de la contaminación y pH son más correlacionados negativamente a la eficiencia de degradación de los HAPs con cinco o seis anillos fusionados. El contenido de materia orgánica del suelo tiene una mayor influencia en la degradabilidad de HAPs con BPM que en la degradabilidad de los HAPs con peso molecular alto (APM). Esto puede resultar de la disolución parcial de la solubilidad en agua de los HAPs con BPM, lo cual incrementaría su susceptibilidad a la oxidación por los radicales hidroxilos. Un contenido de materia orgánica mayor favorecería la partición de HAPs con BPM dentro del suelo, mientras que los HAPs con APM, siendo pobremente solubles en agua 24 y grandemente hidrofóbicos, serían fuertemente absorbidos por las partículas en el suelo, incluso si el contenido de materia orgánica es bajo. El área de superficie específica y el contenido de óxidos metálicos del suelo también mostraron una correlación negativa con la degradación de los HAPs en éste experimento, el tiempo de la degradación fue correlacionado negativamente con la eficiencia de remoción de HAPs. Los HAPs de APM depositados recientemente son entonces relativamente más accesibles que los HAPs depositados con tiempo atrás. 4.3.2.1 Comportamiento de HAPs en el agua En el agua, al llegar a ésta, la mancha generada por los hidrocarburos vertidos flota por diferencia de densidades impidiendo la entrada de luz y el intercambio gaseoso, dando comienzo a la solubilización de compuestos hidrosolubles y al daño de diferentes poblaciones: la primera población afectada por un derrame es el plancton, en segundo lugar son afectados los macroinvertebrados y la última población afectada son los Bentos o población de macroinvertebrados que viven en los fondos de los ríos y ciénagas (Fátima et al., 2003). Los compuestos orgánicos ligeros como gasolinas, aceites y petróleo crudo tienden a formar una capa en forma de nata en el nivel freático y se mueven horizontalmente en dirección al flujo del agua subterránea. Los compuestos orgánicos densos, migran hacia la base del acuífero creando una columna a partir de la cual pueden moverse en dirección del flujo del agua subterránea contaminando así el acuífero en toda su profundidad (Ortínez, 2003). 25 4.3.2.2 Efecto de los HAPs en el mar Cuando se vierte petróleo en el mar, la mancha de aceite se extiende en una superficie cada vez mayor hasta llegar a formar una capa muy extensa, de un espesor muy delgado. Se estima que en el transcurso de 1.5 horas, 1 m3 de petróleo puede llegar a formar una mancha de 100 m de diámetro y 0,1 mm de espesor. Una gran parte del petróleo (sobre el 60%) se evapora. El petróleo evaporado es descompuesto por foto-oxidación en la atmósfera. Del crudo que queda en el agua, una parte sufre foto-oxidación, otra parte se disuelve en el agua (esto es lo más peligroso), y lo que queda forma una gelatina de agua y aceite que se convierte en bolas de alquitrán densas, semisólidas, con aspecto asfáltico. Los efectos del petróleo sobre los ecosistemas marinos dependen de varios factores, entre los que se cuentan: tipo de petróleo (crudo o refinado), cantidad, distancia del sitio contaminado con la playa, época del año, condiciones atmosféricas, temperatura media del agua y corrientes oceánicas. El petróleo o cualquier tipo de hidrocarburos, crudo o refinado, daña los ecosistemas marinos produciendo uno o varios de los efectos que se mencionan a continuación: a) Muerte de los organismos por asfixia. b) Muerte de los organismos por envenenamiento, sea por absorción, o por contacto. 26 c) Muerte por exposición a los componentes tóxicos del petróleo, solubles en agua. d) Destrucción de los organismos jóvenes o recién nacidos. e) Disminución de la resistencia o aumento de infecciones en las especies, especialmente avifauna, por absorción de ciertas cantidades subletales de petróleo. f) Efectos negativos sobre la reproducción y propagación a la fauna y flora marina. g) Destrucción de las fuentes alimenticias de las especies superiores. h) Incorporación de carcinógenos en la cadena alimentaria. El petróleo forma con el agua una capa impermeable que obstaculiza el paso de la luz solar que utiliza el fitoplancton para realizar el proceso de la fotosíntesis, interfiere el intercambio gaseoso, cubren la piel y las branquias de los animales acuáticos provocándoles la muerte por asfixia. Los hidrocarburos orgánicos volátiles matan inmediatamente a varios tipos de organismos acuáticos, especialmente en etapa larvaria. En las aguas calientes se evapora a la atmósfera la mayor parte de este tipo de hidrocarburos en uno o dos días, pero en las aguas frías este proceso puede tardar hasta una semana. Los componentes pesados del petróleo se hunden hasta el fondo del mar y pueden matar organismos que habitan en las profundidades como los cangrejos, ostras, mejillones y almejas. Además los que quedan vivos no son adecuados para su consumo (Celis, 2009). 27 4.3.2.3 Efecto de HAPs en las plantas Diferentes estudios han determinado el efecto de la contaminación con hidrocarburos en la germinación y crecimiento vegetativo de especies de pastos sometidos a diferentes concentraciones de hidrocarburo. Concluyendo que hay una inhibición en la germinación del trébol común y un marcado retraso en el crecimiento de todas las plantas evaluadas. Así mismo, otro estudio evaluó el efecto de los hidrocarburos en ecosistemas forestales y plantas madereras, demostró un efecto de necrosis foliar (Schmitd, 2000). Los crudos livianos son muy tóxicos para las plantas, especialmente si llegan al área de las raíces. Los vertidos de hidrocarburos en el suelo matan la vegetación, no solo por su toxicidad, sino además porque producen en el suelo una zona anoxica en las raíces. La carencia de oxigeno y la producción de H2S mata las raíces de la mayoría de plantas, incluyendo las raíces de árboles bien establecidos (Bossert y Bartha, 1984). Cuando ocurren derrames de crudo, especialmente pesado, las hojas y otras partes de la vegetación se cubren de crudo lo que les produce sofocación porque los estomas, estructuras a través de las cuales realizan el intercambio de gases, se bloquean. El impacto es mayor si el derrame ocurre durante el periodo de crecimiento de la planta (Bravo, 2007). 4.3.2.4 Efecto de HAPs en el suelo La contaminación con compuestos orgánicos en suelos y sedimentos es un problema ambiental importante por la cantidad de sitios contaminados. Los hidrocarburos aromáticos policíclicos presentan un interés mayor debido a la toxicidad de muchos de ellos y a la frecuencia con que se detectan 28 (Soniassy et al., 1994). La presencia de contaminantes en el suelo se ha conceptualizado a través de observaciones indirectas que indican la acumulación de los contaminantes orgánicos en asociación con absorbentes naturales (Luthy et al.,1997), estableciéndose los siguientes procesos: absorción a la materia orgánica en forma, amorfa o natural o en líquidos de la fase no acuosa, condensada o en polímeros o residuos de combustión, adsorción a superficies minerales (cuarzo) y adsorción dentro de los micro poros o en minerales (zeolitas) (Ortínez, 2003). Los hidrocarburos impiden el intercambio gaseoso con la atmósfera, iniciando una serie de procesos físico-químicos simultáneos, como evaporación y penetración, que dependiendo del tipo de hidrocarburo, temperatura, humedad, textura del suelo y cantidad vertida pueden ser procesos más o menos lentos lo que ocasiona una mayor toxicidad. Los hidrocarburos además de tener una moderada, alta o extrema salinidad, lo que dificulta su tratamiento, debido a que altos gradientes de salinidad pueden destruir la estructura terciaria de las proteínas, desnaturalizar enzimas y deshidratar células, lo cual es letal para muchos microorganismos (Restrepo, 2002). Los HAPs están distribuidos heterogéneamente en el suelo y pueden ser absorbidos dentro de las partículas orgánicas, localizada en pequeños poros que son inaccesibles para las bacterias lo cual dificulta la degradación. En el suelo no ocurre el mezclado de los hidrocarburos y la difusión efectiva de moléculas, en el suelo es en menor magnitud que en el agua, pues la difusión es retardada por la fase sólida, los poros y la gran tortuosidad en el sistema. Las células 29 bacterianas son excluidas de los poros más pequeños que van de 0.2 a 0.8 µm. Además, se cree que la depredación reduce la biomasa bacteriana en los poros más grandes de 2 µm, lo que limita la movilidad bacteriana (Harms y Bosma, 1997). Yu et al. (2005) en un experimento realizado con lodos de sedimentos, encontró que la degradación de una mezcla de tres HAPs (fluoreno, fenantreno y pireno) por procesos abióticos es mínima. Los sitios contaminados con HAPs son en su mayoría encontrados cerca de ciudades, así representan un considerable peligro a la salud pública (Johnsen, 2005). La Figura 5 ilustra los procesos involucrados cuando los contaminantes orgánicos son liberados al suelo. Los HAPs son absorbidos eficientemente dentro de la superficie de la materia orgánica y lentamente comienzan a penetrar dentro de las cavidades y o se difunden dentro de la fracción orgánica del suelo, sin embargo, en suelos con bajo contenido de materia orgánica, la disponibilidad de los HAPs puede ser debido a que éstos quedan atrapados en los poros huecos (Jonsson et al., 2007) 30 Figura 5. Modelo conceptual de una partícula de suelo (Jonsson et al., 2007). Las propiedades físicas del suelo más afectadas por derrames de hidrocarburos son: 1.- La estructura del suelo debido a la ruptura de los agregados 2.- Aumento en la retención del agua en la capa superficial 3.- El potencial hídrico (SEMARNAP 1996), Probablemente el componente más importante del suelo en relación con la persistencia de sustancias tóxicas es la arcilla. La persistencia aumenta cuantas más pequeñas son las partículas debido a que aportan un área superficial mayor para la adsorción de los productos químicos. Las propiedades químicas del suelo más afectadas por un derrame de hidrocarburos son: (SEMARNAT, 1996) 1.- Aumento de carbono orgánico, ya que el 75% del carbón del petróleo crudo es oxidable 31 2.- Disminución del pH, debido a la acumulación del carbono orgánico y generación de ácidos orgánicos 3.- Aumento del manganeso y hierro intercambiable 4.- Aumento del fósforo disponible Los efectos tóxicos de los hidrocarburos en el ambiente dependerán de: a) La cantidad y descomposición del petróleo b) La frecuencia y tiempo de exposición c) El estado físico del derrame d) Las características del sitio donde sucedió el derrame e) Variables ambientales como temperatura, humedad y oxígeno f) El uso de dispersante químico (está restringido su uso) g) La sensibilidad de la biota específica del ecosistema impactado En el suelo, como algo opuesto a un sistema acuoso bien mezclado, el consumo del sustrato conduce mucho más rápido a las condiciones limitadas de transferencia de masa según el número de células incrementa. Por lo tanto, la población degradadora de HAPs en el suelo probablemente no están creciendo, pero ellas están en una fase pseudo estacionaria donde el crecimiento transitorio sólo sustituye a las células en decadencia hasta que la capacidad de la masa de hábitat controlada y transferida es alcanzada otra vez. En contraste, los estudios de laboratorio con degradantes de HAPs con cultivos puros son casi siempre hechos con HAPs en grandes concentraciones. Este escenario no es real en el suelo pues se cree que las 32 bacterias del suelo están hambrientas por alimentarse de compuestos de un solo átomo de carbono. Bajo condiciones del suelo, las bacterias no utilizan recursos con sólo un átomo de carbono sino utilizan un rango amplio de compuestos de carbón disponible. (Egli, 2002). Sin embargo, lo que complica la problemática actual de los sitios contaminados con hidrocarburos, es que hasta hace pocos años, prácticamente no existía una conciencia del grado de dificultad y del enorme costo de la remediación de suelos, cuerpos de agua y atmósfera contaminados, lo que representa hoy para la sociedad un gran costo económico (Schmitd, 2000). Dicha contaminación está ocasionando el deterioro progresivo de la calidad del medio ambiente y genera una amenaza real a la salud pública, así como la extinción de gran cantidad de especies vegetales y animales (Benavides et al., 2006). 4.4 El petróleo en México 4.4.1 Panorama Mundial Durante 2007, la demanda mundial de petróleo crudo alcanzó 85,220 miles de barriles diarios (mbd) –un incremento de 1.1% respecto a 2006– con lo que este energético se mantiene como la mayor fuente de energía primaria. Sin embargo, su participación dentro del total de energía consumida se redujo de 36.1% a 35.6%, ante un mayor consumo de carbón, gas natural y fuentes renovables. Al cierre de 2007, el volumen mundial de reservas probadas de petróleo crudo se ubicó en 1,237.9 miles de millones de barriles, 0.1% menos 33 respecto a 2006. Del total de reservas probadas, los países pertenecientes a la Organización de Países Exportadores de Petróleo (OPEP) poseen 75.5%. El país con mayores reservas es Arabia Saudita con 264.2 miles de millones de barriles, seguido por Irán con 138.4. Cabe señalar que sólo dos países presentaron variaciones positivas en sus reservas superiores a 0.1 miles de millones de barriles (Brasil y Egipto), mientras que el país que presentó el mayor decremento fue México. La relación reserva probada – producción a nivel mundial, se ubicó en 41.6 años, 1.1 años más que el año anterior, más como un resultado de una reducción en la producción que por la incorporación de reservas. Por su parte, la oferta mundial de crudo cayó 0.2% en 2007, con lo que se ubicó en 81,533 mbd. Esto fue resultado de una reducción de 356.0 mbd en la producción de los países de la OPEP, en comparación con 2006, así como de bajas en la producción de los países no OPEP. La región que registra la mayor producción es Medio Oriente, con 25,176 mbd lo que representó 30.9% del total mundial, seguida por Europa y Eurasia que concentraron 22.0%, y América del Norte, con 16.5%. Durante el periodo de 1997-2007 el petróleo fue el mayor proveedor de energía primaria en el mundo, llegando a cubrir 38.8% del total de la energía primaria demandada a nivel mundial (1999). Sin embargo, a partir del año en que alcanzó su nivel máximo durante la década, su participación ha ido disminuyendo, aún cuando la demanda nominal ha incrementado. Lo anterior se debe en parte a que durante el inicio del periodo los precios del petróleo 34 se mantuvieron en niveles relativamente bajos. A partir de 1999 los precios de este energético habían registrado un alza constante, lo que generaba que otras fuentes de energía se hicieran más atractivas y aumentaran su participación en el mercado. Durante 2007 la demanda de petróleo crudo alcanzó 3,952.8 millones de toneladas, un incremento de 1.1% respecto a 2006, sin embargo, su participación dentro del total de energía consumida se redujo de 36.1% a 35.6% ante un mayor consumo de carbón, gas natural y fuentes renovables. La mayor parte de la sustitución en el uso de este energético ha sido en el sector eléctrico. En varios países la tendencia es aumentar la eficiencia en las plantas de generación, además de reducir el número de emisiones contaminantes a la atmósfera por medio del uso de combustibles más limpios o bien en algunos casos emplear energías renovables. Sin embargo, esta sustitución y diversificación en el parque de generación está directamente vinculado a la capacidad de cada país para renovarlo, e incluso a la disponibilidad de fuentes alternas que posea. Por otro lado, el petróleo sigue siendo el mayor proveedor de energía en el sector transporte, tendencia que se mantendrá en el futuro cercano. Es precisamente este sector al que se atribuye el aumento en la demanda de petróleo a nivel mundial. En el Cuadro 6 se observan los principales países productores de petróleo en el mundo, Arabia Saudita, Rusia y EUA se encuentran entre los tres principales países. 35 Posición Cuadro 6. Principales países productores de petróleo País 2006 2007 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 Arabia Saudita 10 852.7 10 412.7 Rusia 9 769.4 9 978.0 EUA 6 841.0 6 879.0 Irán 4 388.4 4 401.1 China 3 683.6 3 743.4 México 3 683.0 3 477.2 Canadá 3 208.4 3 308.7 Emiratos Árabes Unidos 2 970.9 2 914.9 Kuwait 2 682.3 2 625.8 Venezuela 2 808.0 2 612.5 Noruega 2 778.5 2 556.1 Nigeria 2 473.9 2 355.9 Irak 1 999.0 2 144.7 Brasil 1 809.1 1 832.7 Libia 1 834.4 1 847.7 Total 61 782.6 61 090.2 Resto del mundo 19 876.4 20 442.7 Fuente: BP Statistical Review of World Energy, June 2008. Variación 2006-2007 (%) -4.1 2.2 0.4 0.4 1.6 -5.5 3.6 -2.3 -2.1 -7.2 -7.7 -4.8 7.3 1.4 0.5 -1.1 2.8 4.4.2 Comercio internacional del petróleo El comercio internacional de petróleo ha ido al alza. Entre 1997 y 2007, las exportaciones de crudo aumentaron 29%, al pasar de 34,766.2 mbd a 44,832.4 mbd, además de que se espera que esta tendencia se mantenga. Las variaciones registradas en el último año muestran cómo los países con economías emergentes como China e India han aumentado su consumo energético debido a su rápido crecimiento económico, lo que se traduce en importantes aumentos en sus volúmenes de importación de crudo. Por otro lado, los países más desarrollados mantienen su volumen de importaciones más estable e incluso algunos registran decrementos, como EUA que, al tener una mayor producción nacional, redujo el volumen de importaciones, o 36 como Japón que mostró un decremento en el consumo de este energético al igual que Alemania. Los países que registran el mayor volumen de importaciones son EUA, las cuales representaron 22.9% del total en 2007, Japón (9.1%) y China (7.5%). De estos tres países el único que registró incrementos fue China, con un aumento de 11.9%. En el Cuadro 7 se exponen los principales países importadores de petróleo en el mundo, ocupándose EUA, Japón y China dentro de los tres primeros lugares. Cuadro 7. Principales países importadores de crudo, 2006 y 2007 (miles de barriles diarios) País 2006 2007 Variación 2006-2007 (%) EUA 10 118.0 10 017.0 -1.0 Japón 4 062.9 3 985.6 -1.9 China 2 928.0 3 276.7 11.9 India 2 207.0 2 396.0 8.6 Corea del Sur 2 412.5 2 392.3 -0.8 Alemania 2 246.5 2 189.8 -2.5 Italia 1 752.8 1 775.8 1.3 Francia 1 670.6 1 646.0 -1.5 Singapur 1 183.7 1 268.1 7.1 España 1 207.5 1 149.7 -4.8 Reino Unido 1 048.7 1 018.0 -2.9 Holanda 959.7 985.8 2.7 Canadá 825.1 837.8 1.5 Tailandia 828.1 801.1 -3.3 Bélgica 636.8 335.7 4.5 Total mundial 43 385.6 43 727.3 0.8 Fuente: BP Statistical Review of World Energy, June 2008. 37 Los países que abastecen de petróleo a los principales países importadores se mencionan en el Cuadro 8, estando la antigua URSS, Arabia Saudita e Irán dentro de los tres primeros lugares a nivel mundial, México se encuentra en el octavo lugar como país exportador. Cuadro 8. Principales países exportadores de crudo, 2006 y 2007 (miles de barriles diarios). País 2006 2007 Variación 2006-2007 (%) ExURSS 8 195.0 8 549.7 4.3 Arabia Saudita 7 029.4 6 962.1 -1 Irán 2 377.2 2 466.8 3.8 Emiratos Árabes Unidos 2 420.3 2 342.7 -3.2 Noruega 2 314.1 2 332.1 0.8 Nigeria 2 248.4 2 144.1 -4.6 Venezuela 1 919.4 2 115.6 10.2 México 1 792.7 1 686.2 -5.9 Iraq 1 467.8 1 643.0 11.9 Kuwait 1 723.4 1 612.9 -6.4 Canadá 1 372.8 1 401.2 2.1 Libia 1 425.6 1 377.8 -3.4 Argelia 947.2 1 253.5 32.3 Reino Unido 1 090.5 1 210.4 11 Angola 1 010.3 1 157.6 14.6 Fuente: BP Statistical Review of World Energy, June 2008. 4.4.3 Panorama nacional El promedio de producción de petróleo crudo obtenido en 2007 se ubicó en 3,081.7 mbd, lo que representó una disminución de 5.3% respecto al promedio en 2006. Al 1º de enero de 2007, las reservas totales de México se ubicaron en 44,482.7 millones de barriles de petróleo crudo equivalente (mmbpce), siendo las de aceite las que tienen la mayor aportación, con 70.2% del total. 38 Las reservas probadas del país al 1º de enero de 2008 se ubican en 14,717.2 mmbpce y están conformadas por aceite (71.4%), gas seco equivalente (17.2%), líquidos de planta (7.6%) y de condensados (3.8%). De las reservas probadas de aceite, 62.3% corresponden a crudo pesado, 31.0% a crudo ligero y el resto a crudo superligero (6.6%) (SENER, 2008). La Figura 6 muestra el comportamiento de la producción de petróleo en México desde el año de 1998, nótese una disminución en la producción desde el año 2004 hasta el final del período de análisis (2008). Millónes de toneladas Producción de petróleo en México 200.0 190.0 180.0 170.0 160.0 150.0 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 Año Figura 6. Comportamiento de la producción de petróleo en México, 19982008 (Fuente: BP Statistical Review of World Energy June 2009) Por otro lado, lejos de la diminución en la producción de petróleo en México, el consumo de éste como principal fuente de energía sigue subiendo, la Figura 7 muestra la tendencia de crecimiento desde el año 2007. 39 Millónes de toneladas Consumo de petróleo en México 90.0 89.0 88.0 87.0 86.0 85.0 84.0 83.0 82.0 81.0 80.0 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 Año Figura 7. Comportamiento del consumo de petróleo en México, 1998-2008 (Fuente: BP Statistical Review of World Energy June 2009) 4.5 Derrames de petróleo en México Con el advenimiento del auge en la explotación del petróleo, la empresa Petróleos Mexicanos (PEMEX) se convirtió en la principal industria de México. A partir de 1974, con el descubrimiento del pozo Chac y de varios campos petroleros gigantes y super-gigantes (Santiago y Baro, 1992), la principal zona productora de petróleo y gas en México y en el continente se ubicó en la parte sur del Golfo de México, donde se han desarrollado las actividades de perforación y producción en la denominada zona marina de Campeche, que en la actualidad genera el 82% de la producción total nacional de crudo (Vázquez-Botello et al.,, 1993; IMP, 2001; PEMEX, 2003). Existe una gran infraestructura relacionada con la exploración, explotación, procesamiento y transporte del petróleo en tierra firme y en mar abierto, como ejemplo están las plataformas petroleras marinas y las monoboyas de abastecimiento en la Sonda de Campeche; además, el asentamiento de 40 grandes complejos petroquímicos e industriales en los estados de Tamaulipas, Veracruz, Tabasco y Campeche, lo cual representa un riesgo de contaminación por petróleo en ésta región (Vázquez-Botello et al., 1993). La intensa actividad que desarrolla PEMEX implica la posibilidad de impactos de contaminación por petróleo y sus derivados en el medio ambiente marino, asociados a los procesos de exploración, producción en altamar, transporte marítimo y submarino, operaciones de embarque y almacenamiento, accidentes en operaciones como rupturas de los oleoductos submarinos, accidentes de buques-tanque, derrames y explosiones de plataformas. Los efectos de los derrames petroleros en los componentes del ecosistema se consideran puntuales, pero no se ha establecido la magnitud de los efectos a largo plazo (García-Cuéllar et al., 2004). Se consideran como los más importantes derrames petroleros marinos a los ocurridos en las costas de Bretaña, Francia (1975), el Exxon-Valdéz en el estrecho Príncipe Guillermo de las costas de Alaska (1989), el del Pozo Ixtoc-I en la Bahía de Campeche, México (1981), el de las costas de La Coruña, España (2003) y el más reciente ocurrido el 20 de abril de 2010 en el Golfo de México donde se derramaron alrededor de 4.9 millones de barriles de petróleo causando daños severos a la flora y fauna marina. La región petrolera de la sonda de Campeche, así como otras zonas petroleras del mundo están expuestas de alguna manera a contingencias marinas, como el descontrol de un pozo, fugas en un oleoducto o gasoducto, derrames por colisión o desperfecto en algún buque tanque, o fugas de 41 petróleo en las monoboyas marinas de carga. La mayor contingencia registrada en la sonda de Campeche fue el descontrol del pozo exploratorio Ixtoc 1 a 94 km al noreste de Ciudad del Carmen, Campeche, a 7 meses de estar en perforación, con un tirante de agua de 52 m. El 3 de junio de 1979, cuando la perforación había llegado a 3,627 m, el pozo quedó fuera de control, y se presentaron fugas de gas y aceite que provocaron el incendio y colapso de la plataforma. Como consecuencia de ello se suscitó el derrame de hidrocarburos fósiles más grande registrado hasta esa fecha en el medio marino; tuvo una duración de 281 días, del 3 de junio de 1979 al 9 de marzo de 1980. Petróleos Mexicanos estimó que durante ese período fluyeron 3,100, 000 barriles de los cuales 1,800, 000 fueron quemados y evaporados, 105,000 fueron recuperados mecánicamente cerca del sitio del derrame y 170,000 de la superficie del mar. Otros 170,000 barriles se recuperaron por la campaña de recolección en playas y costas. Finalmente, 1,023, 000 barriles quedaron a la deriva, y su destino final fue la sedimentación al ser arrastrados por las corrientes marinas dominantes (Botello et al. 2007). 4.6 Normatividad en México de HAPs La única norma en la que se especifican límites máximos permisibles para HAPs individuales es la NOM-138-SEMARNAT-2003 "que establece los límites máximos permisibles de hidrocarburos en suelos y especificaciones para su caracterización y restauración" y es muy específica para 42 hidrocarburos del petróleo que provienen de derrames y/o fugas tanto recientes, como pasivos ambientales (Cuadro 9). Cuadro 9. Límites máximos permisibles para hidrocarburos específicos en suelo (NOM-138-SEMARNAT/SS-2003). Hidrocarburos Uso del suelo predominante específicos (mgkg-1 base seca) Agrícola Residencial Industrial Benceno 6 6 15 Tolueno 40 40 100 Etilbenceno 10 10 25 Xilenos (suma de 40 40 100 isómeros) Benzo(a)pireno 2 2 10 Dibenzo(a,h)antraceno 2 2 10 Benzo(a)antraceno 2 2 10 Benzo(b)fluoranteno 2 2 10 Benzo(k)fluoranteno 8 8 80 Lindeno(1,2,3-cd)pireno 2 2 10 En cambio la normatividad referente a aguas residuales (NOM-001 a 003), aprovechamiento y disposición final de lodos (NOM-004) y especificaciones que hacen peligroso a un residuo (NOM-052), no incluyen límites permisibles para HAPs. En el aire tampoco se mencionan compuestos individuales de HAPs, varias normas regulan la cantidad de emisiones en forma de gas y particulada, por ejemplo, para la industria cementera (NOM044) o en la contaminación atmosférica por fuentes fijas y móviles (NOM 075, 085, 086, 137). Otras normas establecen niveles máximos permisibles de emisión de hidrocarburos así, por ejemplo, en la NOM-042-semarnat 1999 "que establece los límites máximos permisibles de emisión de hidrocarburos 43 no quemados, monóxido de carbono, óxidos de nitrógeno y partículas suspendidas provenientes del escape de vehículos automotores nuevos en planta, así como de hidrocarburos volátiles provenientes del sistema de combustible que usan gasolina, gas licuado de petróleo, gas natural y diesel de los mismos, con peso bruto vehicular que no exceda los 3,856 kilogramos", se establece un límite máximo de entre 0.25 y 0.63 g/Km (dependiendo del modelo del vehículo). En la NOM-041-ecol-1999 se regulan las emisiones de hidrocarburos (HC) en vehículos, camiones y transporte público (HC = 200-500, 200-600 y 100 ppm respectivamente). En motocicletas se establece un límite de 450 a 550 ppm (NOM-048SEMARNAT-1993) (Fernández et al., 2005). El Cuadro 10 muestra las concentraciones máximas permisibles basadas en datos ecotóxicologicos. Cuadro 10. Concentraciones máximas permisibles (CMP) basadas en datos ecotoxicológicos (Kalf et al., 1997). HAP CMP CMP en Concentraciones en Suelo/sedimento críticas Sistemas mgkg-1 en aire acuáticos gm-3 µgL-1 Nafteno 1,2 0,14 1,4 x 10-4 Antraceno 0,07 0,12 8,6 x 10-6 Fenantreno 0,3 0,51 3,3 x 10-5 Fluorantreno 0,3 2,6 1,3 x 10-5 Benzo(a)antrace 0,01 0,36 2,2 x 10-7 no Criseno 10,7 1,3 x 10-6 Benzo(k)fluorantr 0,04 2,4 2,4 x 10-7 eno Benzo(a)pireno 0,05 2,7 3,2 x 10 -8 44 4.7 Técnicas de remediación Una de las prácticas que más se usó en el pasado fue la utilización de microencapsulados para estabilizar presas de crudo. Estos productos actúan por absorción de hidrocarburos y los retienen en su estructura interna, pero la mayoría de estas cápsulas no contienen componentes químicos capaces de llevar a cabo la biodegradación para descomponer el petróleo encapsulado. En algunos sitios contaminados con hidrocarburos se han aplicado productos a base de detergentes, con el fin de hacer un lavado del suelo y separar la matriz (suelo, sedimento o agua) del hidrocarburo a un costo considerable. Sin embargo, éstos tienden a inhibir la actividad microbiológica sobre las moléculas del contaminante. En nuestro país se utilizó esta tecnología para la limpieza de 45, 000 toneladas de sedimentos contaminados con hidrocarburos en diversas zonas del país. Al principio del proyecto se ejecutó con gran éxito debido a las características de los sitios contaminados, sin embargo ciertas propiedades del sedimento como la textura (alto contenido de arcillas) y el contenido de materia orgánica resultó una limitante para esta tecnología. En diferentes sitos contaminados por la industria petrolera mexicana se aplica el concepto de biorremediación con regulares resultados debido a problemas en la estimulación de las bacterias y del monitoreo continuo de los sitios. Sin embargo, estas experiencias son promisorias y deben continuar en el futuro. Las otras alternativas de tecnología como el proceso de incineración, la desorción térmica, la extracción con vapor o la vitrificación resultan demasiado costosas o 45 ecológicamente incompatibles para considerarse como soluciones viables. (Ortínez et al., 2003). Se ha demostrado que la biorremediación reduce la toxicidad del suelo contaminado. Por ejemplo, se encontró que E. foetida, Brassica rapa y Avena sativa redujeron la contaminación de un suelo afectado por la mezcla de HAPs (Hund y Traunspurger., 1994). La biorremediación es uno de los principales procesos que ayuda a la atenuación natural en el suelo, consiste en el uso de microorganismos como plantas, hongos, bacterias modificadas genéticamente para neutralizar sustancias tóxicas o convirtiéndolas en inocuas para el ambiente y la salud humana. La adaptabilidad que tenga la población microbiana, así como el requerimiento nutricional, es lo que permite degradar a los contaminantes por medio de reacciones. (Corona e Iturbide 2005; Plaza et al., 2001), ya que luego de un derrame petrolero, se da una profunda transformación de las comunidades microbiológicas expuestas a hidrocarburos, pues se seleccionan aquellas especies con capacidad de degradar hidrocarburos y desaparecen las especies vulnerables a la contaminación. Las poblaciones degradadoras de hidrocarburos se multiplican y sufren cambios genéticos, aumenta el número de plásmidos con genes que intervienen en el catabolismo de hidrocarburos. La porosidad, uno de los más importantes factores del suelo para la biorremediación, puede afectar los procesos químicos y biológicos. La porosidad puede ser incrementada a través de la adición de algunos agentes, lo cual es benéfico para la remoción de contaminantes bajo condiciones aeróbicas, donde la transferencia de 46 oxígeno, no debe ser limitada, esta es una importante vía para la degradación aeróbica de contaminantes (Pandey et al., 2000). La biorremediación puede clasificarse de acuerdo al organismo que efectúe la degradación del compuesto. La fitorremediación, es el uso de plantas para la remoción de contaminantes de suelo y aguas, es una técnica apropiada para la remoción de metales pesados. Sin embargo, no se conoce sobre la habilidad de ésta en el tratamiento de suelos con contaminantes orgánicos persistentes, un ejemplo lo constituye la especie Thlaspi caeurulescens en suelos contaminados con zinc y cadmio se encontró que los eliminaba del suelo agrícola (Blaz, 2004). Las bacterias son las más empleadas en el proceso de biorremediación, aunque también se han empleado otros microorganismos como hongos, algas, cianobacterias y actinomicetes para la degradación de compuestos tóxicos en el suelo (Atlas y Bartha 2002). Estudios con relación al desempeño metabólico de Pseudomonas aeruginosa han permitido identificarla como degradadora de gran cantidad de sustratos como el n-hexadecano, mineralización de compuestos alifáticos en condiciones anaeróbicas, y degradadora de hidrocarburos aromáticos y poli aromáticos, así como del pireno en estudios in vitro (Fan et al., 2003), la Pseudomonas fluorescens es degradadora de naftaleno y fenantreno, ventaja que tiene frente a otras Pseudomonas, que solo metabolizan naftaleno y asfaltos (Rockne et al., 2000), estudios realizados demuestran que Flavobacterium y Pseudomonas son los microorganismos más aislados en la fase de degradación de los TPH 47 (Hidrocarburos Totales). La Pseudomonas stutzeri es una degradadora de HPAs (Kasner et al., 1998). Otro género estudiado es Sphingomonas, bacilos no fermentadores y dentro de estos algunas cepas como Sphingomonas yanoikuyae y Sphingomonas paucimobilis como degradadoras de fenantreno y antraceno (Cristopher et al., 2004). Se ha reportado que fenantreno y antraceno son degradados por microorganismos capaces para crecer en presencia de sales (Geiselbrech et al., 1998). Bacterias pertenecientes al género Cycloclasticus (Geiselbrech et al., 1998), Micrococcus, Pseudomonas y Alcaligenes, y tolerantes a 10% w/v (peso/volumen) NaCl, han sido capaces para crecer en 1000 mg l-1 de naftaleno y antraceno (Ashok et al., 1995). Además se ha demostrado un archaea halofilico no identificado para degradar fenantreno y antraceno en concentraciones sobre 500 mg l -1 (Bertry et al., 1990). Las bacterias que florecen bajo ambientes salinos pueden mantener el potencial para expresar varios tipos de actividad bajo extremas condiciones, y modificar sus membranas, sistema de transporte, componentes intracelulares, regulación post-traslación, etc., en diferentes formas. Esto podría proporcionar las bases para la supervivencia en hábitat salinos extremos, y así explicar porqué ciertas moléculas orgánicas podrían estimular la degradación de HAPs en esos ambientes (Betancour-Galvis et al., 2006). La biorremediación del suelo, puede ser dividida en estrategias in situ y ex situ. In situ corresponde a la biorremediación referente a tratamientos que no requieren excavación del suelo contaminado; ex situ es 48 un método donde se extrae el suelo o el material a tratar y se le maneja en un sistema controlado como una celda de landfarming o algún tipo de biorreactor (Ebru, 2004). Las técnicas de biorremediación in situ presentan una mayor ventaja sobre las ex situ por el menor costo y la disminución de la generación de residuos a eliminar en la superficie (Daane et al., 2001). La biorremediación in situ es la más aplicada y utiliza microorganismos autóctonos, éstos en el suelo pueden degradar un gran número de constituyentes de lodo pero su eficacia y su población son afectados cuando algunos contaminantes tóxicos están presentes en altas concentraciones. La reintroducción de microorganismos aislados de un sitio contaminado ayuda a resolver este problema ya que los microorganismos pueden degradar los constituyentes y tienen una gran tolerancia a la toxicidad (Dryidale et al., 1999). Los métodos, más empleados en biorremediación son: (i) Biofiltración, en esta entra el aire contaminado a unos biorreactores en los cuales la flora microbiana degrada los contaminantes volátiles en dióxido de carbono, agua y biomasa, (ii) Bioventing, el cuál es un proceso de biorremediación in situ que consiste en la ventilación forzada del suelo mediante la inyección de O2 en la zona no saturada mediante pozos de inyección; debido a la aireación se va a favorecer la degradación de los hidrocarburos por volatilización y migración de la fase más volátil del contaminante, y por biodegradación, ya que al incrementarla oxigenación del suelo se va a estimular la actividad microbiana, (iii) el Biosarging es un 49 método in situ que combina el efecto de la ventilación con la utilización de los microorganismos autóctonos para degradar compuestos orgánicos absorbidos por el suelo en la zona saturada. En éste aire y nutrientes se inyectan en la zona saturada para mejorar la actividad de los microorganismos presentes. Esta técnica se utiliza para la degradación de compuestos orgánicos en el suelo y aguas subterráneas. (iv) las Biopilas, son un tipo de biorremediación de tipo ex situ en condiciones no saturadas, consiste en la reducción de la concentración de contaminantes derivados del petróleo de suelos excavados mediante el uso de la biodegradación. La técnica consiste en la formación de pilas de material biodegradable de dimensiones variables formadas por suelos contaminados y materia orgánica, compost, en esta se aplica una aireación activa volteando la pila o pasiva por tubos de aireación. Este principio se puede aplicar a la mayoría de compuestos orgánicos siendo más eficaz en los ligeros (Rojas et al., 2003). Entre los factores que influyen en la aplicación de esta técnica se destacan: los hidrocarburos deben ser no halogenados con concentraciones en suelo menores a 50.000 ppm, superficie de trabajo relativamente grandes, necesidad de una población microbiana mayor a 1000 UFC por gramo de suelo. (v) La atenuación natural, es una técnica de biorremediación in situ de bajo costo, su característica principal es la utilización de los procesos fisicoquímicos de interacción contaminante suelo y los procesos de biodegradación tienen lugar de forma natural, estos procesos se conocen 50 como procesos de biotransformación natural, que van a reducir la concentración de los contaminantes. Entre ellos se encuentran la dilución, la dispersión, volatilización, adsorción y biodegradación y las reacciones químicas que se producen en el suelo (U. S. Army, 1995; Lee et al., 2001). Recientes estudios han mostrado que la degradación microbiológica de HAPs es el proceso más importante para la descontaminación de sedimentos y la superficie del suelo (Sims et al., 1990). Esos compuestos pueden ser totalmente degradados (mineralizados) o ser parcialmente transformados por cualquier comunidad de microorganismos o por un solo microorganismo (Gibson y Subramanian, 1984; Cerniglia, 1984; Cerniglia y Heitkamp, 1989). Así por ejemplo Yu et al. (2005) encontró que la degradación por atenuación natural de un mezcla con fluoreno, fenantreno y pireno fue más significativa que la degradación por bioaumentación y bioestimulación al igual que por procesos abióticos. Sin embargo también se han hecho experimentos agregando composta al suelo y se ha encontrado que ésta tiene un enorme potencial para la biorremediación, pues las compostas son capaces de mantener las diversas poblaciones de microorganismos, todos con el potencial para degradar gran variedad de contaminantes orgánicos, incluyendo los HAPs (Namkoong et al., 2002). Las compostas también actúan en el suelo como mejoradores, capaces de cambiar el pH, el contenido de humedad, estructura, y actúan como fuente de nutrimentos, mejorando así el entorno del suelo contaminado para un mejor desempeño en la actividad microbiana (Semple et al., 2001). 51 La biorremediación de los suelos contaminados con HAPs es un medio alternativo de desintoxicación de residuos peligrosos, lo cual puede reemplazar los métodos tradicionales tal como la incineración (Aronstein et al., 1991; Ellis et al., 1991). 4.8 Principios generales del metabolismo de HAPs El metabolismo de HAPs por cultivos puros de microorganismo y transformaciones cometabolicas por la mezcla de comunidades microbianas han sido estudiadas por casi cerca de 80 años. Sin embargo, a fin de considerar que la biorremediación es una tecnología viable para descontaminación de sitios contaminados con HAPs, es necesario entender más acerca de los microorganismos, procesos enzimáticos y las condiciones ambientales necesarias para optimizar la degradación de estos compuestos. Los principios conocidos en el metabolismo de HAPs se enlistan a continuación: 1.- Una amplia variedad de bacterias, hongos y algas tienen la habilidad para metabolizar HAPs (Cuadro 10). Generalmente, el rango de degradación de los HAPs es inversamente proporcional al número de anillos en la molécula del HAP. Además, los HAPs con más bajo peso son biodegradados más rápidamente que los compuestos con gran peso molecular (Cerniglia y Heitkamp, 1989). 2.- La degradación microbiana de HAPs tal como el naftaleno, fenantreno, antraceno y acenafteno han sido bien documentadas y las rutas de degradación han sido dados a conocer (Cerniglia, 1984). 52 3.- Los mecanismos de biodegradación, por procariontes y eucariontes, requieren de la presencia de oxígeno molecular para iniciar el ataque enzimático a los anillos de los HAPs (Champman, 1979). Otros sistemas enzimáticos, tales metanooxigenasas (Dalton et al., 1981) y peroxidasas de la lignina (Aust, 1990) pueden también ser importantes en el catabolismo de HAPs. También hay un gran interés concerniente a la descomposición anaeróbica de los HAPs (Mihelcic y Luthy, 1988). 4.- También ha sido reportada la participación de los plásmidos en la degradación del tolueno, naftaleno, difenil y fenantreno (Zylstra et al., 1990). Algunos genes catabólicos, incluyendo genes regulatorios, han sido intensamente analizados (Zyltra et al., 1991). Sin embargo, poco se conoce acerca de la genética y los mecanismos reguladores involucrados en el catabolismo bacteriano de HAPs con grandes pesos moleculares. 5.- Los HAPs con bajo peso molecular, tales como el naftaleno y el fenantreno, son degradados rápidamente en sedimentos, se considera que los HAPs con mayor peso molecular, tal como el benzo(a)antraceno, criseno ó benzo(a)pireno, son bastante resistentes al ataque microbiano. 6.- La hidroxilación de HAPs por hongos filamentosos como un preludio a la desintoxicación, se considera que la mayoría de las bacterias oxidan los HAPs como un preludio a la fisión de los anillos y a la asimilación del carbón. Similar a las bacterias, el metabolismo de los HAPs por los hongos también es estéreo selectivo (Cerniglia, 1984). 53 7.- La degradación microbiana de HAPs en ecosistemas acuáticos y terrestres es influenciado fuertemente por una amplia variedad de factores bióticos y abióticos los cuales incluyen: temperatura, pH, tipo de suelo, aireación, nutrimentos, profundidad, difusión, adaptación microbiana, biodisponiblidad, período de exposición a sustancias químicas, disponibilidad de agua, toxicidad de sedimentos, propiedades físico-químicas de los HAPs, concentración de los HAPs y factores estacionales (Cerniglia y Heitkamp, 1989; Wang et al.,1990). Un grupo diverso de hongos ligninolíticos y no ligninolíticos tienen la habilidad para oxidar HAPs (Cuadro 11). Los sitios de ataque enzimático, mecanismos, químicos intermedios y caminos para el metabolismo de varios HAPs por microorganismos eucariontes han sido extensivamente revisados (Cerniglia, 1984; Sutherly 1992). El hongo no lignolítico mejor estudiado, Cunninghamella elegans, utiliza citocromo pP-450 enzimas mono oxigenasas para incorporar un átomo de oxígeno molecular dentro del núcleo aromático y reducir el resto de átomos a agua. El óxido de areno intermedio resultante puede someterse a un posterior metabolismo por hidrolasa epóxida para formar un dihidrodiol con configuración trans o puede someterse a un reordenamiento no enzimático para formar un fenol, el cual puede ser conjugado con sulfato, ácido glucurónico, o glucosa. Se ha mostrado que C. elegans oxida numerosos HAPs y su metil, nitro, y derivados fluoro sustituidos a trans-dihidrodioles, fenoles, quinonas, tetralonas y conjugados de esos metabolitos primarios. Aunque pequeñas cantidades de metabolitos mutagénicos y cancerígenos se encuentran 54 durante el metabolismo de HAPs, la mayoría de los productos de transformación de hongos con como C. elegans son menos mutagénicos que el compuesto original y además se desintoxican los HAPs (Cerniglia et al., 1985a, b). Sutherly et al., (1992) reportó que otro hongo, Rhizoctonia solani, metaboliza antraceno a trans-1,2-dihydroxy-1,2-dihidroantraceno (antraceno trans-1,2dihidrodiol) y tres xilosidos conjugados. La formación de xilosidos conjugados sugiere que R. solani puede ser útil como C. elegans en la desintoxicación de HAPs. Cuadro 11. Fenantreno y antraceno oxidados por diferentes especies de microorganismo (Cerniglia, 1982). Fenantreno Antraceno Hongos Cunninghamella alegans, Phanerochaete chrysosporium, Trametes versicolor Bjerkyera sp., Cunninghamella elegans, Phanerochaete chrysosporium, Ramaria sp., Rhizoctonia solani, Trametes versicolor Bacterias Aeromonas sp., Alcaligenes faecalis, Alcaligenes denitrificans, Arthrobacer polychromos, Beijerinkia sp., Micrococcus sp., Mycobacterium sp., Pseudomonas putida, Pseudomonas paucimobilis, Rhodococcus sp., Vibrio sp., Nocardia sp., Flavobacterium sp., Streptomyces sp., Streptomyces griseus, Acinetobacter sp. Cianobacterias y algas Oscillatoria sp. Strain JCM, Agmenellum quadruplicatum 55 Beijerinckia sp., Mycobacterium sp., Pseudomonas putida, Pseudomonas paucimobilis, Peudomonas cepacia, Rhodoccocus sp., Flavobacterium sp., Arthrobacter sp. Hammel et al. (1992) reportó que hongos lignolíticos, P. chrysosporium, oxidan fenantreno en las posiciones de C-9 y C-10 para dar 2,2´ácido deifenico como resultado de la ruptura de anillos. Ese resultado indica que P. chrysosporium utiliza un diferente camino de C. elegans y de bacterias, por el hecho de que la mayoría de los sitios de ataque enzimático por la mayoría de bacterias es en las posiciones de C-3 y C-4 de fenantreno. Sutherly (1991) reportó que P. chrysosporium bajo condiciones no lignolíticas metabolizan fenantreno a fenoles y a trans-dihidrodioles, similar a C. elegans. También se ha mostrado que Cianobacterias marinas, Agmenellum quadruplicatum PR-6 oxidan fenantreno vía una monooxigenasa para formar trans-9,10dihidroxy-9,10-dihidrodiol) y 1-metathoxyfenantreno como los mayores metabolitos. El metabolismo de naftaleno y fenantreno por cianobacterias es similar al que se reporta para mamíferos y enzimas de hongos (Cerniglia, 1982). Johnsen et al. (2007) encontró que Arthrobacter crece en fenantreno, desapareciendo éste rápidamente dentro de las primeras 2 a 4 semanas, mientras el pireno y fluorantreno fueron degradados gradualmente hasta 16 semanas después de montar el experimento. Yu et al. (2005) encontraron que en la primera semana luego de haber montado el experimento con lodos de sedimentos los porcentajes de degradación de fluoreno y fenantreno fueron significativamente mayores que la bioaumentación y que la bioestimulación (P< 0.001 de acuerdo a una 56 prueba de ANOVA), sugiriendo que la biodegradación inicial fue inhibida por la adición de un consorcio de degradadores de HAPs enriquecido ó por suplemento de nutrientes. En la semana dos, la atenuación natural y la bioestimulación lograron más del 97% de la degradación de fluoreno en los lodos, significativamente mayor que la bioaumentación. La atenuación natural degradó más de 99% de fenantreno ligeramente más que en la bioestimulación y la bioaumentación. De la semana tres en adelante, los porcentajes de degradación de fluoreno y fenantreno no fueron significativamente diferentes entre la atenuación natural, la bioestimulación y la bioaumentación, y todos tuvieron más del 96 % de degradación para fluoreno y 97% para el fenantreno al final de las cuatro semanas del experimento. Los rangos de mineralización de fenantreno en dos de los cuatro suelos examinados fueron deprimidos cuando el nitrógeno y el fosforo fueron agregados (Johnson y Scow, 1999). Atagana et al. (2003) mostró que la suplementación de nutrientes en concentraciones bajas de nitrógeno con relación C:N de 25:1 fue más efectiva en una mayor biodegradación de creosota y sus componentes que en un nivel mayor con la relación C:N de 10:1 para el crecimiento microbiano. Sin embargo, Betancur-Galvis (2006) encontró que la degradación de fenantreno, antraceno y benzo(a)pireno en un suelo salino de Texcoco fue estimulada por la adición de nitrógeno, fósforo y biosólido, pero siempre en menor medida que el suelo de Acolman (que no está afectado por sales). Las condiciones extremas del suelo, tales 57 como un pH alto, el gran contenido de Na +, Cl-, CO32- y SO42-, afectan procesos tales como la nitrificación, desnitrificación y reducción de la asimilación de NO3-(Vega-Jarquin et al., 2003) y podría afectar el grado de degradación de HAPS (Betancur-Galvis et al., 2006). Löser et al. (1999) encontró que la degradación microbiana de hidrocarburos comienza rápidamente pero se estanca después de los 8 días. Una vez iniciada la degradación los hidrocarburos pueden ser fijados en el suelo así que su desaparición puede ser confundida con la degradación microbiana, así que para excluir esa posibilidad, la masa del dióxido de carbono producida durante la remediación es estimada por datos de respirometría y el grado de mineralización y la producción de dióxido de carbono es calculada, así en el trabajo antes descrito se encontró que más del 77% del carbón de los contaminantes, los cuales habían desaparecido durante la remediación en los experimentos, fueron recuperados como dióxido de carbono. Tang et al. (1998) concluyó en un estudio realizado para reducir la toxicidad con lombrices, trigo y avena de un suelo incubado por 175 días afectado por una mezcla de hidrocarburos, que la amplia biodegradación por microorganismos no necesariamente remueve toda la fracción de un compuesto que es biodisponible desde que algo es captado por las lombrices incluso después de la remediación a escala de laboratorio. Es posible por un lado, que periodos más grandes de tratamiento biológico puedan resultar en la remoción total del hidrocarburo biodisponible. Por otro lado, también es posible que una porción del compuesto que es secuestrado sea disponible 58 en diferentes grados a distintos organismos, particularmente si el organismo tiene algún mecanismo para liberar el compuesto del estado absorbido y secuestrado. 4.9 Suelos afectados por sales La salinidad de los suelos es un problema mundial, nacional en México y regional en el centro y norte del país. El problema se agudiza en las zonas áridas y semiáridas donde el suelo presenta un drenaje deficiente y una alta evaporación (Ruíz et al., 2007). La superficie afectada a nivel mundial es de 8.97 millones de km2 (Szabolcs, 1994). En México un 10% del área irrigada está afectada por salinidad, y de ésta, aproximadamente el 64% se localiza en la parte norte del país (Umali, 1993). El contenido de sales solubles reduce el potencial osmótico de la solución del suelo reduciendo la disponibilidad de agua para las plantas, aun cuando el suelo muestre un razonable nivel de humedad. A menudo se confunde la salinidad con la sodicidad del suelo; un suelo puede ser salino, sódico, o salino sódico. Los suelos salinos se manejan con lavado, los suelos sódicos con la aplicación de mejoradores a base de calcio (yeso agrícola) o formadores de calcio (azufre, ácido sulfúrico, polisulfuro de calcio o amonio) y posteriormente con la aplicación de láminas de riego se elimina el sulfato de sodio en exceso de la solución del suelo y con ello se mejoran las características físicas que se afectaban por la presencia de sodio. Por otro lado, los suelos salinos-sódicos se manejan con mejoradores primeramente y lavado posteriormente. 59 4.9.1 Suelos salinos Los suelos salinos tienen altos contenidos de diferentes tipos de sales y pueden tener una alta proporción de sodio intercambiable. Los suelos fuertemente salinos pueden presentar eflorescencias en la superficie o costras de yeso (CaSO4), sal común, carbonato de sodio (Na2CO3). Las sales son blancas, químicamente neutras, e incluyen cloruros, sulfatos, carbonatos y algunas veces nitratos de calcio, magnesio, sodio y potasio (Cuadro 12). Cuadro 12. Sales más comunes encontradas en el suelo Sal compuesta Catión (+) Anión (-) Nombre común NaCl Sodio Cloruro Halita Na2SO4 Sodio Sulfato Sal de Glauber MgSO4 NaHCO3 Magnesio Sulfato Sal de Epson Sodio Bicarbonato Bicarbonato de soda Na2CO3 CaSO4 Sodio Calcio Carbonato Sulfato Sal de soda Yeso CaCO3 Calcio Carbonato Calcita La salinidad del suelo puede originarse en un material parental salino, por la inundación de aguas marinas, por sales llevadas por el viento o por irrigación con agua salada. Sin embargo, la mayoría de los suelos salinos se originan por ascensión capilar y evaporación de agua que acumula sal con el pasar del tiempo. En el Cuadro 13 se muestra la clasificación de los suelos en función de la salinidad (Castellanos et al., 2000). 60 Cuadro 13. Clasificación del suelo y su efecto general sobre los cultivos a partir de la CE en el extracto de saturación (Castellanos et al., 2000). CE Condiciones de salinidad y efecto sobre las plantas <1 Suelo libre de sales. No existe restricción para ningún cultivo 1-2 Suelos muy bajo en sales. Algunos cultivos muy sensibles pueden ver restringidos sus rendimientos 2-4 Suelo moderadamente salino. Los rendimientos de cultivos sensibles pueden verse afectados en sus rendimientos 4-8 Suelo salino. El rendimiento de casi todos los cultivos se ve afectado por esta condición de salinidad Suelo altamente salino. Sólo los cultivos muy resistentes a la salinidad pueden crecer en estos suelos Suelo extremadamente salino. Prácticamente ningún cultivo convencional puede crecer económicamente en estos suelos. 8-16 >16 4.9.1.1 Tolerancia de los cultivos a la salinidad de suelos Las sales afectan los cultivos a causa de los iones tóxicos, los cuales por un desbalance de los nutrimentos inducen deficiencias y por un aumento de la presión osmótica de la solución del suelo causan una falta de humedad. La estructura y la permeabilidad del suelo pueden ser dañadas por el alto contenido de sodio intercambiable que queda en el suelo cuando las sales son lavadas, salvo que se tomen medidas preventivas o remedios, tales como la aplicación de yeso (FAO, 2000). La salinidad excesiva de los suelos reduce el rendimiento de muchos cultivos, desde una pérdida pequeña del cultivo hasta la pérdida total de la cosecha, dependiendo del tipo de cultivo y la severidad del problema de salinización. Aunque varios tratamientos y prácticas de manejo pueden reducir los niveles de sal en el suelo, hay 61 muchas situaciones donde es imposible o muy costoso alcanzar los niveles de salinidad deseables. En algunos casos, la única opción viable es el establecimiento de cultivos tolerantes a la salinidad. Cultivos sensibles no pueden manejarse exitosamente en suelos salinos. El Cuadro 14 muestra la tolerancia relativa de algunos cultivos. El contenido de sales se expresa como CE en extracto de pasta de saturación en dSm -1 a 25 °C. La reducción real variará dependiendo de la variedad del cultivo y las condiciones del clima durante la estación de crecimiento (Cardón et al., 2007). Cuadro 14. Reducción del potencial de rendimiento de suelos salinos para cultivos seleccionados (Casas y Casas, 1999). Cultivos Rendimiento potencial CE 100% CE 90% CE 75% CE 50% CE 0% Cucurbita 3.2 3.8 4.8 6.3 9.4 pepo melopepo Brassica 2.8 3.9 5.5 8.2 14.0 oleracea botrytis Lycopersicum 2.5 3.5 5.0 7.6 13.0 esculentum Cucunis 2.5 3.3 4.4 6.3 10.0 sativus Apium 1.8 3.4 5.8 9.9 18.0 graveolens Brassica 1.8 2.8 4.4 7.0 12.0 olearecea capitata Zea mays 1.7 2.5 3.8 5.9 10.0 Capsicum 1.5 2.2 3.3 5.1 8.6 annum Lactuca 1.3 2.1 3.2 5.1 9.0 sativa Phaseolus 1.0 1.5 2.3 3.6 6.3 vulgaris 62 Los frutales pueden mostrar grandes variaciones en el rendimiento debido a que se pueden usar diferentes porta injertos, así como variedades. También, la etapa de crecimiento de la planta tiene influencia sobre la tolerancia a las sales. Generalmente las plantas son más sensibles a las sales durante la emergencia y en etapa de plántulas (Cardón et al., 2007). 5. Suelos sódicos Suelos con niveles altos de sodio intercambiable y bajos niveles de sales son llamados suelos sódicos. Los suelos sódicos pueden impactar el crecimiento de las plantas por: 1) Toxicidad específica al sodio de plantas sensibles; 2) Deficiencias nutrimentales o desbalances; 3) pH alto; y 4) Defloculación de las partículas del suelo que causan condiciones físicas pobres del suelo. Los suelos sódicos con el tiempo tienden a desarrollar un drenaje y estructura pobres porque los iones de sodio defloculan y dispersan las partículas de arcilla. Los suelos sódicos son duros y pesados y cuando se secan tienden a encostrarse. El pobre crecimiento de las plantas y la germinación también son comunes El Cuadro 15 presenta la respuesta de algunos cultivos al sodio. El pH del suelo generalmente es alto, a menudo sobre 9.0 así que pueden presentarse desbalances nutrimentales en la planta. Un suelo con pH arriba de 8.4 típicamente indica que puede haber problemas de sodio. “Alkali negro” se refiere a las condiciones de un suelos sódico donde la materia orgánica se ha disgregado y se ve de una apariencia polvorienta sobre la superficie del suelo (Cardon et al., 2007). 63 Cuadro 15. Tolerancia de algunos cultivos al nivel de sodio (como ion específico) en las bases de intercambio (PSI) (Rowell, 1994). Clasificación PSI Cultivos Respuesta en crecimiento Extremadamente 2-10 Frutales deciduos, Síntoma de toxicidad de sensible nogal, cítricos, sodio a bajo PSI aguacate Sensible 10-20 Fríjol Desarrollo limitado a bajo PSI Moderadamente 20-30 Trébol, avena, festuca, Respuesta al sodio, sensible arroz y pasto dallis pero con una estructura del suelo favorable Tolerantes 30-40 Trigo, algodón, cebada, Desarrollo limitado alfalfa, tomate debido a factores de la nutrición y estructura favorable Muy tolerantes 40 Remolacha, pasto Desarrollo limitado Rhodes generalmente debido a estructura desfavorable 5.1 Suelos alcalinos Las áreas con suelos alcalinos ocurren predominantemente en regiones áridas y su ocurrencia depende del tipo de material del suelo original, de la vegetación, de la hidrología y del manejo del suelo, especialmente en áreas con sistemas de irrigación mal manejados. La alcalinidad del suelo (pH>7) se presenta en suelos donde el material es calcáreo o dolomítico o donde ha habido una acumulación de sodio intercambiable, naturalmente o bajo irrigación. Tales suelos tienen altas concentraciones de iones OH - asociados con altos contenidos de bicarbonatos y carbonatos; los suelos sódicos tienen una baja estructura y estabilidad a causa del alto contenido de sodio intercambiable y muchos de ellos tienen la capa superior o el subsuelo densos. Las condiciones alcalinas del suelo causan varios problemas 64 nutricionales a las plantas como la clorosis, en razón de la incapacidad de las plantas de absorber suficiente hierro o manganeso. También pueden ocurrir deficiencias de cobre y zinc y también de fósforo a causa de su baja solubilidad. Si el suelo tiene un alto contenido de CaCO 3 puede ocurrir una deficiencia de potasio porque éste puede ser rápidamente lixiviado. También puede haber deficiencia de nitrógeno debido al generalmente bajo contenido de materia orgánica (Rowell, 1994). 5.2 Lodos de aguas residuales Los Estados Unidos generan aproximadamente 14 millones de toneladas de residuos orgánicos cada año (Albiach et al., 2000) y hay un requisito para la construcción y la optimización de los métodos ecológicamente racionales para su eliminación. Hay numerosos decretos gubernamentales concernientes al destino de los lodos residuales o biosólidos, resultantes del tratamiento de aguas residuales en Reino Unido y en toda Europa (Sheppard et al., 2005). En México no existe una cifra oficial reportada sobre la producción de lodos generados en el país y son muy pocas las plantas que realizan algún proceso de estabilización, ya que generalmente, carecen de las instalaciones para llevar a cabo el tratamiento necesario y la disposición final adecuada a los lodos generados. Los procesos más utilizados para la estabilización son la digestión aerobia y el tratamiento con cal, procesos adoptados probablemente por su facilidad de operación. En menor proporción son usados el composteo y muy rara vez, la digestión anaerobia (Moeller, 1997). 65 Recientemente se han realizado estudios que reportan que los lodos residuales que en México han significado un grave problema pueden ser reutilizados sin riesgos a la salud y al ambiente, demostrado que incrementan del 10 al 85% el rendimiento de los cultivos en relación con fertilizantes comunes, así, estos desechos podrían ser aprovechados después de ser sometidos a diversos procesos de estabilización, generando biosólidos que podrían aplicarse como fertilizante dependiendo de las características del suelo, el problema es la alta concentración bacteriana que presentan ya que esto los vuelve residuos peligrosos creando la necesidad de mandarlos a confinamientos o incinerarlos, en vez de aprovecharse para mejorar el suelo de dos terceras partes del territorio nacional que presentan problemas de salinidad y alcalinidad, es decir, altos contenidos de sales y sodio (Oropeza, 2006). VI. MATERIALES Y MÉTODOS 6.1 Descripción del área y muestreo de suelo El sitio de muestreo se localiza en el ex lago de Texcoco en el Valle de México, México a 19o 30’’ latitud norte y a 98o 53’ de longitud, a una altura de 2250 m sobre el nivel del mar, con una temperatura media anual de 16º C y una precipitación media anual de 600 mm. En terrenos del ex lago de Texcoco se identificaron cuatro áreas de aproximadamente 0.5 ha, con conductividades de 6, 30, 80 y 146 dS m-1. Cada una de esas áreas se subdividió en tres secciones las cuales denominamos S1, S2 y S3. Dentro de cada sección de cada área, se 66 tomaron aproximadamente 10 muestras de 1 kg cada una en 10 diferentes puntos a una profundidad de 0 a 15 cm, previo retiro de la capa superior que contenía gran cantidad de sales. Las muestras que se tomaron dentro de cada sección se mezclaron para tener sólo una muestra compuesta por sitio y conductividad, de tal modo que finalmente se tuvieron 12 muestras compuestas a las cuales se denominó como sigue: 6-S1, 6-S2, 6-S3, 30-S1, 30-S2, 30-S3, 80-S1, 80-S2, 80-S3, 146-S1, 146-S2 y 146-S3 (Luna-Guido et al., 2000). Lo anterior se realizó considerando una regla estadística básica denominada ley de los números grandes la cual dice que si n tiende al infinito, el error tiende a cero (Ritchey, 2002), es decir, siguiendo este procedimiento de muestreo los datos son más representativos. 67 Figura 8. Croquis del Exlago de Texcoco, donde se colectaron las muestras de suelo 6.2 Características de los HAPs y del biosólido Los hidrocarburos se obtuvieron de Sigma (USA) con una pureza >98% para fenantreno y >97% para antraceno. La acetona se compró con de J. T. Baker (USA) con una pureza de 99.7%. Los lodos se obtuvieron de Reciclagua (Sistema Ecológico de Regeneración de Aguas Residuales Ind., S. A. de C. V.) en Lerma, Estado de México (México). Reciclagua trata aguas residuales de diferentes empresas. El 90% de las aguas residuales es de origen industrial, principalmente de industrias textiles y el resto de los hogares. El lodo obtenido después de agregarle un floculante es pasado a través de un filtro para reducir el contenido de agua. Treinta kilogramos de lodo digestados aeróbicamente se tomaron asépticamente en bolsas de plástico. El pH del lodo fue de 8.4, el 68 contenido de agua fue de 842 g kg-1, el contenido de carbono orgánico fue de 509 g kg-1 de lodo seco y el N total 55.3 g kg-1 de lodo seco. Cuadro 16. Características de los suelos usados en el experimento a CE 1 (dSm ) pH C orgánico N total b CRA Arcilla Limo Arena Clase Textural 720 Franco arenoso Areno francoso Franco arenoso Franco arenoso -1 g kg suelo Texcoco 6 9 33 1800 885 50 230 A Texcoco 30 10, 41 900 656 90 60 B 6 Texcoco 80 10, 21 1300 1098 180 310 C 5 Texcoco 146 10, 14 1200 956 180 230 D 3 a b CE : Conductividad Eléctrica, CRA : Capacidad de Retención de Agua 850 510 590 6.3 Preparación del suelo, tratamientos y montaje del experimento Las 12 muestras compuestas tomadas en el exlago de Texcoco se llevaron al laboratorio y se tamizaron en una malla de 2 mm. El experimento se llevó a cabo en dos etapas, esto por falta de tiempo y de material de laboratorio, la primera etapa se realizó usando los suelos con CE de 6 y 146, la segunda con los suelos restantes, para la segunda etapa se siguió la misma metodología que en la primera y que a continuación se describe: se tomó 1 kg de cada muestra compuesta y se colocó en un vaso de precipitados de aproximadamente de 1 litro, cada muestra se ajustó a una Capacidad de Retención de Humedad (CRA) del 40 %, posteriormente se incubaron los vasos de precipitados en una cámara de acondicionamiento que consistió en un recipiente con tapa hermética de aproximadamente 20 litros, 3 vasos de precipitados por cámara acondicionado a 22± 2ºC por 10 69 días, dentro de cada cámara también se incluyó un vaso de precipitados de 100 ml 1M con hidróxido de sodio (NaOH) para atrapar el CO2 liberado, a éste CO2 atrapado no se le cuantificó, pues solo se atrapó en la etapa de preincubado para evitar que la atmósfera de la cámara se saturara con éste gas, también se colocó en la cámara un vaso de precipitados con 100 ml de agua destilada para evitar la desecación del suelo, a esta primera etapa se le denominó “Pre incubado de suelo”. Para el montado del experimento en las dos etapas, cada muestra se tomó por triplicado, como se muestra a continuación: CE6S1-1, CE6S1-2, CE6S1-3, CE6S2-1, CE6S2-2, CE6S2-3, CE6S3-1, CE6S3-2, CE6S3-3, 9 (Ver Figura 9) de tal modo que, salvo que se indique lo contrario, todos los datos presentados en la tesis tienen n=9. Figura. 9. Esquema de muestras y repeticiones 70 A frascos de 300 ml se le agregaron 20 g de suelo de cada triplicado de las muestras, se contaminó el suelo según tratamiento con una mezcla de 1200 ppm de fenantreno y 520 ppm de antraceno disueltos en acetona ó 1.16 g de biosólido, que corresponde a tener 300 kg de nitrógeno por hectárea, ó en su defecto al suelo se le agregó la mezcla de hidrocarburos más el biosólido; el testigo no se contaminó ni se le agregó biosólido, cabe señalar que para los tratamientos a los cuales se les contaminó con HAPs, se agregó éste contaminante a 5 g de suelo que se colocó en un desecador por 20 min, para extraerle la acetona que según un estudio (Chen et al., 2005) puede esterilizar el suelo y posteriormente estos 5 g de suelo contaminado se mezclaron con los 15 g restantes. Los tratamientos usados en éste experimento se muestran en el Cuadro 17. Cuadro 17. Tratamientos del experimento 1ra Etapa T1: T2: T3: T4: T5: T6: 2da. Etapa CE 5.6 dsm-1 + HAPs CE 5.6 dsm-1 + BIOSÓLIDO+ HAPs CE 146 dsm-1 + PAH´s CE 146 dsm-1 + BIOSÓLIDO+ HAPs CE 5.6 dsm-1 CE 146 dsm-1 T1: T2: T3: T4: T5: T6: CE 30 dsm-1 + HAPs CE 30 dsm-1 + BIOSÓLIDO+ HAPs CE 80 dsm-1 + PAH´s CE 80 dsm-1 + BIOSÓLIDO+ HAPs CE 30 dsm-1 CE 80 dsm-1 Todos los tratamientos antes mencionados se incubaron en jarras de vidrio de 945 ml conteniendo éstas un vaso con 10 ml de H 2O destilada y un recipiente con 20 ml 1 M NaOH para atrapar la liberación de CO 2. Los frascos se sellaron y almacenaron en la oscuridad durante 56 días a 22 ± 2 71 ºC. Otros 15 frascos que contienen un vaso con 10 ml de H2O destilada y un recipiente con 20 ml 1 M NaOH se sellaron y sirvieron como control para tener en cuenta el CO2 en el aire. Después de 3, 7, 14, 28 y 56 días, tres frascos se seleccionaron al azar de cada tratamiento y el suelo se analizó para NH4+, NO2-, NO3-, y de HAP. Los frascos fueron abiertos para airearse cada 8 días durante 10 minutos para evitar anaerobicidad se sellaron luego y se volvieron a incubar 6.4 Análisis químico El pH del suelo fue medido en una relación 1:2.5 con H 2O destilada usando un electrodo de vidrio (Thomas, 1996). La CE fue determinada en extracto de saturación como lo describe Rhoades et al. (1989). La Capacidad de Retención de Humedad del suelo fue medida saturando el suelo con agua y dejándolo en un embudo durante toda la noche donde drenó el agua de exceso, se pesó el suelo estando seco y una vez saturado, la diferencia dio la CRA. La distribución del tamaño de las partículas de suelo fue determinado por el método del hidrómetro como lo describe Gee y Bauder, (1986). El Carbono Orgánico en el biosólido y en el suelo fue medido en un Analizador de Carbono Total TOC-VCSN (SHIMADZU, USA). El Carbono Inorgánico en el suelo fue determinado al agregar 20 ml de HCl 1M a 2 gramos de suelo secado al aire y atrapando el CO 2 liberado en 20 ml de NaOH 1 M (Nelson y Sommers, 1982). De cada tratamiento se tomaron 10 gramos de suelo para la determinación de N-inorgánico con 100 ml de 0.5 M K2SO4, esta solución se agitó por 30 minutos, se filtró después con papel 72 Whatman® no. 42, el Nitrógeno Total fue medido por el método de Kjeldhal usando H2SO4 concentrado, K2SO4 y Cu2SO4 para digestar la muestra (Bremner, 1965). El NH4+, NO2- y NO3- en el extracto de K2SO4 fueron determinados en un San Plus System – SKALAR analizador automático (Mulvaney, 1996). 6.5 Análisis de HAPs Las concentraciones de fenantreno y antraceno fueron analizadas usando un método de extracción ultrasónico desarrollado por Song et al. (1995).1.5 gramos de las submuestras de suelo fueron mezclados con 3 gramos de sulfato de sodio anhidro hasta formar un polvo fino, y colocados en un tubo de pyrex; agregándole después 5 ml de acetona. Los tubos fueron colocados en un baño de sonicación de 35-40 ºC por 20 min, se agitaron mecánicamente en un vortex por 15 segundos y se colocaron en el baño de sonicación nuevamente por otros 20 minutos. Los extractos fueron separados del suelo por centrifugación a 3000 rpm por 15 minutos. Este proceso fue repetido por tres veces. Los extractos obtenidos en cada vez se mezclaron y evaporaron en una estufa a 50ºC posteriormente se disolvieron en 2 ml de acetona. De cada tubo, 2.0 l de alícuota fueron inmediatamente analizados para la determinación de HAPs en un Cromatógrafo de Gases Hewlett-Packard 4890-D GC (USA) equipado con un detector de ionización de flama y una columna HP-5 Hewlett-Packard (USA) de 15 m de largo, diámetro interno de 0.53 mm y una película de 1.5 m para separar los HAPs del Helio portador que fluye a un ritmo de 7 ml min-1, la temperatura 73 del horno fue de 140 ºC incrementándose a 170 ºC en un rango de 2ºC min -1 manteniéndose a una temperatura de 170 ºC por 5 minutos e incrementándose hasta 280 ºC, en un rango de 30ºC min -1 y manteniéndose a los 280 ºC por 10 minutos. La temperatura del inyector fue de 280 ºC y la del detector de 300 ºC. El porcentaje de recuperación de los HAP se probó mediante la adición de 1,5 g de suelo seco de cada una de las tres muestras de suelo (por triplicado) a un tubo de Pyrex y enriquecidas con fenantreno 1200 mg kg-1 suelo seco y 520 kg de antraceno mg-1 de suelo seco. 6.6 Análisis estadístico La producción acumulada de CO2 se determinó mediante un modelo de regresión lineal el cual fue forzado a pasar a través del origen, que permite diferentes pendientes (tasas de producción) para cada tratamiento. Este planteamiento es apoyado por consideraciones teóricas (Beltrán-Hernández et al., 2007) que el CO2 no se produce en el tiempo cero y que el CO 2 en los frascos sin suelo representa el CO2 aportado por la atmosfera. La concentración de NH4+, NO2-, NO3-, fenantreno y antraceno se sometieron a un análisis de varianza utilizando el comando PROC GLM (SAS Institute, 1989, se usó el LSD (Método de Diferencia Mínima Significativa) para detectar las diferencias significativas entre los tratamientos y la diferencia de menos significancia . Diferencias significativas entre los tratamientos para las emisiones de CO2 se determinaron utilizando PROC MIXED (SAS Institute, 1989). 74 VII. RESULTADOS En este apartado se describen los resultados obtenidos en el experimento, en primer lugar se describen las emisiones de CO 2 a diferentes tiempos de muestreo, posteriormente las dinámicas de NH4+, NO2- y NO3- y las emisiones de fenantreno y antraceno. 7.1 Emisión de CO2 Se realizó un modelo de regresión lineal que se obligó a que pasara por el cero. En el suelo sin enmendar y sin contaminar, el rango de emisión de CO2 fue mayor en el suelo con CE de 6 dS m -1 y más baja en el suelo con CE de 30 dS m-1 (Cuadro 18). El rango de emisión de CO2 fue significativamente mayor en el suelo contaminado con HAPs comparado con el suelo sin enmendar, pero significativamente menor que en el suelo contaminado y enmendado con lodos de aguas residuales, excepto por el suelo con CE de 146 dS m-1 (p < 0.05). 7.2 Dinámicas de NH4+, NO2- y NO3 La concentración de NH4+ disminuyó en el suelo sin enmendar y sin contaminar con CE de 30 y 80 dS m-1 hasta el día 14 e incrementó después de entonces (Figura 10a; Cuadro 18). En el suelo con CE de 6 y 146 dS m -1 la concentración de NH4+mostró un incremento después del día 3 llegando a su máximo al día 7 y un decremento después de eso (Figura 10a; Cuadro 18). 75 Cuadro 18. Concentración de NH4+, NO2- y NO3- (mg N kg-1 de suelo) y rangos de emisión de CO2 (mg C kg-1 de suelo día-1) en suelo con diferente conductividad eléctrica (CE) contaminado con o sin antraceno y fenantreno y emendado con y sin lodo de aguas residuales incubado aeróbicamente a 25 ± 2 °C por 56 días. -1 -1 Rango de emisión de CO2 (mg C kg día ) CE (dS m-1) 6 30 80 146 EEE P-valor Suelo sin enmendar 17.1 cb Ac 8.6 c C 12.9 c B 13.7 a B 2.0 p <0.0001 Suelo + HAPs 80.5 b A 17.3 b B 16.0 b B 14.0 a B 2.4 p <0.0001 Suelo + HAPs + lodo 107.7 a A 74.4 a B 20.9 a C 14.9 a D 3.2 p <0.0001 + -1 Concentración de NH4 (mg N kg ) EEEa P-valor 3.7 2.6 1.3 2.4 p <0.0001 p <0.0001 p <0.0001 p <0.0001 DMSd p =0.0003 6 7.9 b A 15.1 a A 9.4 b B 4.4 p < 0.001 30 4.8 b B 5.4 b C 8.6 a B 1.5 p < 0.001 80 6.0 c AB 9.7 b B 13.1 a A 1.6 p= 0.0047 146 6.6 a AB 5.7 a C 7.9 a B 2.3 DMS 1.9 3.4 3.3 P-valor P < 0.0009 p <0.0001 p< 0.0002 - -1 Concentración de NO2 (mg N kg ) DMS 6 1.0 b C 1.5 a D 1.6 a D 0.4 p = 0.0024 30 1.4 b C 2.2 b C 5.3 a C 1.2 p < 0.001 80 7.8 b A 5.9 c A 10.0 a B 1.4 p < 0.001 146 4.0 b B 4.1 b B 12.4 a A 1.2 p < 0.001 DMS P-value 0.8 p < 0.001 0.5 p < 0.001 1.9 p < 0.001 76 Continuación… - -1 Concentración de NO3 (mg N kg ) 6 22 a C 11 b C 10 b C 6 p < 0.0001 30 20 a C 14 b BC 15 b C 3 p < 0.0001 80 34 a A 24 b B 27 b B 5 p < 0.0001 146 86 a A 86 a A 90 a A 15 p= 0.0001 DMS 10 11 9 P-value p < 0.0001 p < 0.0001 p < 0.0001 a EEE: Error Estándar del Estimado b valores con la misma letra no son afectados significativamente por el tratamiento. i. e. dentro de las filas c valores con la misma letra mayúscula no son diferentes significativamente entre el suelo, i. e. dentro de la columna. d DMS: Diferencia media significativa La concentración de NH4+ disminuyó en el suelo sin enmendar con CE de 30, 80 y 146 dS m-1 y el suelo enmendado y que se le agregó HAPs tendió a incrementar hacia el final del tiempo (Figura 10b; Cuadro 18). La concentración de NH4+ del suelo con CE de 6 dS m-1 enmendado o no con lodos de aguas residuales y agregándoles HAPs mostró más fluctuaciones con el tiempo (Figura 10b, c: Cuadro 18). La concentración media de NH4+ fue mayor en el suelo sin enmendar y sin contaminar con CE de 6 dS m -1 que en el suelo con CE de 30 dS m-1 (Cuadro 18). Contaminando el suelo con HAPs incrementó la concentración de NH4+ comparado con el suelos sin contaminar excepto en el suelo con CE de 146 dS m -1 (Figura 10b; Cuadro 18). La aplicación de lodos al suelo contaminado con HAPs incrementó la cantidad de NH4+ en el suelo, excepto en el suelo con CE de 6 dS m -1. 77 Figura 10. Concentración de amonio (mg N kg-1) en un a) Suelo sin enmendar y sin contaminar, b) Suelo contaminado con fenantreno y antraceno ó c) Suelo enmendado con lodo de aguas residuales contaminado con fenantreno y antraceno. 78 La concentración de NO2- en el suelo sin enmendar y sin contaminar y en el suelo inoculado con HAPs mostró pocas fluctuaciones en el tiempo excepto en el suelo sin contaminar con CE de 6 dS m -1 donde éste incrementó hasta los 28 días y disminuyó otra vez (Figura 11a, b; Cuadro 18). La concentración de NO2- en el suelo sin emendar, y que no se le agregó HAPs mostró pequeñas fluctuaciones en el tiempo excepto el suelo que no se contaminó con CE de 6 dS m -1 dónde la concentración de NO2 incrementó hasta el día 28 y disminuyó después (Figura 11a, b; Cuadro 18). El suelo que se contaminó con HAPs y emendó con biosólido mostró más fluctuaciones en el tiempo comparado con los otros tratamientos. El suelo con HAPs incrementó la concentración de NO2- excepto en el suelo con CE de 80 dS m-1 (Cuadro 18). La aplicación de lodos residuales al suelo contaminado con HAPs incrementó la concentración de NO2- en todos los suelos comparados con el suelo contaminado con HAPs. 79 Figura 11. Concentración de nitritos (mg N kg-1) en un a) Suelo sin enmendar y sin contaminar, b) Suelo contaminAdo con fenantreno y antraceno ó c) Suelo enmendado con lodo de aguas residuales y contaminado con fenantreno y antraceno. 80 La concentración de NO3- mostró un patrón no muy claro en el tiempo en todos los tratamientos (Figura 12a, b, c; Cuadro 18). La concentración media de NO3- fue significativamente mayor en el suelo sin enmendar y sin contaminar con CE de 80 dS m-1 que en el suelo con CE de 6 dS m -1 o el de 30 dS m-1, pero significativamente más baja que en el suelo con CE de 146 (Cuadro 18).La aplicación de lodos o contaminando el suelo con HAPs disminuyó la concentración media de NO3- excepto en el suelo con CE de 146 dS m-1. 81 Figura 12. Concentración de nitratos (mg N kg-1) en a) Suelo sin enmendar y sin contaminar, b) Suelo contaminado con fenantreno y antraceno o c) Suelo enmendado con lodo de aguas residuales y contaminado con fenantreno y antraceno. 82 7.3 Concentración de Antraceno y Fenantreno La concentración de fenantreno disminuyó bruscamente en el suelo con CE de 6 dS m-1 en los primeros 14 días, pero no cambió significativamente a partir de entonces (Figura 13 a). La aplicación de lodo al suelo con CE de 6 dS m-1 aceleró la remoción de fenantreno del suelo y disminuyó la concentración después de 56 días (p < 0.05) (Figura 13b). La concentración de fenantreno disminuyó significativamente en el suelo con CE de 30 y 80 dS m-1, i.e. 3.1 mg kg-1 dia-1 (error estándar del estimado (EEE) 0.7) y -4.6 mg kg-1 dia-1 (EEE 1.4), respectivamente. La aplicación de lodos de aguas residuales disminuyó la concentración de fenantreno y antraceno en el suelo con CE de 30 y 80 dS m-1 después de 56 días. La concentración de fenantreno disminuyó bruscamente en el suelo con CE de 146 dS m -1 en los primeros 14 días, pero no cambió significativamente después de entonces. La aplicación de lodos al suelo con CE de 146 dS m -1 no tuvo efecto significativo en la concentración de fenantreno después de 56 días. La concentración media de fenantreno fue significativamente menor en el suelo con CE de 6 dS m-1 que en el suelo con CE de 30 y 80 dS m -1, pero más grande que en el suelo con CE de 146 dS m -1, independientemente de la aplicación de lodos de aguas residuales (p < 0.05). 83 Figura 13. Concentración de fenantreno (mg kg-1) en a) Suelos contaminado con fenantreno ó b) Suelo enmendado con lodo de aguas residuales con fenantreno. 84 La concentración de antraceno disminuyó en el suelo con CE de 6 dS m-1 entre el día 7 y el 14, pero no cambió significativamente después de entonces (Figura 14a). La aplicación de lodos al suelo con CE de 6 dS m -1 aceleró la remoción y disminuyó la cantidad de antraceno después de 56 días (Figura 14b). La concentración de antraceno en el suelo con CE de 30 y 80 dS m-1 fue menor después de 56 días que en el inicio de la incubación aunque la disminución fue pequeña, i.e. sólo el 5%. El antraceno fue removido en el suelo con CE de 30 dS m -1 y 12% en el suelo con 80 dS m-1 después de 56 días. La aplicación de lodos en esos dos suelos disminuyó la cantidad de antraceno significativamente comparado con el suelo sin enmendar después de 56 días (p < 0.05). La concentración de antraceno disminuyó bruscamente en el suelo con CE de 146 dS m-1 entre el día 7 y el día 14, pero no cambió significativamente después de entonces (Figura 14a). La aplicación de lodo al suelo contaminado con HAPs con CE de 146 dS m-1 no tuvo efecto significativo en la concentración de antraceno. La concentración media de antraceno fue significativamente más baja en el suelo con CE de 6 dS m-1 que en el suelo con CE de 30 y 80 dS m -1, pero significativamente más grande que en el suelo con CE de 146 dS m -1 (p <0.05). En el suelo enmendado con lodos la concentración de antraceno fue significativamente más grande en el suelo con CE de 30 y 80 dS m -1 que en el suelo con CE de 6 y 146 dS m-1 (p < 0.05). 85 Figura 14. Concentración de antraceno (mg kg-1) en a) Suelos sin enmendar ó b) Suelo emendado con lodos residuales y contaminado con antraceno. 86 VIII. DISCUSIÓN 8.1 Emisión de CO2 La contaminación del suelo con HAPs incrementó la emisión de CO 2. La acetona usada para contaminar el suelo que no fue removida sirvió como sustrato de carbono, así la emisión de CO2 incrementó, lo anterior se fortalece pues según Lee y Cho (2008) hay microorganismos capaces de degradar la acetona bajo condiciones aeróbicas. En experimentos previos realizados en el CINVESTAV por otros investigadores, se encontró que la acetona usada como portador para agregar HAPs al suelo, inhibió la actividad microbiana en un suelo de Texcoco con CE 56 dS m -1 después de 7 días (Vázquez-Nuñez et al., 2009; Kästner et al., 1995). Por lo anterior, si la acetona inhibió la actividad microbiana, ésta fue solo temporalmente. La acetona mató los microorganismos del suelo así que la actividad microbiana y la emisión de CO2 disminuyó, pero los microorganismos muertos también sirvieron como sustrato de carbono para microorganismos sobrevivientes así la emisión de CO2 incrementó (Brinch et al., 2002; Vázquez-Nuñez et al., 2009). Lo anterior se encontró en este estudio en el suelo con CE de 146 dS m-1. La emisión de CO2 fue más baja en el suelo contaminado con HAPs que en el suelo sin contaminar hasta el día 14, pero fue mayor después. La diferencia en emisión de CO2 entre el suelo que se le agregó HAPs y el suelo sin contaminar disminuyó con el incremento de la salinidad. En experimentos previos realizados en el CINVESTAV, se encontró que la mineralización de glucosa marcada y maíz también disminuyó con el 87 incremento de la salinidad (Luna-Guido et al., 2001; 2003). Sin embargo otras características del suelo afectan la descomposición de material orgánico agregado. Las características del suelo, tal como pH (Saggar et al., 1999), CIC, estructura del suelo (Amato y Ladd, 1992), sodicidad (Nelson et al., 1996), contenido de arcillas (Van Veen et al., 1985), área de superficie específica de la arcilla y la naturaleza de la arcilla mineral (Saggar et al., 1996; D’Acqui et al., 1998), afectan la mineralización del material orgánico. Se sabe que la aplicación de lodos de aguas residuales incrementa la emisión de CO2 del suelo (Scott et al, 2006). Los lodos residuales contienen grandes cantidades de material orgánico de fácil descomposición que es rápidamente mineralizado cuando se agrega al suelo (Franco-Hernández et al., 2003; Fernández-Luqueño et al., 2008). Por ejemplo, Parnaudeau et al. (2004) reportó que aproximadamente el 40% de material orgánico de lodos se mineralizó dentro de los primeros 50 días, la diferencia en emisión de CO2 entre el suelo contaminado con HAPs enmendado con lodos y el suelo sin enmendar y sin contaminar disminuyó con el incremento de la salinidad. Esto parece indicar otra vez que el incremento de la salinidad disminuyó la mineralización de material orgánico agregado. 8.2 Dinámicas de N mineral El suelo inoculado con HAPs no tuvo un efecto claro en la concentración de NO2-, pero la adición de lodo de aguas residuales lo incrementó significativamente, el mayor incremento fue encontrado en el suelo con la mayor CE. 88 El NH4+ en el material orgánico mineralizado de los lodos de aguas residuales es oxidado a NO2- y a NO3- en el suelo. Los microorganismos nitrificadores son afectados por el elevado contenido de sales y la oxidación de NO2- es más sensible al incremento de contenido de sal que la oxidación de NH4+ (Madigan y Oren, 1999). En éste experimento la concentración de NO2- incrementó en el suelo con mayor CE. Así la oxidación de NO2- ocurrió en el suelo aun con CE de 146 dS m-1 pero también se detectó NO3- , así entonces el alto contenido de sales afecta a los microorganismos nitrificadores pero aun en dichas condiciones existen microorganismos adaptados los cuales realizan la nitrificación. El suelo con HAPs disminuyó la concentración de NO3- independientemente de la aplicación de lodo de aguas residuales, excepto en el suelo con CE de 146 dS m-1. Ambos, la acetona para contaminar el suelo con antraceno y fenantreno y los HAPs agregado no contienen N así que su descomposición induce la inmovilización de N mineral, excepto en el suelo con CE de 146 dS m-1 donde su mineralización fue baja. La inmovilización de NO3- , sin embargo, es inhibida por bajas cantidades de NH4+. Rice y Tiedje (1989) indicaron que la reducción en la asimilación de NO3- no se espera que sea importante en el suelo a no ser que haya NH4+ libre en micro sitios en el suelo. El NH4+ siempre estuvo presente en el suelo así que éste no inhibió la inmovilización del NO3- en el suelo de Texcoco. En experimentos previos (Luna-Guido et al., 2003) se encontró que la adición de 89 un sustrato de carbono de fácil descomposición disminuyó la concentración de NO3- e incrementó la concentración de NO2- independientemente de la concentración de NH4+ en el suelo (Conde et al., 2005). La respiración aerobia de nitratos por Archaea podría explicar parte de la disminución en la concentración de NO3- (Vega-Jarquin et al., 2008). 8.3 Dinámicas de HAPs La concentración de fenantreno y antraceno disminuyó en el suelo con CE de 6 dS m-1 hasta el día 14 y permaneció constante después de entonces. Aproximadamente el 49 % de fenantreno y el 26 % de antraceno agregado al suelo fueron removidos dentro de 56 días. Se sabe que los microorganismos autóctonos pueden remover HAPs del suelo. En un experimento previo el 99 % de fenantreno y el 85% de antraceno fue removido de un suelo agrícola (Fernández-Luqueño et al., 2008). La remoción de fenantreno y antraceno fue mucho más baja en el suelo con CE de 30 dS m-1, i.e. 11% y 5% respectivamente. Se atribuye a que el pH y la CE alta en el suelo de Texcoco inhibió la remoción de HAPs (Betancur-Galvis et al., 2006; Stokes et al., 2005; Stroud et al., 2007). Sin embargo, casi todo el antraceno y fenantreno fue removido del suelo con CE 146 dS m -1 después de 56 días, i.e.>95%. Este hecho muestra claramente que otros factores afectan la remoción de HAPs del suelo y el contenido de sal y pH fueron factores no determinantes (Betancur-Galvis et al., 2006). Un análisis PCA (Principal Component Analysis) de los factores del suelo indica que ninguna de las características medidas, i.e. CE, CRA, 90 distribución del tamaño de las partículas, C orgánico e inorgánico o pH, determinaron la remoción de fenantreno y antraceno (Figura 15). Los cuatro suelos estudiados fueron claramente separados uno de otro, pero no hubo una relación clara entre las características y la cantidad de HAPs removido en los suelos. Por ejemplo, el suelo con CE de 80 dS m -1 tuvo un PCI positivo, i.e. contenido alto de CRA y limo, mientras que el suelo con CE de 30 dS m-1 tuvo un PCI negativo, con un contenido alto de C orgánico y arena, pero similares cantidades de HAPs fueron removidos. Además, la remoción de HAPs fue mayor en el suelo con CE de 146 dS m -1 que en el suelo con CE de 6 dS m-1, así que el contenido de sal no fue un factor determinante. Aún la actividad microbiana como evidenció la emisión de CO2 no estuvo relacionada con la remoción de HAPs en el suelo. 91 Figura. 15. Análisis Principal de Componentes (PCA). 92 La producción de CO2 fue similar en el suelo con CE de 180 dS m-1 y en el de 146 dS m-1, pero la remoción de fenantreno y antraceno fue mucho mayor en el segundo que en el primero. La CE como tal, y otras características medidas no determinaron la remoción de HAPs del suelo. Factores, tales como el área de la superficie específica de las arcillas y/o la naturaleza mineral (Saggar et al., 1996; D’Acqui et al., 1998), podrían haber afectado la disponibilidad y además la remoción de HAPs del suelo. La “disponibilidad” o la “bio-accesibilidad” de los HAPs estudiados podrían haber sido otros los factores que determinaron la remoción de antraceno y fenantreno del suelo. En un experimento previo, se encontró que la remoción de antraceno fue más rápida en la capa de 0-2 cm que de 2-8 ó de 8-15 cm de profundidad (Betancur-Galvis et al., 2006). Otra investigación revela que las variaciones en el contenido de agua contribuyen a incrementar la disponibilidad de antraceno para un incremento en la remoción (Vázquez-Núñez et al., 2009). Nelson et al., (1996) en un estudio realizado reportan que el contenido alto de sal en un suelo de CE de 146 dS m-1 dispersa las partículas de éste, de tal forma que los HAPs no son físicamente protegidos y se vuelven disponibles para la degradación. Por consiguiente, la remoción de HAPs no fue inhibida por las sales en el suelo con CE de 146 dS m -1. El porcentaje de antraceno y fenantreno removidos del suelo con CE de 30 y 80 dS m -1 fue similar luego de 56 días, pero en el suelo con CE de 6 y 146 dS m -1 la disipación de antraceno fue menor que de fenantreno. 93 La remoción de antraceno en el suelo normalmente es menor que la de fenantreno. Esto se puede atribuir a la baja solubilidad del antraceno en sistemas acuosos (0.07 mg l-1) comparado con el fenantreno (1.29 mg l-1), lo cual da una disponibilidad más baja para la degradación microbiana (Atagana et al., 2003). Esto indica en el suelo con CE de 30 y 80 dS m-1, que la “disponibilidad” o “bio-disponibilidad” de fenantreno y antraceno fue baja, así que sus remociones fueron bajas y similares. Ensink et al., (2006) explica que la aplicación de materiales orgánicos aceleran la remoción de HAPs del suelo. Agregar lodos al suelo puede afectar la remoción de HAPs en diferentes formas. Primero, los lodos contienen grandes cantidades de sustrato orgánico que estimularán la actividad microbiana y así acelerando la remoción de HAPs. Segundo, los lodos contienen nutrimentos que estimularán más la actividad microbiana. Además, los lodos pueden cambiar las condiciones del suelo, tal como pH y CE (Ramírez y Pérez, 2006). En un estudio realizado por Fernández et al., (2009) el pH, la CE, el Carbono Orgánico Total, nitrógeno total, disponibilidad de fósforo y acumulación de potasio aumentaron en un suelo enmendado con lodo de aguas residuales monitoreado durante tres años, por todo lo anterior estimulan la actividad microbiana para degradar HAPs del suelo. Los lodos de aguas residuales redujeron la concentración de fenantreno y antraceno en el suelo después de 56 días comparados a la cantidad extraída en el comienzo del experimento, aunque el efecto fue mucho menor en los suelos con CE de 30 y 80 dS m-1 que en el suelo con CE de 6 dS m-1. 94 En el suelo con CE de 146 dS m -1 los rangos de remoción de fenantreno y antraceno fueron tan grandes que los lodos no tuvieron efecto en sus rangos de disipación. Esto indica que un efecto positivo del lodo de aguas residuales en la remoción de fenantreno y antraceno sólo sería observado cuando los HAPs están disponibles y no protegidos de la degradación microbiana, tal es el caso del suelo con CE de 146 dS m -1 que como comenta Nelson et al., (1996), el alto contenido de sales dispersa el suelo haciendo a los HAPs estudiados disponibles a la actividad biológica. IX. CONCLUSIONES La emisión de CO2 aumentó cuando al suelo se le agregó HAPs al igual que cuando se enmendó con lodo de aguas residuales, pero la emisión fue interrumpida conforme el suelo incrementó su contenido de sales. La concentración de amonio en suelos de CE de 30, 80 y 146 dSm -1 fue menor en promedio al final de tiempo comparada con los suelos a los que se les enmendó con lodo de aguas residuales y contaminó con HAPs, excepto en el suelo sin contaminar de CE de 6 dSm-1. La mayor concentración promedio en el tiempo de NO -2 se obtuvo en el suelo de mayor CE, enmendado con lodo de aguas residuales y contaminado con HAPs. Al agregar antraceno y fenantreno al suelo disminuyó la concentración de nitratos excepto en el suelo de mayor CE. La remoción de HAPs fue más alta en el suelo con CE de 6 y de 146 dS m-1, pero menor en los suelos con CE de 30 y 80 dS m-1. 95 Los lodos de aguas residuales tienen un efecto positivo en la remoción de antraceno y fenantreno del suelo, pero el grado de su efecto está relacionado a la disponibilidad del contaminante. De acuerdo a éste estudio ninguna de las variables estudiadas, tales como CE, pH, distribución del tamaño de las partículas y contenido de materia es un factor importante y determinante para la remoción de antraceno y fenantreno en el suelo; por lo tanto la hipótesis enunciada se rechaza. X. AGRADECIMIENTOS La presente investigación fue financiada por el Programa de Apoyo a la Formación de Jóvenes Investigadores de la Dirección General de Investigación y Postgrado de la Universidad Autónoma Chapingo, y por el “Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología” (CONACyT, México) proyecto 39801-Z y CINVESTAV (México). 96 XI. LITERATURA CITADA Albers, P. H. 1995. 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