SUELOS CONTAMINADOS POR METALES Y METALOIDES

Suelos contaminados
por metales y metaloides
Suelos contaminados
por metales y metaloides:
muestreo y alternativas
para su remediación
Tania Volke Sepúlveda,
Juan A. Velasco Trejo y
David A. de la Rosa Pérez
Secretaría de Medio Ambiente y Recursos Naturales
Instituto Nacional de Ecología
D.R.
© Instituto Nacional de Ecología (INE-Semarnat)
Periférico sur 5000. Col. Insurgentes Cuicuilco,
C.P. 04530. México, D.F. www.ine.gob.mx
Primera edición: mayo de 2005
Coordinación editorial
y tipografía:
Raúl Marcó del Pont Lalli
Diseño de portada:
Álvaro Figueroa
Foto de portada:
Claudio Contreras Koob
ISBN: 968-817-492-0
Impreso y hecho en México
ÍNDICE
Capítulo primero
1. El suelo
1.1. Composición y propiedades del suelo
1.2. Tipos de suelos y su distribución en México
11
11
16
Capítulo segundo
2. La contaminación de suelos por metales y metaloides 19
2.1. Principales fuentes de contaminación
20
2.2. La minería y la contaminación de suelos en México
23
2.3. Elementos potencialmente tóxicos
31
Capítulo tercero
3. Muestreo y caracterización de un sitio
3.1. Objetivos de un muestreo
3.2. Tipos de muestreo
3.3. Muestras representativas
3.4. Planeación de un muestreo
3.5. Características de una muestra
3.6. Ejemplos de muestreo
37
38
39
42
45
51
54
Capítulo cuarto
4. Tecnologías de remediación para suelos
contaminados por EPT
4.1. Factores que inciden en los procesos de remediación
4.2. Clasificación de tecnologías de remediación
4.3. Tecnologías fisicoquímicas
4.4. Tecnologías biológicas
57
58
62
66
89
Capítulo quinto
Conclusiones y perspectivas
117
Anexo
Generalidades de algunos EPT
121
Cuadros
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
Categorías de suelos encontradas en México de acuerdo a
la clasificación internacional de suelos FAO/UNESCO/ISRIC
Interrelaciones de la actividad minera con el ambiente
Volumen (t) de la producción de metales y minerales
seleccionados (Au, Ag, Pb, Cu, Zn, C, Fe, S, Barita, Fluorita),
de 1997 a 2002, en los estados con mayor rendimiento
Número de distritos mineros y zonas mineralizadas por estado
Distribución de sitios abandonados por entidad federativa
de acuerdo con su prioridad
Principales residuos peligrosos encontrados en sitios
abandonados
Principales características de los metales y no metales
Tipos de errores de muestreo y técnicas para su minimización
Cantidad de muestra requerida en función del análisis
a realizar
Profundidad recomendada para la toma de muestras
en función del objetivo del muestreo
Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación
in situ y ex situ
Ejemplos de la aplicación a gran escala del lavado de
suelos contaminados con metales en los Estados Unidos
Principales ventajas y limitaciones del lavado de suelo
Principales ventajas y limitaciones de la electrorremediación
Especies hiper-acumuladoras que pueden usarse para
la fito-extracción de metales
Ventajas y limitaciones de la fitorremediación
17
22
24
27
30
31
33
44
52
53
64
71
72
88
113
115
Figuras
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
17.
18.
19.
20.
Esquema general de las fracciones que componen un suelo
Perfil general de un suelo
Localización de los metales, no metales y metaloides
en la tabla periódica
Metales clasificados como clase A (duros), clase B (suaves)
y frontera (metales intermedios).
Tipos de muestreo
Instrumentos comúnmente usados para el muestreo de suelos
Muestreo sistemático polar (muestras simples)
para delimitar una zona contaminada
Muestreo sistemático con toma de muestras compuestas
a diferentes profundidades
Factores interrelacionados entre sí que inciden
en la remediación de un suelo
Esquema básico del proceso de incorporación con cemento
con mezclado en tambor
Esquema básico del mecanismo de aglutinación con asfalto
Esquema básico del proceso de vitrificación en campo (on site)
Esquema básico del proceso de vitrificación en planta (off site)
Electrorremediación in situ de un suelo contaminado.
Interacciones entre metales y microorganismos
Proceso integral para la biorremediación de suelos
contaminados con metales
Biolixiviación de un mineral que contiene cobre
Proceso de biooxidación de flujo continuo para el
pretratamiento de arsenopirita para recuperar oro
Esquema general de la descontaminación de iones metálicos
en un proceso natural de fitorremediación
Proceso general de fito-extracción
13
15
32
34
41
49
55
56
58
79
79
81
82
85
91
103
104
105
108
110
Capítulo primero
1. El suelo
El suelo es un cuerpo natural, no consolidado, compuesto por
sólidos (material mineral y orgánico), líquidos y gases, que se
caracteriza por tener horizontes o capas diferenciales, resultado
de las adiciones, pérdidas, transferencias y transformaciones de
energía y materia a través del tiempo, y cuyo espesor puede ir
desde la superficie terrestre hasta varios metros de profundidad
(Sposito 1989).
1.1. Composición y propiedades del suelo
El suelo constituye un recurso natural de gran importancia, que desempeña funciones en la superficie terrestre como reactor natural y
hábitat de organismos, así como soporte de infraestructura y fuente
de materiales no renovables (Sposito 1989, UNESUR 2004).
Reactor natural. El suelo es un elemento filtrante, amortiguador y
transformador, que regula los ciclos del agua y los biogeoquímicos.
Tiene la propiedad de retener sustancias mecánicamente o fijarlas
por adsorción, contribuyendo a la protección de aguas subterráneas
y superficiales contra la penetración de agentes nocivos. El suelo,
El suelo 11
además, promueve fenómenos de evotranspiración o transpiración
del aire a través de la superficie.
Hábitat de organismos y reserva genética. El suelo constituye, junto con el agua, el aire y la luz solar, el fundamento de la vida en los
ecosistemas terrestres, alberga una gran diversidad de organismos y
microorganismos.
Soporte físico de infraestructura. Por sus características físicas, químicas y mecánicas, el suelo posee propiedades de soporte para el desarrollo
de actividades forestales, recreativas y agropecuarias, además de socioeconómicas como vivienda, industria y carreteras, entre otras.
Fuente de materiales no renovables. El suelo es un yacimiento de
materias primas, como minerales no metálicos de interés para la
construcción (piedra, mármol, caliza, yeso, arena), minerales metálicos (blenda, galena, siderita, pirita) y combustibles fósiles como el
petróleo.
El suelo es una mezcla compleja de materiales inorgánicos (fracción
mineral, formada principalmente de arcillas, limo y arena), materia
orgánica, agua/aire y organismos vivos (figura 1). A continuación
se describe brevemente cada una de estas fracciones (Sposito 1989,
Miller 1994).
Fracción mineral. Los componentes minerales constituyen la mayor
parte de la estructura de un suelo (figura 1). En orden de abundancia, los elementos más comúnmente encontrados en los minerales
son: O > Si > Al > Fe > C > Ca > K > Na > Mg > Ti. Los minerales
se dividen en primarios y secundarios; los primeros se encuentran
constituidos principalmente por O y Si y forman silicatos de estructuras Si-O (grava y arena). Los minerales secundarios, provenientes
de procesos de disolución y precipitación, son de suma importancia
debido a su superficie de reacción, y a que sirven como depósitos de
agua, nutrientes y materia orgánica, lo que le confiere la parte activa
de un suelo (arcillas).
12 Suelos contaminados
Los suelos se clasifican, en función a su tamaño de partícula, en
cuatro principales componentes: arcilla (tamaño de partícula menor
a 0.002 mm), limo (0.002-0.05 mm), arena (0.05-2 mm) y grava
(partículas mayores a 2 mm). Las cantidades relativas de cada tipo
de partícula mineral determinan la textura de un suelo y tienen un
impacto directo sobre sus propiedades físicas, químicas y biológicas
(Miller 1994, Van Deuren et al. 2002).
Figura 1. Esquema general de las fracciones que componen un suelo
}
Poros: aire
(20-30%)
O2
CO2
Materia orgánica
(0.5-5%)
Poros: aire
(20-30%)
Fracción mineral
(~ 45%)
Fracción orgánica. La fracción orgánica de los suelos está constituida por desechos vegetales y animales, además de cantidades variables
de materia orgánica amorfa llamada humus. La fracción orgánica en
un suelo puede ser muy variable: un suelo árido puede contener cerca
de 0.5%, mientras que una turba puede tener alrededor de 95%; sin
El suelo 13
embargo, la mayoría de los suelos, en general, tiene un contenido de
materia orgánica entre 0.5 y 5%.
Fracción agua/gases. Los espacios, o poros, que hay entre partículas sólidas (orgánicas e inorgánicas) del suelo, contienen diversas
cantidades de dos componentes inorgánicos clave: el agua y el aire.
El agua es el principal componente líquido de los suelos y contiene
sustancias minerales, oxígeno (O2) y bióxido de carbono (CO2) en
disolución, mientras que la fase gaseosa en los suelos está constituida
por aire. Dependiendo del contenido de humedad del suelo, los poros
se encontrarán ocupados por agua o por aire (figura 1).
En general, la composición química y la estructura física del suelo
están determinadas por el tipo de material geológico del que se origina,
por la cubierta vegetal, por el tiempo en que ha actuado la meteorización (desintegración por la acción de agentes atmosféricos), por la
topografía y por los cambios artificiales resultantes de las actividades
humanas (Sposito 1989).
Los componentes de los suelos maduros se encuentran dispuestos
en una serie de zonas llamadas horizontes (figura 2). El arreglo de estos
horizontes en un suelo se conoce como un perfil edáfico o perfil del
suelo. Cada horizonte se caracteriza por tener diferentes propiedades
como color, textura, estructura, espesor y composición (tipo de minerales y elementos químicos presentes), además de su consistencia
y reacción. Todas estas propiedades son utilizadas para definir los
tipos de horizontes, de los cuales se han identificado a la fecha seis,
simbolizados con las letras mayúsculas O, A, E, B, C y R (Miller 1994,
Jaramillo 2001).
La mayoría de los suelos maduros posee, al menos, tres de los horizontes (A, B y C), pero suelos recientes o poco desarrollados pueden
carecer de ellos. Algunos suelos tienen una capa orgánica (horizonte
O) compuesta principalmente por hojas, desechos animales, hongos y
otros materiales orgánicos parcialmente descompuestos. El horizonte
14 Suelos contaminados
Figura 2. Perfil general de un suelo. El espesor, presencia y composición
de los horizontes varía en función del tipo de suelo y las condiciones
climáticas
Horizonte O
Horizonte A
Horizonte E
Horizonte B
Horizonte C
Horizonte R
Estrato superficial: detritos orgánicos, hojas, materia
orgánica parcialmente descompuesta
Suelo superficial: materia orgánica parcialmente
descompuesta (humus), raíces, organismos vivos y
minerales
Zona de lavado (infiltración): capa mineral que representa lixiviación de minerales, arcillas y cationes,
además de acumulación de partículas de arena y limo
Subsuelo: zona de acumulación: capa mineral donde
se acumulan arcillas, óxidos de hierro y aluminio,
compuestos húmicos y los cationes lixiviados del
horzonte A
Material parental parcilamente descompuesto (regolita): zona poco afectada por procesos pedogenéticos,
compuesta por sedimentos y fragmentos de roca.
Presenta acumulación de sílice, carbonatos y yeso
Material parental: capa compuesta por rocas y por lo
tanto difícil de penetrar, excepto por fracturas
A, comúnmente es una mezcla porosa de materia orgánica descompuesta (humus), organismos vivos y algunas partículas minerales. El
horizonte E, es una capa mineral de color claro, en la que ocurren
pérdidas de arcillas, minerales y cationes por lixiviación, generándose
una acumulación de arena y limo. Los horizontes B (subsuelo) y C
(material perental parcialmente descompuesto), son los que contienen la mayor parte de la materia inorgánica del suelo. El horizonte
B contiene depósitos de arcillas y minerales (aluminio, óxidos de
El suelo 15
aluminio y carbonato de calcio) que recibe de las capas más superficiales por efecto de escurrimientos; el horizonte C en su mayor parte,
es roca disgregada en forma de mezclas variables de arena, arcilla y
grava, que contiene un mínimo de material orgánico; este horizonte,
normalmente descansa sobre un lecho de roca (material parental)
denominado con la letra R, el cual no es considerado como suelo
(Miller 1994, Jaramillo 2001).
1.2. Tipos de suelos y su distribución en México
El territorio mexicano abarca 1,953,162 km2 y está distribuido, casi por
partes iguales, a ambos lados del trópico de cáncer. El perímetro del
país es de 15,518 km, de los cuales 11,208 km son litorales y 4,310 km
fronteras. (INEGI 1997). Debido a la compleja historia geológica de la
superficie terrestre que México ocupa, y a los diferentes factores ambientales, fisiográficos, climáticos y biológicos, el país presenta una gran
diversidad de suelos.
La clasificación internacional de los suelos, de acuerdo al sistema
FAO/UNESCO/ISRIC de 1988, divide a los suelos en unidades o categorías de acuerdo a ciertas características generales, como su morfología y composición, con énfasis en las propiedades que se pueden
ver, sentir o medir; por ejemplo, la profundidad, el color, la textura,
la estructura y la composición química; así como las características
de los horizontes, junto con el grosor, número y naturaleza de las
capas, entre otros factores (Semarnat 2004a). De acuerdo con esta
clasificación de suelos, actualmente, existen 28 unidades principales y
153 subunidades. De estas 28 categorías reconocidas en el mundo, en
México se encuentran presentes 25, y 10 de ellas conforman el 74% de
la superficie nacional. Las tres categorías dominantes en el territorio,
en términos de superficie, son los Leptosoles, Regosoles y Calcisoles
(cuadro 1) (Semarnat 2004a).
16 Suelos contaminados
Cuadro 1. Categorías de suelos encontradas en México de acuerdo a la
clasificación internacional de suelos FAO/UNESCO/ISRIC
Categoría
Características
Leptosoles Suelos muy delgados (espesor < 30 cm)
sobre roca dura
Regosoles Suelos en formación a partir de material
consolidado (roca madre)
Calcisoles Suelos con alto contenido de calcio (CaCO3)
Suelos saturados de bases, hasta 125 cm
Feozems
Muy fértiles. Presentan una superficie oscura
Vertisoles Suelos con alto contenido de arcilla (> 35%)
hasta ˜50 cm
Arenosoles Suelos con alto contenido de arena hasta
˜125 cm
Cambisoles Suelos poco desarrollados de color claro,
presentan cambios de estructura o consistencia por intemperización
Luvisoles Suelos con arcillas, saturados en bases (alta
CIC)*, en cualquier clima, excepto tropical
y subtropical
Gleysoles Suelos con saturación de agua permanente
Alisoles
Suelos con alto contenido de aluminio,
sólo se encuentran en climas tropicales y
subtropicales
Otras
Total
Superficie ocupada
km2
%
467,978
23.9
361,335
18.5
355,475
18.2
189,457
162,112
9.7
8.3
121,096
6.2
91,799
4.7
46,876
2.4
29,297
29,297
1.5
1.5
98,440
1,953,162
5.0
100.0
* CIC: capacidad de intercambio catiónico
Fuente: Semarnap 2004a.
El suelo 17
Capítulo segundo
2. La contaminación de suelos por metales y metaloides
Desde tiempos remotos, los seres humanos han utilizado recursos
líticos para su desarrollo, fragmentos de rocas o minerales medianamente trabajados como herramientas y armas; posteriormente,
con la evolución continua y el conocimiento de diversos procesos,
inventaron la metalurgia. Resumiendo los principales logros minerometalúrgicos (y tecnológicos asociados) de la humanidad, pueden
incluirse varias eras: (i) piedra (Paleolítico, Mesolítico, Neolítico);
(ii) cobre (6000 a.C.); (iii) bronce (2500 a.C.); (iv) hierro (1000 a.C.);
(v) carbón (1600 d.C.); (vi) revolución industrial (1750-1850 d.C.);
(vii) petróleo (1850 d.C.); (viii) eléctrica (1875 d.C.) y (ix) atómica
(1945 d.C.).
Actualmente, el desarrollo de nuevas tecnologías de toda índole
depende de los elementos que se obtienen por actividades minerometalúrgicas o del reciclaje de otros materiales, ya que muchos de los
componentes de los nuevos equipos (computadoras, instrumentos analíticos y teléfonos celulares, entre otros) están fabricados de metales
como el hierro, cobre, cadmio, oro, plomo, plata y otros elementos
como el silicio (Gocht et al. 1988).
La contaminación de suelos 19
La excavación de minas, la remoción de minerales y el proceso y
la extracción de metales puede causar daños ambientales y, en casos
extremos, destruir el ecosistema; por ejemplo, se pueden dañar tierras
de cultivo, favorecer la erosión y contaminar cuerpos de agua con sales
solubles de elementos potencialmente tóxicos (EPT), como As, Se, Pb,
Cd y óxidos de S, entre otros. Asimismo, el material subterráneo puede
generar volúmenes de residuos hasta ocho veces superiores al original.
Por otro lado, las industrias especializadas en el proceso de metales
(siderurgias y metalúrgicas) pueden emitir partículas de dimensiones
micrométricas, que son fácilmente transportables por el viento a grandes distancias y causar problemas en la salud de poblaciones (Csuros
y Csuros 2002). Con base en lo anterior, en las siguientes secciones
se describen los principales procesos que generan la contaminación
de suelos por EPT y la situación particular de México en este sentido.
También se presenta la clasificación general de este tipo de elementos
(metales y metaloides), con base en sus propiedades y características.
2.1. Principales fuentes de contaminación
El enriquecimiento de minerales consiste en su separación de la ganga terrosa1 que los acompaña. Los procesos para su recuperación se
dividen en pirometalurgia (proceso en seco y a través de calor) e hidrometalurgia (proceso húmedo). Los primeros, incluyen operaciones
como calcinación, tostación, fusión, volatilización, electrólisis ígnea y
metalotermia; mientras los procesos hidrometalúrgicos abarcan operaciones como lixiviación, purificación y/o concentración y flotación/
1. Una mena está formada de dos partes: (i) el mineral, que es la especie de interés que
se encuentra en estado sólido con una composición química definida y (ii) la ganga,
que es la parte sin interés económico (UNAP 2004, http://www.unap.cl/museomin/
basededatos/conceptos.htm).
20 Suelos contaminados
precipitación. La flotación de minerales es el principal proceso para su
concentración y busca enriquecer las especies minerales útiles de una
mena mediante la eliminación de las especies o materiales sin valor;
es una de las técnicas más antiguas para la recuperación de metales,
superado únicamente por la fundición de yacimientos de alta ley (Salager 1992). Durante el proceso, diversos reactivos químicos, como
surfactantes catiónicos y xantatos, producen espumas que reducen la
tensión superficial haciendo flotar algunos minerales, cuyas superficies
son acondicionadas a formas hidrofóbicas.
Como en ningún proceso de concentración se logra una recuperación
de 100%, los desechos mineros (colas o jales) siempre contienen residuos
del mineral, permitiendo su eventual recuperación a futuro. Sin embargo,
era común que muchas empresas descartaran sus desechos en ríos o los
dispusieran en grandes pilas. La composición de estos residuos puede ser
muy diversa en su naturaleza química y mineralógica (Sánchez 1995).
El impacto de la minería sobre el ambiente y la salud se relaciona
con la composición del mineral, el tipo de explotación, el proceso de
beneficio, la escala de las operaciones y las características del entorno.
La composición de los residuos puede variar de acuerdo con las condiciones particulares de cada mina (Gutiérrez 2003). En el cuadro 2 se
describen las fases del proceso minero y las afectaciones ambientales
de cada etapa, entre las que destacan la deforestación, la disposición
de residuos al aire, agua y suelo, daños a otros recursos naturales,
además de la generación de ruido, entre otros.
Los menores impactos ambientales entre las actividades mineras,
se observan en los procesos de flotación simple con un agente espumante; sin embargo, el impacto aumenta a medida que se incrementa
el uso de reactivos para favorecer la flotación, y es mucho mayor en
los procesos de lixiviación (Gutiérrez 2003).
Algunas otras fuentes, subestimadas, que generan la contaminación
por metales y metaloides son (Csuros y Csuros 2002):
La contaminación de suelos 21
Cuadro 2. Interrelaciones de la actividad minera con el ambiente
Etapa
Descripción
Impacto al ambiente
Prospección Estudios de gravimetría, geología Procedimientos que no generan
superficial, densidad, etc.
impactos ambientales
significativos
Exploración Barrenación, obras y perforacio- Destrucción de la vegetación
nes, construcción de caminos,
instalación de campamentos
Explotación Descapote: eliminación de suelo
y beneficio y vegetación
Construcción y obras diversas
(tiros, socavones, patios de
depósito)
Alto consumo de agua
Acumulación de material sin
valor en terreros
Transporte del material con valor
hacia molinos
Extracción y concentración de
minerales
Reducción del tamaño del mineral por trituración y molienda
Tratamientos previos a una
fusión primaria o electro-depositación
Destrucción de la capa del suelo
y la vegetación
Afectación a cuerpos de agua
Generación de terreros inestables
Generación de jales o colas:*
residuos minerales sin valor
Escurrimientos y arrastres de
residuos
Oxidación de minerales insolubles y formación de sustancias
solubles con alto contenido de
metales (drenaje ácido)
Descarga de lixiviados que contienen iones metálicos y reactivos
tóxicos
La trituración y molienda pueden
provocar ruido, vibración y emisión
de polvo (efectos de bajo impacto)
Generación de aguas residuales,
Fundición y Obtención de metales y sus
aleaciones
con
el
uso
de
hornos
residuos peligrosos, emisiones a
refinación
industriales. Eliminación de
la atmósfera
impurezas en los metales para alcanzar una alta ley de contenido
* Residuos de los procesos de flotación que, generalmente, contienen metales en formas insolubles, sales básicas o ácidas y vestigios solubles de elementos derivados de la oxidación de jales,
como As y Se, entre otros (Gutiérrez 2003).
Fuente: Gutiérrez 2003, Gutiérrez y Moreno 1997.
22 Suelos contaminados
.
.
.
.
.
Drenaje pluvial: en muchas ocasiones el drenaje pluvial de las ciudades puede contener muchos metales, dependiendo del tipo de
camino y material de construcción de los mismos, de la cantidad
de tráfico, planeación urbanística y uso de suelo.
Descargas y drenajes industriales: actualmente en México, existe
normatividad que regula las descargas de industrias; sin embargo,
ciertas industrias pueden generar residuos con concentraciones
mayores de metales por las características de sus procesos.
Drenaje doméstico: transporta metales desechados por el metabolismo y lixiviados de los materiales de construcción de las tuberías
(Cu, Pb, Zn, Cd, Fe, Mn, Cr, Ni, Co, Bo y As). Los tratamientos
convencionales para aguas residuales, remueven hasta 50% de los
metales contenidos, dejando una carga considerable de metales
en el agua tratada, además de concentrar los metales removidos
en los lodos de tratamiento.
Rellenos sanitarios: el lixiviado que se produce en los rellenos sanitarios normalmente contiene metales como Cu, Zn, Pb y Hg.
Quema de combustibles fósiles: es la principal fuente de metales
hacia la atmósfera y fuente potencial de contaminación de cuerpos
superficiales de agua.
2.2. La minería y la contaminación de suelos en México
México es uno de los países de Latinoamérica que se encuentra
localizado en una región volcánica rica en minerales. La tradición
minera en el país se remonta a la época prehispánica, con la explotación de yacimientos ubicados principalmente en las zonas de Taxco,
Pachuca, Guanajuato y Querétaro. Dicha actividad adquirió una
gran relevancia económica y social hasta el periodo de la colonia,
convirtiéndose entonces en el motor del crecimiento económico
y modernización de la Corona española. La minería suministró
La contaminación de suelos 23
insumos a la industria de la construcción, metalurgia, siderurgia y
química por más de tres siglos, ayudando a generar infraestructura y
polos de desarrollo en el país. A nivel mundial, el auge de la minería
mexicana se tradujo en un importante flujo de metales preciosos,
especialmente plata, hacia los circuitos comerciales europeos. Actualmente, la posición de la minería dentro de las industrias de
sector primario es significativa aún cuando enfrenta problemas de
mercados deprimidos (Coremi 1994, Gutiérrez 2003).
Cuadro 3. Volumen (t) de la producción de metales y minerales
seleccionados (Au, Ag, Pb, Cu, Zn, C, Fe, S, Barita, Fluorita), de 1997
a 2002, en los estados con mayor rendimiento
Estado
BC
Coah
Chih
Dgo
Gto
Gro
Hgo
Jal
Mex
Mich
Qro
SLP
Sin
Son
Zac
1997
15
4,068,705
237,907
51,470
30,325
17,073
84,486
733,057
24,636
1,569,537
7,660
467,297
5,167
492,097
189,042
1998
18
4,177,409
253,308
33,650
30,868
17,519
84,612
882,141
29,926
1,372,208
3,886
492,583
3,865
382,448
190,311
1999
36
2,694,646
220,347
38,750
13,538
15,723
106,139
999,192
24,323
1,683,628
7,689
471,377
4,905
415,408
155,696
2000
70
4 103,969
251,914
50,151
13,702
6,314
112,337
828,645
36,629
1,826,415
152
562,306
4,231
357,075
165,609
2001
2002
16
0
3,701,755 3,432,254
213,517
195,584
44,714
28,646
42,153
59,970
53,864
14,942
94,647
94,647
162
118
39,321
35,928
1,718,480
951,238
1,900
12
540,300
560,092
684
288
318,819
293,475
179,611
258,290
Fuente: cuadro elaborado a partir de datos publicados en las series de estadísticas
del INEGI 2003.
24 Suelos contaminados
La explotación minera en el país se realiza básicamente en dos
modalidades: (i) explotación y beneficio de metales (preciosos e industriales) y (ii) explotación de piedras preciosas y minerales industriales,
como los ópalos y caolines, respectivamente. También es común la
explotación de rocas para la elaboración de artesanías y construcciones
(canteras y sillajes). En el cuadro 3 se muestra el volumen de la producción, entre 1997 y 2002, de metales y minerales en los estados con
mayor rendimiento (Baja California, Coahuila, Chihuahua, Durango,
Guanajuato, Guerrero, Hidalgo, Jalisco, México, Michoacán, Querétaro,
San Luis Potosí, Sinaloa, Sonora y Zacatecas).
Entre los estados que destacan por su contribución con la producción de metales y minerales siderúrgicos, se encuentran Coahuila,
Jalisco y Michoacán. En el cuadro 4 se describen los principales metales y minerales que se extraen en las regiones mineras de México,
así como el número de distritos mineros y zonas mineralizadas en
cada estado.
El ejemplo más común de la contaminación de suelos por actividades mineras en México es la generada durante el beneficio del
oro y la plata, realizado comúnmente por amalgamación con Hg y por
cianuración. En ninguno de los dos casos, es posible la recuperación
total de los compuestos y/o elementos adicionados, por lo que es común encontrarlos en los residuos del proceso (jales) en forma soluble.
Durante el proceso de cianuración, se incrementa el pH por la adición
de hidróxido de calcio; al generarse hidróxido de sodio (en el caso de
beneficio con plata) como producto de la reacción, también se forma
cianuro de sodio.
En México, la separación del mineral de los materiales sin valor
se lleva a cabo básicamente a través de dos métodos: la flotación y
la hidrometalurgia. Como se mencionó, los impactos ambientales
ocasionados por los métodos de flotación aumentan proporcionalmente al incremento del uso de reactivos para favorecer el proceso.
La contaminación de suelos 25
Los EPT más comunes derivados de estos procesos, en el caso de
México, son Pb, Cd, Zn, As, Se y Hg (Gutiérrez y Moreno 1997,
Gutiérrez 2003).
Por otra parte, de acuerdo con la ubicación del yacimiento, la
minería en el país se realiza a cielo abierto (cuando los minerales se
encuentran en zonas más o menos superficiales) o bien, opera de forma
subterránea. Debido a lo anterior, los volúmenes de descapote varían
mucho, desde relaciones desperdicio/mineral de 1:1 hasta 6:1. En el
caso de minas no metálicas, como las de sal en Guerrero Negro o de
yeso en Baja California, existen diferencias notables con respecto a las
minas en las que se extraen metales. La peligrosidad de los residuos
generados en este tipo de minas se debe más a los grandes volúmenes
manejados y a su dispersión, que a la toxicidad de sus componentes
(Gutiérrez y Moreno 1997).
Otra fuente importante de contaminación por EPT en México es la
actividad industrial. Desde el inicio de la industrialización y hasta la
actualidad, este tipo de actividades genera diversos tipos de residuos
peligrosos que, ante la falta de una regulación jurídica adecuada que
los identificara como tales, se dispusieron en sitios inadecuados como
terrenos aledaños a las plantas industriales especialmente adquiridos
para ese propósito, patios de las propias instalaciones industriales o
bien, se depositaron indiscriminadamente en barrancas, ríos, basureros, terrenos baldíos y cañadas, entre otros (Semarnat 2004b).
Durante 1995, la Procuraduría Federal de Protección al Ambiente (Profepa), con ayuda de sus delegaciones estatales, comenzó la
identificación de los sitios abandonados contaminados con residuos
peligrosos a nivel nacional. En 1997, el listado preliminar nacional de
sitios abandonados contaminados con residuos peligrosos constaba
de 59 sitios en 16 entidades federativas; para 1999, se contaba con el
inventario correspondiente a 17 estados, en los cuales se localizaron
105 sitios sin responsable identificado (cuadro 5).
26 Suelos contaminados
La contaminación de suelos 27
11
35
34
8
6
3
15
5
11
13
Coah
Chih
Dgo
Gto
Gro
Hgo
Jal
Mex
Mich
Qro
(Continúa)
Au, Ag, Pb, Zn, Cu, W, Mn, cuarzo, barita, ónix calcáreo, ceniza volcánica pétrea, zeolita, roca caliza, magnetita
5
Fe, Cr, Sm, Zn, Cu, Ag, Au, Mg, Na, barita, óxidos de Pb y Zn, galena,
fluorita, cuarzo, pirita, carbón, yeso
32
Au, Ag, Pb, Zn, Cu, Fe, mármol, fluorita, yeso, pirita, malaquita,
óxidos de Fe, caolín
13
Au, Ag, Pb, Cu, Zn, cuarzo, andesitas, pizarras, granito, mármol
4
Au, Ag, Cu, Pb, Zn, cuarzo, calcita, calcopirita, pirita, arcillas, clorita,
galena, granito, sulfuros
18
Au, Ag, Pb, Cu, Zn, Fe, Al, Cd, Ba, Sn, W, Cr, Sb, caliza, yeso, dolomita
15 regiones mineras
Au, Ag, Pb, Cu, Zn, Mn, cal hidratada, bitumen, mármol, caliza, caolín, pómez, carbón, arena, sílica
2 (4 regiones mineras)
Au, Ag, Pb, Cu, Zn, Mn, Fe, Sn, cantera, ópalo, diatomita, caolín,
granito, barita, caliza, yeso, arcilla, mármol, fosforita
Au, Ag, Pb, Cu, Zn, Cd, cantera, grava, arena, ceniza volcánica pétrea,
6 (7 regiones mineras)
tepetate, caliza, sílica
19 (13 regiones mineras) Au, Ag, Cu, Pb, Mo, W, Ba, Fe, Mn, caolín, cuarzo
Ag, Pb, Zn, Au, Cu, sulfuros, mármol, ópalo, cantera, caolín
2 (7 regiones mineras)
10
BC
4
Zonas mineralizadas
Estado Distritos
Metales y minerales
Cuadro 4. Número de distritos mineros y zonas mineralizadas por estado. Se presentan los principales
metales y minerales extraíbles de cada región
28 Suelos contaminados
23 (14 regiones mineras)
13
10+1 región carbonífera
(13 regiones mineras)
12 (18 regiones mineras)
13
13
20
14
SLP
Sin
Son
Zac
Au, Ag, Cu, Pb, Zn, Fe, cantera
Fe, Au, Ag, Zn, Cu, Pb, Hg, arena, caliza, cuarzo, pirita
Au, Ag, Cu, Pb, Mo, Fe, Zn, Ni, Co, Pt, Ru, Ir, cuarzo
Au, Ag, Cu, Fe, carbón
Metales y minerales
Fuente: elaborada a partir de datos publicados en las series Monográficas geológico-mineras de los estados (Coremi 1992,
1993, 1994, 1999).
Zonas mineralizadas
Estado Distritos
Cuadro 4. Número de distritos mineros y zonas mineralizadas por estado. Se presentan los principales
metales y minerales extraíbles de cada región
Los sitios inventariados, se encuentran catalogados por prioridades, con base en sus características (magnitud, tipo y concentración
de contaminantes) y niveles potenciales de afectación a la salud y al
ambiente (Semarnat 2004b):
Prioridad A. Sitios con alto nivel de afectación y riesgo a la salud
humana y al ecosistema en virtud de la presencia de los siguientes
factores: tamaño del sitio, ubicación, naturaleza y cantidad de residuos.
Son sitios que requieren de acciones urgentes y a corto plazo a fin de
minimizar y eliminar sus efectos.
Prioridad B. Sitios con afectación moderada debido a la presencia
de alguno de los factores como: tamaño, ubicación, naturaleza o cantidad de residuos; requieren, a corto plazo, medidas de control que eviten
la dispersión de los contaminantes y el contacto con la población, a
fin de proceder a su restauración a mediano plazo.
Prioridad C. Sitios con un bajo nivel de afectación para la población
o el ambiente; requieren de un plan de seguimiento de las condiciones
presentes a fin de prevenir situaciones que pudieran incrementar el
grado de afectación.
Algunos de estos sitios inventariados se encuentran contaminados
por más de un tipo de residuo. Los metales pesados ocupan el primer
lugar (61 sitios) entre los residuos peligrosos encontrados (cuadro 6).
A su vez, el Pb es el más común de los metales pesados, presentándose
en 23 de estos sitios. Los residuos biológico-infecciosos ocupan el
segundo lugar (17.6%) y las escorias el tercero (13.5%), destacando
las provenientes del sector del hierro y acero.
Como puede verse, la contaminación de suelos por metales es
un problema persistente en muchos sitios del territorio. Dos de
los contaminantes más frecuentes en las zonas mineras del país
son el As y el Pb, además del Cd en algunas de ellas. Estos EPT,
comúnmente, se encuentran en residuos como jales mineros y
escorias de fundición, cuyo volumen supera las 80,000 ton (solaLa contaminación de suelos 29
mente en sitios registrados en los que se ha calculado el volumen)
(Semarnat 2004b).
Cuadro 5. Distribución de sitios abandonados por entidad federativa
de acuerdo con su prioridad
Estado
Total
Baja California
Coahuila
Chihuahua
México
Guanajuato
Hidalgo
Jalisco
Morelos
Nuevo León
Puebla
Querétaro
San Luis Potosí
Sonora
Tamaulipas
Tlaxcala
Veracruz
Zacatecas
Total
2
1
2
17
6
12
3
2
5
2
16
8
2
3
3
12
9
105
Fuente: Semarnat 2004b.
30 Suelos contaminados
A
Prioridad
B
C
2
0
2
6
2
4
2
0
1
0
0
7
1
2
0
5
4
38
0
1
0
7
2
5
1
1
3
2
2
0
1
0
0
3
5
33
0
0
0
4
2
3
0
1
1
0
14
1
0
1
3
4
0
34
Cuadro 6. Principales residuos peligrosos encontrados
en sitios abandonados
Tipo de residuo
Número de sitios
Total
%
Metales (Cr, Pb, Hg, Zn), As, cianuro, baterías
automotrices gastadas
Biológico-infecciosos
Escorias de fundición (Pb, Cd, As)
Grasas, aceites gastados
Solventes químicos
Químicos inorgánicos
Hidrocarburos
61
35.9
30
23
19
14
12
11
17.6
13.5
11.2
8.2
7.1
6.5
Fuente: Semarnat 2004b.
2.3. Elementos potencialmente tóxicos
2.3.1. Propiedades de metales, metaloides y no metales
Los elementos de la tabla periódica se encuentran divididos por
una marcada línea, en metales (izquierda) y no metales (derecha).
La mayoría de los elementos que limitan con esta línea divisoria son
metaloides o semi-metales (figura 3). Los metales son sustancias con
características de brillo y que son buenos conductores de calor y electricidad; con excepción del mercurio, todos los metales son sólidos
a temperatura ambiente. Son más o menos maleables (formación
de láminas) y dúctiles (formación de alambres). La mayoría posee
propiedades de dureza, con excepción de los alcalinos, que son muy
suaves. Químicamente, estos tienden a perder electrones para formar
iones positivos (cationes) (figura 3) (Csuros y Csuros 2002).
La contaminación de suelos 31
Figura 3. Localización de los metales, no metales y metaloides
en la tabla periódica
- metálico
+ oxidante
No metales
Metales
- oxidante
+ metálico
Metales
Metaloides
No metales
+ electronegativo
- electronegativo
Un no metal es un elemento que no exhibe las características de un
metal. La mayoría de los no metales son gases o sólidos. Los metaloides
o semi metales son elementos que presentan propiedades de ambos
grupos. En muchos aspectos, los metaloides se comportan como no
metales, química y físicamente. Sin embargo, en su propiedad física
más importante, la conductividad eléctrica, se parecen a los metales.
Los metaloides tienden a ser semiconductores, pero conducen la electricidad en menor grado que los metales (Csuros y Csuros 2002). En
el cuadro 7 se muestran las diferencias entre las características de los
metales y no metales.
Aunque el término metal pesado es usado comúnmente en materia de contaminación ambiental, su uso en éste y otros contextos ha
causado confusión. Una de las definiciones más comunes se aplica a
metales con una densidad (gravedad específica) mayor a 5 g/cm3. Sin
embargo, dentro de esta clasificación también caen elementos (no
metales) con propiedades químicas muy diferentes, además de que
la gravedad específica no es significativa en cuanto a la reactividad,
toxicidad o ecotoxicidad de un metal. El término también se ha de32 Suelos contaminados
Cuadro 7. Principales características de los metales y no metales
Metales
No metales
Propiedades físicas
Buenos conductores de electricidad Malos conductores de electricidad
Dúctiles
No dúctiles
Maleables y lustrosos
No maleables
Sólidos
Sólidos, líquidos o gases
Puntos de fusión altos
Puntos de fusión bajos
Buenos conductores de calor
Malos conductores de calor
Propiedades químicas
Reaccionan con ácidos
No reaccionan con ácidos
Forman óxidos básicos: reacción
Forman óxidos ácidos: reacción con bases
con ácidos
Forman cationes
Forman aniones
Forman haluros* iónicos
Forman haluros covalentes
* Formas mono-aniónicas (una carga negativa) de un átomo de un halógeno, específicamente fluoruro (F-), cloruro (Cl-), bromuro (Br-) y yoduro (I-).
Fuente: Csuros y Csuros 2002.
finido con base en otras propiedades fisicoquímicas (peso y número
atómico, reacción con otros elementos) y toxicológicas, por lo que
resulta inconsistente. Otra clasificación más aceptada, se basa en la
acidez de Lewis y se enfoca en las propiedades químicas de los metales, de manera que los metales pesados se clasifican como elementos
de clase A (duros), clase B (suaves) y de frontera. Esta clasificación
se basa en la forma en la que se unen los metales en sus complejos y
determina las posibilidades para la formación de los mismos (figura
4) (Duffus 2001).
La contaminación de suelos 33
Los iones de clase A normalmente forman complejos con ligandos
similares que no se polarizan y las uniones más comunes en estos
complejos son iónicas. Los metales clase B se unen preferencialmente a
ligandos suaves polarizables para dar uniones más covalentes (Duffus
2001, Csuros y Csuros 2002).
2.3.2. Efectos de EPT sobre algunas funciones biológicas
Para que un ión de alguno(s) de los elementos arriba mencionados
tenga un efecto fisiológico o tóxico sobre un organismo, primero debe
entrar a la célula. Los cationes metálicos divalentes (Mn2+, Fe2+, Co2+,
Ni2+, Cu2+ y Zn2+) son estructuralmente muy similares entre sí; todos
ellos tienen diámetros iónicos entre 138 y 160 pm y una doble carga
positiva. De esta manera, por su semejanza estructural, ciertos cationes
metálicos divalentes pueden desplazar a otros con funciones fisiolóFigura 4. Metales clasificados como clase A (duros), clase B (suaves)
y frontera (metales intermedios). El cobre y el plomo pueden ser clase B
o frontera, dependiendo si se encuentran en forma de Cu(I) o Cu(II)
y Pb(II) o Pb(IV), respectivamente. El hierro puede ser clase A o
frontera, si se encuentra como Fe(III) o Fe(II)
Clase A
Clase B
Frontera
34 Suelos contaminados
gicas importantes en la célula. Por ejemplo, si el Zn2+ es reemplazado
por Ni2+, o el Be2+ por Mg2+ en enzimas, éstas se desactivan y pierden
su función. La sustitución de Ca2+ por otros metales en proteínas de
la membrana provoca desórdenes funcionales (Nies 1999).
Los cationes de varios metales (Ca, Fe, Cu, Na, K, Mg, Zn, Mn y
Cr) juegan un papel importante como elementos traza en reacciones
bioquímicas y en el metabolismo humano. Otros elementos, como Al,
Si, As y Ni también se encuentran en el cuerpo, pero su función exacta no se ha determinado. Ciertos metales funcionan como “venenos”
metabólicos, ya que pueden reaccionar e inhibir una serie de sistemas
enzimáticos; algunos iones de estos elementos (Hg2+, Cd2+ y Ag+)
forman complejos tóxicos inespecíficos en la célula, lo que produce
efectos tóxicos para cualquier función biológica. Elementos como el
Hg, As, Sn, Tl y Pb, pueden formar iones órgano-metálicos liposolubles capaces de penetrar membranas y acumularse en las células. Aun,
elementos sin propiedades tóxicas en baja concentración, como Zn2+
o Ni2+ y, especialmente Cu2+, son tóxicos en concentraciones mayores
(Nies 1999, Csuros y Csuros 2002).
En relación con lo anterior, cationes tri- o tetra-valentes de otros
metales (Sn, Ce, Ga, Zr y Th), debido a su baja solubilidad, no poseen
influencia biológica. Del resto de los metales, el Fe, Mo y Mn son elementos traza importantes con baja toxicidad; el Zn, Ni, Cu, V, Co, W y
Cr son tóxicos con importancia biológica moderada; y elementos como
As, Ag, Sb, Cd, Hg, Pb y U, no tienen importancia biológica significativa
como elementos traza y se consideran tóxicos (Nies 1999).
Como puede verse, algunos metales no implican peligro para los
sistemas biológicos; en cambio, algunos no metales y metaloides, como
el Se y el As, respectivamente, son potencialmente tóxicos, dependiendo de su concentración. Por esta razón, un término más adecuado,
y por lo tanto adoptado en el presente documento, para denominar
a los elementos de importancia ambiental y/o toxicológica es el de
La contaminación de suelos 35
elementos potencialmente tóxicos (EPT). En el Anexo se describe
brevemente la forma química, especiación y funciones biológicas de
algunos de los EPT de mayor importancia ambiental (As, Be, Cd, Cu,
Cr, Hg, Pb, Se, Tl, V y Zn), que se encuentran regulados en México y
comúnmente presentes en sitios contaminados.
Es importante mencionar que si este tipo de elementos se encuentran biodisponibles y se movilizan hacia poblaciones cercanas,
pueden ocasionar problemas de intoxicación. En este sentido, la
forma química de un elemento, tiene influencia directa en su solubilidad, movilidad y toxicidad en el suelo; ésta, a su vez, depende
de la fuente de contaminación y de la química del suelo en el sitio
contaminado (Nies 1999). De esta manera, para poder evaluar la
utilización de una alternativa de remediación para un sitio en particular, es indispensable llevar a cabo la caracterización del sitio con
el objeto de determinar el tipo y concentración del (los) contaminante(s) presente(s). En la siguiente sección, se presentan y describen
algunas de las consideraciones más importantes para llevar a cabo
la caracterización de un sitio contaminado.
36 Suelos contaminados
Capítulo tercero
3. Muestreo y caracterización de un sitio
Para el buen desarrollo de una investigación, así como para la obtención de resultados confiables a partir de un diseño experimental
para la remediación de un suelo contaminado, es necesario, en primer
lugar, llevar a cabo su caracterización. La caracterización de un sitio,
implica actividades de muestreo y análisis que tienen como finalidad
determinar la extensión y naturaleza de la contaminación; asimismo,
provee las bases para adquirir la información técnica necesaria para
desarrollar, proyectar, analizar y seleccionar las técnicas de limpieza
más apropiadas. La caracterización se realiza en etapas y, debido a que
su principal objetivo es la toma de decisiones basadas en información
existente, el primer paso es definir los objetivos del estudio (sección
3.1). La mayoría de las metodologías de caracterización incluye las
siguientes etapas (US EPA 1991, Álvarez-Manilla et al. 2002):
i
Determinación de las condiciones del sitio antes de la contaminación.
ii Definición de la magnitud y tipo de contaminación.
iii Muestreo.
iv Análisis físicos y químicos.
Muestreo y caracterización de un sitio 37
v Elaboración de cartas y/o mapas con ayuda de sistemas de información geográfica.
Para cualquier investigación relativa a la remediación de un sitio es
importante definir, tanto como sea posible, el perfil horizontal y vertical del
contaminante. La información completa acerca del alcance y diversidad de
la contaminación en el sitio es crítica para la selección de una tecnología de
tratamiento. La obtención de esta información generalmente requiere de
la toma de muestras y de la determinación de sus características físicas y
químicas (Van Deuren et al. 2002). El muestreo es el primer paso a efectuar
para realizar un análisis de suelos y es la actividad por medio de la cual se
toman partes representativas de un todo llamado población, con el objeto
de conocer la población total a partir del estudio de las características de
cada una de esas partes (Valencia y Hernández 2002).
3.1. Objetivos de un muestreo
El objetivo principal de cualquier operación de muestreo es colectar
muestras representativas del medio que se está investigando. Más
específicamente, el propósito del muestreo en un sitio contaminado es
adquirir información que ayude a determinar la presencia e identidad
de los contaminantes presentes y el grado en el que estos podrían
entrar en el ambiente circundante (Ford et al. 1984). El muestreo de
un suelo se diseña y conduce para cumplir con uno o varios de los
siguientes objetivos (Barth et al. 1989):
.
.
Determinar el riesgo a la salud humana y/o al ambiente debido a
la contaminación del suelo por contaminantes específicos.
Determinar la presencia y concentración de contaminantes específicos, con respecto a niveles de fondo (concentraciones naturales
en el sitio).
38 Suelos contaminados
.
.
.
.
.
Determinar la concentración de contaminantes y su distribución
espacial y temporal.
Medir la eficiencia de acciones de control o de limpieza (remediación).
Obtener mediciones para validación o uso de modelos de transporte y deposición de contaminantes en el suelo.
Determinar el riesgo potencial a la flora y fauna por contaminantes
específicos.
Identificar fuentes de contaminación, mecanismos o rutas de
transporte y receptores potenciales.
3.2. Tipos de muestreo
El muestreo representativo juega un papel muy importante en la calidad
y la utilidad de los datos analíticos. El muestreo representativo debe tener
altos niveles de precisión y exactitud, que garanticen que una muestra
o grupo de muestras sea representativa y proporcione con precisión las
características del sitio, además de que los resultados sean reproducibles. La exactitud se refiere a la aproximación del valor del análisis de
suelo con respecto al contenido real en campo, y la precisión describe
la posibilidad de reproducir de los resultados. Ambos parámetros están
determinados por el número de muestras tomadas en el campo. A medida que se incrementa el número de muestras, aumenta la exactitud
y la precisión (Mason 1992). El diseño de un muestreo puede ser (i)
a juicio (no probabilístico) o bien, (ii) aleatorio simple, estratificado o
sistemático (probabilístico) (Valencia y Hernández 2002).
3.2.1. Muestreo a juicio
Un muestreo selectivo o a juicio se presenta cuando los elementos son
seleccionados mediante un criterio personal y generalmente lo realiza
Muestreo y caracterización de un sitio 39
un experto. En zonas heterogéneas de pequeña extensión se pueden
escoger puntos con base en diferencias típicas, como cambios notorios
en relieve, textura, color superficial, vegetación, etc. En los estudios
ambientales, el muestreo selectivo, a menudo, constituye la base de una
investigación exploratoria. Sus principales ventajas son la facilidad de
realización y sus bajos costos, además de que se puede llevar a cabo
en zonas heterogéneas como en zonas homogéneas (Mason 1992).
3.2.2. Muestreo aleatorio simple
Este tipo de muestreo (figura 5a) se emplea en casos en los que se
dispone de poca información acerca de las características de la población a medir; se basa en la teoría de probabilidades y siempre requiere de un análisis estadístico. Este tipo de muestreo permite todas
las combinaciones posibles de unidades de muestras a seleccionar.
Los puntos de muestreo se ubican en un plano cartesiano (Xi,Yj), en
donde cada punto de la población tiene la misma probabilidad de
ser seleccionado. El medio más común para minimizar la desviación
estándar en esta selección es asignarle un número a cada unidad de
población y extraer unidades de muestras de una tabla de números
aleatorios (Mason 1992).
Este tipo de muestreo es recomendable para áreas homogéneas
menores a cinco hectáreas, delimitadas por referencias visibles a lo
largo y ancho de toda la zona (Valencia y Hernández 2002).
3.2.3. Muestreo aleatorio estratificado
En este tipo de muestreo (figura 5b), la población en estudio se subdivide en estratos o subgrupos que tienen cierta homogeneidad en el
terreno y en cada estrato se realiza un muestreo aleatorio simple. El
requisito principal para aplicar este método de muestreo es el cono40 Suelos contaminados
Figura 5. Tipos de muestreo: a) aleatorio simple;
b) aleatorio estratificado; c) sistemático rejilla rectangular;
d) sistemático rejilla polar
a
b
c
d
Fuente: Mason 1992.
cimiento previo de información que permita subdividir la población.
Por ejemplo, la división se puede realizar con base en la topografía,
los horizontes del suelo, la mancha del contaminante, los cambios
de color en el suelo, el crecimiento irregular de las plantas, etc. Esto
garantiza que los puntos de muestreo se encuentren repartidos más
uniformemente en toda la zona, en función al tamaño del estrato y
permite además conocer de forma independiente las características
particulares de cada estrato. Es recomendable para áreas mayores de
diez hectáreas y cuando el terreno no es homogéneo (Mason 1992,
Valencia y Hernández 2002).
3.2.4. Muestreo sistemático
El muestreo sistemático es una herramienta que puede utilizarse para
reducir la variabilidad de la muestras. Este método consiste en ubicar
las muestras en un patrón regular en toda la zona de estudio (figura
5); puede realizarse a partir de un punto determinado al azar, a partir
Muestreo y caracterización de un sitio 41
del cual se establece cierta distancia para ubicar los demás puntos (a
distancias uniformes entre sí). Este tipo de muestreo puede realizarse
por rejilla rectangular o polar (figura 5c y 5d) (Mason 1992). Puede llevarse a cabo en superficies de cualquier tamaño, dado que las muestras
pueden ubicarse de acuerdo con las dimensiones y forma del terreno,
es decir, la distancia equidistante entre los puntos de muestreo pueden
ser de unos centímetros, metros o hasta kilómetros, lo cual depende del
tipo de estudio que se esté realizando (Valencia y Hernández 2002).
3.3. Muestras representativas
Una muestra puede definirse como una parte representativa de un
medio que se está investigando. Sin embargo, representatividad es un
término relativo que debe considerarse con cuidado, junto con otros
criterios, antes de la obtención de muestras. Entre los criterios más
importantes se incluyen (Ford et al. 1984):
.
.
.
.
Representatividad. Una muestra posee las mismas características
o propiedades que el material en estudio. El grado de semejanza
entre las muestras y el material en estudio se determina por las
características a estudiar y por las técnicas analíticas usadas.
Tamaño de muestra. Se debe seleccionar cuidadosamente, con
base en las propiedades físicas de la matriz y los requerimientos
y/o limitaciones del muestreo y las técnicas de análisis.
Número y/o frecuencia del submuestreo. Estas consideraciones
deben basarse en el tipo de información estadística que se desea y
en la naturaleza del material a colectar.
Mantenimiento de la integridad de las muestras. La muestra debe
conservar las propiedades de las condiciones originales en el sitio
(al tiempo del muestreo), durante la colección, transporte y entrega
al analista.
42 Suelos contaminados
La importancia de obtener muestras representativas en campo,
a través de las metodologías mencionadas anteriormente, así como
conservar su integridad durante los procedimientos analíticos, es
fundamental para la generación de datos significativos. La inherente
heterogeneidad de los suelos representa un reto particular para el
personal responsable de un muestreo; es un factor que debe considerarse durante la planeación de un muestreo, ya que incide en diversos
aspectos: (i) en la manera en la que el analista debe tomar submuestras
en el laboratorio; (ii) en la interpretación de datos y (iii) en la decisión
acerca de las acciones a seguir para la remediación de un sitio. Desafortunadamente, la completa homogeneidad de un material particulado,
como el suelo, no es posible debido a diversos factores. Sin embargo,
el grado de heterogeneidad de un suelo y su efecto en el muestreo ambiental puede minimizarse. La industria minera desarrolló métodos que
han servido como guías para el muestreo y sub-muestreo de un suelo
contaminado. Las teorías de muestreo de Pierre Gy,1 son herramientas
útiles aplicables al muestreo de una matriz compleja contaminada. El uso
de las prácticas sugeridas por dicho autor dan como resultado muestras
más representativas del sitio y datos de mayor calidad (US EPA 1999,
Gerlach y Nocerino 2003).
La incertidumbre asociada al muestreo es producto de la muestra
(características físicas y químicas) y del proceso de muestreo (asociada
a problemas estadísticos y a las técnicas de muestreo). La teoría de Gy
incluye siete tipos de error de muestreo y proporciona técnicas demostradas para su minimización (cuadro 8) (US EPA 1999, Gy 1992).
1. Las teorías de muestreo de Pierre Gy, aplicadas con gran eficiencia en la industria minera
desde 1953 se basan, en parte, en el trabajo de especialistas en muestreo, incluyendo a D.
W. Brunton (1894 y 1895). Brunton demostró que existe una relación entre el tamaño de
una partícula y el peso de una muestra, que puede usarse como una estimación confiable
de la concentración de metales preciosos en un mineral (Mason 1992).
Muestreo y caracterización de un sitio 43
Cuadro 8. Tipos de errores de muestreo y técnicas para su minimización
Causa
Tipo de error
Fundamental
Segregación y
agrupación
Heterogeneidad
de largo alcance
Heterogeneidad
periódica
Delimitación de
incrementos
Extracción de
incrementos
Preparación
Pérdida de precisión en la muestra, debido a su composición
física y química (por ejemplo,
distribución de tamaño de
partícula).
Se debe a la distribución no al
azar de partículas, usualmente
por efecto de la gravedad.
Forma de minimización
Disminución del diámetro
de las partículas más grandes
o aumento de la masa de la
muestra.
Preparación al azar de muestras compuestas u homogeneización y fraccionamiento
de la muestra.
Error espacial fluctuante y no al Toma de muchos incrementos
azar.
para formar una muestra.*
Error de fluctuación temporal o Generación correcta de muesespacial.
tras compuestas.
Diseño de muestreo inapropiado Diseño del muestreo y selecy/o mala selección de equipo.
ción apropiada de equipo.
El procedimiento de muestreo
Indispensable contar con profalla en cuanto a la extracción
tocolos adecuados y equipo
precisa del incremento propuesto. de muestreo bien diseñado.
Se debe a pérdidas, contamiExisten técnicas de campo
nación y/o alteración de una
y laboratorio para evitar el
muestra.
problema.
* Un incremento es un grupo de partículas o material físicamente extraído de una muestra,
mediante una operación simple, con el uso de un instrumento de muestreo. La muestra (o
submuestra) está constituida por la unión de muchos incrementos (N ≥ 30) tomados al azar
de la muestra completa (Gerlach y Nocerino 2003).
44 Suelos contaminados
3.4. Planeación de un muestreo
No existen reglas generales para realizar un muestreo de suelos,
puesto que cada sitio requiere de un muestreo en particular. Por
esto, es importante realizar un esquema de muestreo para cada sitio,
el cual consiste en la ubicación óptima de los puntos de muestreo y
debe de ser lo suficientemente flexible para permitir ajustes durante
las actividades en campo. Por ejemplo, la falta de acceso a los sitios de
muestreo preseleccionados, las formaciones de subsuelo no previstas
o las condiciones climáticas, pueden demandar ajustes importantes
en los planes de muestreo (Valencia y Hernández 2002).
Durante el diseño de un plan de muestreo para un suelo contaminado es importante considerar que las características físicas
y químicas del sistema inciden en la transformación, retención y
movimiento de los contaminantes a través del suelo. El contenido
de arcilla, materia orgánica, la textura, la permeabilidad, el pH, el
potencial redox (Eh) y la capacidad de intercambio catiónico (CIC)
del suelo, afectan la velocidad de migración y la forma química del
contaminante (Mason 1992).
El primer paso al planear la actividad de muestreo de un sitio contaminado es definir los objetivos, los cuales, en un muestreo ambiental,
se dividen principalmente en metas exploratorias y de monitoreo.
El muestreo exploratorio está diseñado para obtener información
preliminar respecto del sitio, mientras que el muestreo de monitoreo,
generalmente, tiene como fin adquirir información acerca de la variación de concentraciones de parámetros específicos durante un lapso
determinado o dentro de un área geográfica específica. Un plan de
muestreo de monitoreo normalmente es más eficaz si va precedido
del muestreo exploratorio o si existe información histórica sobre el
parámetro de interés en el sitio (Mason 1992). Los objetivos específicos
de cada plan de muestreo para un sitio contaminado se deben definir
Muestreo y caracterización de un sitio 45
clara y cuidadosamente antes de empezar el muestreo. Los objetivos
principales de un muestreo incluyen:
.
.
.
.
Identificar el grado general de contaminación en el suelo, agua,
entre otros, así como el impacto potencial para la salud y el
ambiente.
Obtener suficiente información para estimar los posibles riesgos (a
la salud y al ambiente) debidos al tipo de contaminante.
Determinar si se requieren medidas de remediación o mitigación
en el contexto del uso actual o futuro del sitio.
El muestreo, además, busca: (i) determinar niveles de fondo (en
el caso de metales y metaloides); (ii) delimitar la distribución de
contaminantes; (iii) estimar la variabilidad en las características
del suelo y (iv) el monitoreo del sitio.
3.4.1. Factores a considerar
Entre los factores más importantes que deben considerarse durante la
elaboración o diseño de un plan de muestreo se encuentran los siguientes (Csuros y Csuros 2002):
Plan de muestreo. Todo el personal involucrado debe conocer el
plan del muestreo. Es también de suma importancia capturar en campo
toda la información descrita en él.
Parámetros de interés a evaluar. El interés de la investigación
orientará el plan de muestreo. Entre los parámetros a evaluar pueden
incluirse las concentraciones de los contaminantes y sus niveles de
fondo, el estado de erosión o fertilidad del suelo, entre otros.
Identificación del sitio. Dependiendo del interés de la investigación,
se identifica y delimita el sitio de interés. En el caso de evaluar niveles
de contaminación, se debe considerar la migración de contaminantes
a través de los diferentes horizontes del suelo.
46 Suelos contaminados
Duración del estudio y frecuencia del muestreo. La duración del
estudio y la frecuencia del muestreo, son factores definidos por el
investigador, tomando en cuenta los cambios de clima en las distintas
estaciones del año, o la temporada (siembra, cosecha o limpieza), en
caso de ser un suelo agrícola.
Tipo de matriz a muestrear. En el caso del muestreo de suelos, la
matriz es sólida; sin embargo, su consistencia y permeabilidad pueden
cambiar dependiendo de la cantidad de materia orgánica, arena, limo
y arcilla que contenga, por lo que la distribución de contaminantes es
diferente en cada caso.
Número de muestras. Definida por el investigador, de acuerdo con
algoritmos estadísticos, accesibilidad a la zonas de interés, capacidad
analítica y económica. Es importante que antes de tomar una muestra,
se remueva de la superficie la basura, pasto, piedras y hojas.
Tipo de muestra. En función de la información que se requiere, las
muestras pueden ser simples o compuestas y, pueden pertenecer a un
estrato superficial o profundo (sección 3.5). En cualquier caso, todas
las muestras deben ser representativas del área contaminada.
Muestras control o testigo. Estas muestras pueden tomarse alejadas
del sitio en estudio, pero deben tener las mismas características del
suelo de interés (origen, granulometría, etc.).
Colección de muestras. La muestra se debe colectar mediante el
uso de equipo apropiado y limpio. Es importante que antes de la
toma de cada muestra, los instrumentos de muestreo y guantes se
limpien o reemplacen. Las muestras deben colectarse en los recipientes adecuados de acuerdo al tipo de análisis y deben etiquetarse
inmediatamente.
Mediciones en campo. Algunas mediciones pueden realizarse en el
sitio, directamente en el suelo o en soluciones del mismo, por lo que
es recomendable considerar el equipo necesario. Estas mediciones, en
general, proporcionan información cualitativa de algunas condiciones
Muestreo y caracterización de un sitio 47
del suelo, como pH, materia orgánica, sulfatos, carbonatos y cloruros,
entre otros.
Conservación de muestras. Las muestras colectadas deben guardarse en un lugar oscuro y fresco hasta su ingreso al laboratorio.
La mayoría de las muestras tomadas para evaluar contaminantes
tienen un tiempo de caducidad. Cuando los análisis químicos son
realizados después de este tiempo, los resultados tiene menor confiabilidad; en algunos casos, el tiempo de caducidad puede extenderse a través de la adición de sustancias químicas o conservando
la muestra en refrigeración, en caso de evaluar contaminantes
volátiles.
3.4.2. Materiales e instrumentos para el muestreo
Los instrumentos de muestreo adecuados son esenciales para realizar un buen muestreo y para las buenas prácticas de laboratorio.
Pierre Gy recomienda cucharones y espátulas planos con lados
paralelos, para evitar el muestreo preferencial de partículas gruesas. Adicionalmente, debe considerarse y evitar la introducción de
errores en el laboratorio, debidos a un mal diseño de cortadores
de rifle, espátulas y otras herramientas usadas en la preparación
de sub-muestras para análisis (US EPA 1999, Gy 1992). A continuación se mencionan criterios generales para la selección de
herramientas, así como ejemplos de algunos materiales comunes
para el muestreo.
a) Entre los principales criterios a considerar para la selección de herramientas adecuadas de muestreo, se encuentran los siguientes:
. Tamaño de muestra necesaria para los análisis requeridos, con
base en la(s) característica(s) o propiedad(es) de interés (sección
3.5, cuadro 9).
48 Suelos contaminados
. Tipo de suelo (arenoso, arcilloso, etc.) y condiciones de humedad.
. Profundidad máxima a la que se va a tomar la muestra (sección
3.5, cuadro 10).
. Accesibilidad al sitio de muestreo.
. Requerimientos del personal para su manejo.
b) Instrumentos para la toma de muestras. La selección de instrumentos adecuados es esencial para un buen muestreo y para un buen
análisis de laboratorio. Para el caso de suelos contaminados con
metales, los utensilios para el muestreo deben ser de plástico, teflón
o acero inoxidable; entre los más comunes se encuentran: palas
rectas y curvas, picos, barrenas y barretas, nucleadores, espátulas,
navajas y martillo de geólogo (figura 6).
Figura 6. Instrumentos comúnmente usados para el muestreo de suelos:
a) nucleadores; b) palanca “T”; c) espátulas; d) palas
a
b
c
d
c) Material de apoyo. Como material de apoyo durante un muestreo,
es importante incluir: cartas topográficas, edafológicas, climáticas
y geológicas, un plano cartográfico del sitio y mapas de carreteras.
Adicionalmente, es recomendable incluir una libreta para anotaciones, una cámara fotográfica y la cadena de custodia para las
muestras.
Muestreo y caracterización de un sitio 49
d) Material para la orientación y ubicación de los puntos de muestreo
y para medir la zona.
. Sistema global de posicionamiento (GPS)
. Lisímetro
. Cinta métrica
. Estacas
e) Material para guardar y transportar muestras. El material a emplear debe ser compatible con el material a muestrear, deber ser
resistente a la ruptura y evitar reacciones químicas con la muestra
y/o pérdidas por evaporación. El volumen del contenedor debe
ser aproximadamente el mismo de la muestra, con la finalidad de
minimizar el espacio vacío. Algunos de los materiales que pueden
utilizarse para la colección de muestras son:
. Frascos de vidrio (boca ancha y angosta): compuestos semi-volátiles, pesticidas y metales
. Viales de vidrio: compuestos volátiles.
. Contenedores de polietileno: conductividad.
f) Conservación de muestras. Los recipientes en los que se colectaron las muestras deben sellarse adecuadamente. En general, es
recomendable evitar en lo posible el uso de agentes químicos para
conservar muestras de suelo. Para su conservación es conveniente
mantenerlas en lugares frescos (4 a 6 °C) y oscuros.
g) Material de seguridad y limpieza. Deben incluirse guantes de látex,
agua desionizada, lentes de seguridad, toallas de papel, mascarilla
para polvos y franelas.
h) Material para etiquetar y marcar las muestras:
. Etiquetas adheribles
. Marcador indeleble
. Cinta adhesiva
. Bolígrafos
50 Suelos contaminados
3.5. Características de una muestra
Además de la selección de un diseño muestreo, es importante establecer desde el inicio del plan de muestreo, la profundidad a la cual se va
a tomar la muestra (muestreo superficial o vertical), así como el tipo de
muestra (simples o compuestas) y cantidad de muestra a colectar.
3.5.1. Tipos de muestras
Simples. Las muestras colectadas en un tiempo y en un lugar particular
son llamadas muestras simples. Este tipo de muestras representa las
condiciones puntuales de una muestra de la población en el tiempo que
fue colectado. Una muestra simple se puede considerar representativa
cuando la composición de los contaminantes en un suelo es estable,
es decir, no varia con el tiempo (Csuros y Csuros 2002).
Compuestas. Se le denomina muestra compuesta a aquellas
muestras que son el producto de la mezcla de muestras individuales
o submuestras, es decir, el resultado de la muestra compuesta es un
promedio de la composición de muestras simples. Cada submuestra,
que conforma la muestra compuesta, debe ser del mismo volumen
y representar el mismo horizonte del suelo muestreado, por lo que
solo deben mezclarse muestras obtenidas de la misma profundidad
y mediante el mismo diseño de muestreo, documentando el origen
y tamaño de cada una. Las sub-muestras deben mezclarse en recipientes de acero inoxidable o de plástico (dependiendo del tipo de
contaminante) en campo y posteriormente se debe realizar el procedimiento de cuarteo. La preparación de muestras compuestas puede
disminuir costos y tiempos en los análisis, debido a que el número
de análisis fisicoquímicos y/o mineralógicos se reduce (Valencia y
Hernández 2002).
Muestreo y caracterización de un sitio 51
3.5.2. Tamaño de una muestra
La teoría de Gy para el “muestreo de materiales particulados” proporciona
las bases para extraer una muestra a partir de un material y ayuda a definir
el tamaño necesario para caracterizar un material como el suelo. La teoría
relaciona directamente el tamaño de partícula de un material con el tamaño de la muestra a tomar para una unidad a evaluar, de tal manera que la
cantidad de material necesario para el análisis de parámetros específicos
puede determinarse a través de conceptos desarrollados en la misma (US
EPA 1999, Mason 1992, Gerlach y Nocerino 2003).
El número total de muestras para determinar en un estudio ambiental depende directamente de: (i) el tipo de estudio; (ii) el tamaño
del sitio a muestrear; (iii) el diseño de muestreo seleccionado; (iv) el
tipo de muestras (simples o compuestas); (v) la exactitud y la precisión
requerida, y (vi) los recursos económicos disponibles. Asimismo, la
cantidad de suelo a colectar por cada muestra está determinada por el
tipo y número de parámetros a analizar. En el cuadro 9 se muestran
las cantidades de muestra requerida para cada tipo de análisis.
Cuadro 9. Cantidad de muestra requerida en función
del análisis a realizar
Análisis
Caracterización química: carbono orgánico, pH, CIC, Eh, Ca,
Mg, N, P y K
Caracterización física: textura, densidad
Contaminantes inorgánicos: principalmente metales
Microbiológico (bacterias y hongos)
52 Suelos contaminados
Muestra (g)
500 g
500-2,000 g
150 g
100 g
Un muestreo correcto implica la minimización de los efectos de
todos los errores de muestreo que pueden controlarse a través de
técnicas de muestreo. Esto incluye todos los errores mencionados
en la sección 3.3, excepto la varianza relativa del error fundamental,
la cual solo puede reducirse incrementando la masa de la muestra o
reduciendo el tamaño de partícula mediante trituración o molienda
(Gerlach y Nocerino 2003).
3.5.2. Profundidad de muestras
La profundidad de un muestreo depende directamente del objetivo
del mismo, es decir, si está diseñado para determinar afectaciones a la
salud o ambientales (cuadro 10). Las propiedades físicas del suelo, su
tamaño de partícula, cohesión, humedad, y factores como la profundidad del lecho rocoso y del manto freático, limitarán la profundidad
a la que las muestras pueden tomarse, así como el método para su
recolección (Ford et al. 1984).
Cuadro 10. Profundidad recomendada para la toma de muestras
en función del objetivo del muestreo
Objetivo del muestreo
Profundidad recomendada
Riesgo de contaminación en acuíferos
Riesgo a la salud
Afectación a microorganismos del suelo
Fertilidad
Lixiviación
Por horizontes
0-10 cm
Horizonte A
Espacio radicular (0-30 cm)
Por horizontes
Muestreo y caracterización de un sitio 53
Existen dos porciones de suelo que son importantes para un
muestreo ambiental: (i) la capa superficial (0-15 cm), que refleja la
deposición de contaminantes transportados por aire o depositados
recientemente; y (ii) la capa sub-superficial, en donde pueden encontrarse contaminantes depositados por derrames de líquidos o por
entierros y que pueden encontrarse a profundidades considerables
(Mason 1992). Los métodos de muestreo de cada porción de suelo
son ligeramente diferentes y se describen a continuación.
Muestreo superficial. Generalmente se realiza para estudios de evaluación de riesgos a la salud humana, las muestras se toman a una
profundidad de 0 a 10 cm. El muestreo superficial busca determinar
la concentración de contaminantes depositados recientemente en el
suelo y que no tienden a migrar verticalmente bajo la superficie. Los
instrumentos más comunes son espátulas, palas rectas y cucharones
(Csuros y Csuros 2002).
Muestreo vertical o profundo. Generalmente se realiza para estudios
de clasificación de suelos de acuerdo a sus perfiles verticales, es decir,
requiere excavación. También se emplea para determinar la migración de un contaminante, especialmente cuando estos son solubles y
pueden migrar a través del suelo. Las muestras son tomadas desde la
superficie hasta donde termina la migración del contaminante. Los
instrumentos que generalmente se utilizan para realizar este tipo de
muestreo son nucleadores, barrenas, palas curvas y palancas “T”
(Csuros y Csuros 2002).
3.6. Ejemplos de muestreo
A continuación se presentan, de forma esquemática, dos ejemplos de
un muestreo de suelos, con la finalidad de que el lector identifique,
de manera más clara, las implicaciones y consideraciones que puede
tener un plan de muestreo.
54 Suelos contaminados
Ejemplo 1. Una empresa localizada en el punto cero (figura 7),
necesita detectar una posible contaminación por Pb debida a las emisiones de su chimenea, por lo que necesita saber la concentración de
Pb en el suelo que rodea a la empresa. Como se trata de una fuente
fija, se puede realizar un muestreo sistemático polar y, debido a que
la deposición del contaminante se realiza a través del viento, es conveniente tomar muestras simples superficiales. Es importante ubicar
cada punto de muestreo mediante coordenadas geográficas en un
plano cartográfico de la zona para evitar que alguno caiga en lugares
de difícil acceso o, en su caso, se deberá modificar su ubicación. Los
puntos ubicados dentro de la ciudad tienen alta probabilidad de caer
en zonas inaccesibles; en tal caso se deben elegir parques, terrenos
baldíos, etc. cercanos. Por esta razón, en la realidad, los muestreos
sistemáticos no necesariamente tienen forman simétrica.
En este tipo de estudios es recomendable ubicar una o varias muestras testigo fuera de la zona delimitada por el estudio, con la finalidad
de determinar el valor de fondo “natural” del elemento o sustancia
contaminante. Este valor es muy importante para comprobar la contribución antropogénica del contaminante en el sitio.
Figura 7. Muestreo sistemático polar (muestras simples)
para delimitar una zona contaminada
N
Ciudad
2
0 5 15 25 40 km
Muestreo y caracterización de un sitio 55
Ejemplo 2. Se busca determinar concentraciones históricas de contaminantes en un suelo. Para este tipo de estudio se debe realizar una
excavación del suelo, para lo cual se plantea un muestreo sistemático
en el sitio (puntos 1, 2, 3 y 4), que consiste en la toma de muestras
compuestas a diferentes profundidades (A, B y C) (figura 8): (i) con un
nucleador se toman estratos del suelo a diferentes profundidades en
cada punto del terreno; (ii) las muestras 1A...4A, 1B…4B y 1C…4C se
mezclan por separado en contenedores homogeneizando la muestra;
(iii) ésta se divide en cuatro partes y se toman dos extremos opuestos
(cuarteo), (iv) las muestras resultantes se consideran una muestra
compuesta representativa de diferentes profundidades de cada punto
de la superficie de muestreo.
Figura 8. Muestreo sistemático con toma de muestras compuestas
a diferentes profundidades
Nucleador
2
1
3
Barrenado del
suelo a diferentes
profundidades
Superficie
de muestreo
4
A
Zona A
0-20 cm
1A, 2A
3A y 4A
MA
B
Zona B
20-40 cm
1B, 2B
3B y 4B
MB
Zona C
40-100 cm
1C, 2C
3C y 4C
C
Homogenización
de muestras
56 Suelos contaminados
MC
Cuarteo
Capítulo cuarto
4. Tecnologías de remediación para suelos contaminados
por EPT
El término tecnología de remediación implica el uso de cualquier operación unitaria o conjunto de ellas, que altere la composición de un contaminante peligroso a través de acciones químicas, físicas o biológicas de
manera que reduzcan su toxicidad, movilidad o volumen en la matriz
o material contaminado. Las tecnologías de remediación representan
una alternativa a la disposición en tierra de residuos peligrosos sin tratamiento y sus posibilidades de éxito, bajo las condiciones específicas
de un sitio, pueden variar ampliamente (US EPA 2001).
En la legislación mexicana (PROY-NOM-138-Semarnat-2003),1
el término remediación de suelos se entiende como el conjunto de
acciones necesarias para recuperar y reestablecer sus condiciones, con el propósito de que éste pueda ser destinado a alguna
1 PROY-NOM-138-Semarnat-2003. Establece los límites máximos permisibles de
hidrocarburos en suelos y las especificaciones para su caracterización y restauración.
Publicada en el Diario Oficial de la Federación el 19 de marzo de 2004, actualmente se
encuentra en proceso de consulta pública.
Tecnologías de remediación 57
de las actividades previstas en el programa de desarrollo urbano
o de ordenamiento ecológico que resulte aplicable para la zona
respectiva. En la citada norma, el término remediación se utiliza
como sinónimo de restauración, reversión, saneamiento, limpieza,
rehabilitación y regeneración.
4.1. Factores que inciden en los procesos de remediación
Antes de considerar la aplicación de cualquier tecnología de remediación, es fundamental conocer ciertas características, tanto del suelo
(ambientales), como del contaminante y de los organismos vivos
(plantas, hongos, bacterias, etc.) presentes en el sitio, con potencial
metabólico para degradar los contaminantes. De esta manera, los
procesos de remediación dependen de estos tres factores que deben
encontrase en equilibrio (figura 9). La obtención de esta información
Figura 9. Factores interrelacionados entre sí que inciden
en la remediación de un suelo
Organismos vivos:
Capacidad metabólica
Población degradadora
Nativos
Genéticamente modificados
Contaminante(s):
Toxicidad
Concentración
Disponibilidad
Solubilidad
Sorción
58 Suelos contaminados
Ambiente (suelo):
Temperatura
Humedad
pH
Aceptores de electrones
Nutrientes
requiere del muestreo y determinación de las características físicas
y químicas que se describen a continuación (Alexander 1994, Van
Deuren et al. 2002, Beaudette et al. 2002).
Factores ambientales. Dentro de los factores más importantes para
la remediación de un suelo se encuentran las condiciones ambientales
y las características fisicoquímicas del suelo.
i Temperatura. Puede afectar propiedades del contaminante así como
la velocidad de un proceso de biorremediación, ya que la velocidad
de las reacciones enzimáticas dependen de ésta.
ii Humedad. Una alta humedad en el suelo puede provocar problemas durante la excavación y el transporte así como aumentos en
los costos durante el uso de métodos de térmicos. La humedad
también puede afectar los procesos de biorremediación debido a
que, en general, aunque todos los microorganismos necesitan agua
para subsistir, debe existir un balance, ya que si el contenido de
agua es muy bajo, la actividad microbiana se detiene, y si es muy
alto, disminuye el intercambio gaseoso a través del suelo.
iii Tipo de suelo. La capacidad de retención de agua de un suelo varía
en función de las fracciones orgánicas y minerales. En general, los
materiales no consolidados (arenas y gravas finas) son más fáciles
de tratar. Asimismo, a mayor tamaño de partícula en la fracción
mineral, la permeabilidad y la aireación son mayores. La capacidad
de retención de agua en un suelo aumenta proporcionalmente al
contenido de materia orgánica. Un suelo con alto contenido húmico disminuye la movilidad de compuestos orgánicos y con ello
la eficiencia de ciertas tecnologías, como el lavado de suelos.
iv pH. El pH afecta la solubilidad y disponibilidad de macro y micronutrientes, la movilidad de metales y la reactividad de minerales.
Generalmente, los metales son móviles a pH bajo, en forma de especies iónicas libres o como órgano-metales solubles; al pH alcalino
forman carbonatos o fosfatos minerales insolubles. La actividad
Tecnologías de remediación 59
y crecimiento microbianos son fuertemente afectados por el pH.
La mayoría de las bacterias tienen un rango óptimo de 6.5 a 8.5;
si el suelo es ácido se favorece el crecimiento de hongos.
v Aceptores de electrones. Su presencia es importante para la aplicación
de tecnologías de biorremediación. La mayoría de estos son compuestos inorgánicos oxidados, como O2, NO32-, Mn4+, Fe3+, SO42- y CO2.
vi Potencial redox. Mide la oxidación relativa de una solución acuosa y
normalmente se encuentra controlado por el contenido de humedad
del suelo. En ambientes anaerobios reducidos, los metales precipitan
debido a la presencia de iones ferrosos y carbonatos; en cambio,
bajo condiciones oxidantes, los metales se hacen más solubles.
vii Permeabilidad. Se refiere a la facilidad o dificultad con la que un
líquido puede fluir a través de un medio permeable. La permeabilidad de un suelo es uno de los factores que controla la efectividad
de tecnologías in situ. En general, una baja permeabilidad en el
suelo disminuye la efectividad de la mayoría de las tecnologías de
remediación.
Características de los contaminantes. La naturaleza y características
del contaminante es otra variable de suma importancia para el éxito
o fracaso de un proceso de remediación. Dentro de las más importantes se encuentran: toxicidad, concentración, disponibilidad,
solubilidad y sorción del contaminante a las superficies sólidas.
i Toxicidad. El factor clave para decidir la remediación de un sitio es
la toxicidad para los seres vivos. La descarga de químicos tóxicos
a un suelo implica, entre muchos otros problemas, que son generalmente resistentes a la biodegradación. La biorremediación se
inhibe si un químico es tóxico para organismos degradadores.
ii Concentración. La concentración de un compuesto en un suelo es
un factor de gran importancia para definir el uso de una tecnología
de remediación en particular. En general, altas concentraciones
inhiben la actividad microbiana; sin embargo, la concentración
60 Suelos contaminados
inhibitoria depende de la estructura del contaminante. Algunos
químicos pueden ser inhibitorios en baja concentración (μg g-1 de
suelo seco), mientras que otros pueden serlo en cantidades mayores
(μg g-1 de suelo seco).
iii Solubilidad. Es la cantidad de un elemento o compuesto que puede
disolverse en agua. Los químicos difieren significativamente entre
sí en cuanto a su solubilidad en agua. En general, ésta disminuye al
aumentar el tamaño de la molécula y los compuestos polares son
más solubles que los no polares. Mientras mayor es la solubilidad
de un compuesto, mayor es su biodisponibilidad.
iv Sorción. La sorción de un químico a la matriz sólida del suelo
afecta su solubilidad y su biodisponibilidad. La sorción incluye la
adsorción (retención superficial) y la absorción (captación hacia
el interior de la matriz). Los cationes generalmente son sorbidos
en sitios de intercambio catiónico en minerales arcillosos o superficies húmicas, mientras que los compuestos aniónicos y no
iónicos quedan sorbidos en la materia orgánica. La sorción de un
contaminante a las partículas del suelo puede no sólo provocar la
falta de biodisponibilidad, sino que también dificultar su extracción
química.
v Volatilidad. Es la tendencia de un compuesto o un elemento para
moverse de una fase líquida o sólida a una gaseosa. Entre los metales, el Hg y el Se tienen formas volátiles.
vi Polaridad y carga iónica. Los compuestos no polares tienden a ser
hidrofóbicos y se concentran en la materia orgánica del suelo. Los
compuestos no polares generalmente tienen menor movilidad en
el suelo que los polares. La carga iónica determina la capacidad de
un compuesto para su adsorción en un sólido.
Factores microbiológicos. Es un factor de importancia para la
aplicación de tecnologías biológicas. Este tipo de factores implica
la verificación de la existencia de poblaciones de microorganismos
Tecnologías de remediación 61
degradadores, es decir, si existen grupos microbianos capaces de
degradar o transformar el contaminante y si estos se encuentran en
número suficiente. Las poblaciones microbianas pueden encontrarse
en número suficiente en el sitio a tratar (autóctonas o nativas) o bien
pueden adicionarse poblaciones nativas aumentadas en laboratorio
u organismos genéticamente modificados.
4.2. Clasificación de tecnologías de remediación
Las tecnologías de remediación pueden clasificarse de diferentes maneras: con base en su estado de desarrollo (tradicionales e innovadoras), al
lugar en donde se realizan (in situ y ex situ) y, en el caso de la contaminación por metales, con base en la alteración de propiedades del contaminante (separación/inmovilización o disolución/movilización).
4.2.1. Estado de desarrollo
Las tecnologías de remediación pueden dividirse en dos categorías: tradicionales e innovadoras. En caso de la remediación de un sitio minero
contaminado generalmente se requiere de ajustes de pH, condiciones
oxidantes o reductoras (redox) y/o de la estabilización de los residuos
(Evanko y Dzombak 1997, US EPA 2001, Costello 2003):
Tecnologías tradicionales. Para las tecnologías establecidas o tradicionales existe suficiente información disponible acerca de sus costos
y desempeño. La idea de estos métodos es limitar la disponibilidad y
movilidad de los metales contenidos en los residuos sólidos de zonas
mineras. Sin embargo, muchos de estos métodos no reducen la toxicidad o el volumen de los metales presentes. Entre las tecnologías de
remediación tradicionales usadas con más frecuencia para la limpieza
de sitios contaminados con metales, se encuentran: vitrificación in situ,
excavación y disposición, lavado e inundación de suelos, solidificación/
62 Suelos contaminados
estabilización (S/E), uso de cubiertas sobre pilas de residuos (jales) y
tecnologías de bombeo y tratamiento para el caso de aguas y lodos. Cada
una de estas tecnologías tiene beneficios y limitaciones específicas,
algunas de las cuales se describen en las siguientes secciones.
Tecnologías innovadoras. Son tecnologías de tratamiento alternativas, cuyo número reducido de aplicaciones limita la información acerca
de datos relativos a costos y desempeño. En general, una tecnología es
considerada innovadora cuando sus aplicaciones a gran escala son limitadas. La aplicación de este tipo de tecnologías nació como resultado de
la observación de que los humedales (wetlands) removían, de manera
natural, metales contenidos en aguas. Este tipo de tecnologías tiene gran
potencial para la remediación de suelos de manera más efectiva en cuanto
a costos y a su desempeño. Las tecnologías innovadoras en los Estados
Unidos representan cerca del 20% de todas las tecnologías usadas para
la remediación de suelos, siendo la más frecuentemente aplicada la biorremediación (11% del total), seguida por la inundación de suelos (2%)
y el tratamiento químico (2%). La fitorremediación es una tecnología
innovadora, con relativamente pocas pero crecientes aplicaciones.
4.2.2. Lugar de tratamiento
Con base en el lugar en donde se lleva a cabo el tratamiento de un suelo,
las tecnologías se pueden clasificar en tecnologías in situ y ex situ.
In situ. Los tratamientos in situ son aquellos que permiten tratar el
suelo contaminado sin la necesidad de excavar y transportar el suelo
fuera de la zona (espacio) contaminada, lo cual genera una disminución de los costos. Este tipo de tratamiento generalmente requiere de
periodos largos, además de que existe la posibilidad de que el tratamiento de remediación no sea uniforme dada la variabilidad de las
características del suelo y debido a que es más difícil de verificar la
eficacia de los procesos empleados (US EPA 2001).
Tecnologías de remediación 63
Ex situ. Los tratamientos ex situ son aquellos que requieren de una
excavación del suelo contaminado antes de realizar los procesos de
remediación, lo cual incrementa los costos. Este tipo de tratamiento, generalmente requiere de periodos cortos y presenta una mayor
certeza en la uniformidad de los procesos empleados debido a que se
puede obtener una adecuada homogeneización del suelo. En general,
existe un mejor manejo del suelo contaminado (mezclado, tamizado),
sin embargo, esto puede presentar condiciones de exposición a los
trabajadores. Los tratamientos ex situ, a su vez, se dividen en:
. On site. El tratamiento se realiza en el mismo sitio en donde se
realizó la excavación.
. Off site. El tratamiento se realiza fuera del sitio en donde se excavó.
En el cuadro 11 se comparan las principales ventajas y desventajas de
las tecnologías de remediación con base en el lugar de tratamiento.
Cuadro 11. Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación
in situ y ex situ
Ventajas
Desventajas
In situ
Ex situ
Permiten tratar el suelo sin
necesidad de excavar ni transportar
Potencial disminución en costos
Mayores tiempos de tratamiento
Pueden ser inseguros en cuanto
a uniformidad: heterogeneidad
en las características del suelo
Dificultad para verificar la eficacia del proceso
Menor tiempo de tratamiento
Más seguros en cuanto a uniformidad: es posible homogeneizar
y muestrear periódicamente
Necesidad de excavar el suelo
Aumento en costos e ingeniería
para equipos
Debe considerarse la manipulación del material y la posible
exposición al contaminante
Fuente: Volke y Velasco 2002.
64 Suelos contaminados
4.2.3. Alteración de propiedades del contaminante
A diferencia de los contaminantes orgánicos, los metales no pueden
descomponerse por vía biológica, física ni química, de manera que la
remediación de sitios contaminados con metales o metaloides se limita
a la alteración de su solubilidad, movilidad y/o toxicidad, básicamente a
través de cambios en su estado de valencia, favoreciendo su inmovilización (quelación) y/o movilización (disolución) (Stephen y Macnaughton
1999, Bosecker 2001). De esta manera, es posible favorecer la remoción
o concentración de los metales para su posterior extracción (Lovley y
Coates 1997, Gadd 2000, Barkay y Schaefer 2001).
Inmovilización o separación. Por medio de estos procesos es posible
concentrar EPT en suelos contaminados a través de su inmovilización, previniendo su dispersión, y puede emplearse para la remoción
de EPT de superficies y cuerpos de agua (Lovley y Coates 1997). El
producto final concentrado puede disponerse de manera controlada o
reciclarse para la recuperación de metales; dependiendo de la matriz
en la que el metal se encuentre, se necesitan uno o más pasos para
su tratamiento (Beaudette et al. 2002; Diels et al. 2002). Este tipo de
tecnologías incluye la contención de contaminantes con el uso de
cubiertas, métodos de S/E (microencapsulación, vitrificación, etc.)
y fitorremediación.
Movilización o disolución. Los EPT presentes en suelos, sedimentos
o residuos sólidos pueden removerse de la matriz sólida a través de
su disolución en una fase acuosa, para su posterior concentración,
con el uso de estrategias de bombeo-tratamiento (Beaudette et al.
2002, Diels et al. 2002). Entre las tecnologías que pueden clasificarse
dentro de estos procesos, se encuentran: lavado e inundación de suelos,
extracción química y bio-lixiviación.
En las siguientes secciones se presenta una descripción detallada
de las tecnologías fisicoquímicas y biológicas aplicables a sitios con-
Tecnologías de remediación 65
taminados con EPT, así como una breve descripción de su estado de
desarrollo, sus principales ventajas y limitaciones, y los tiempos y
costos que implica cada una.
4.3. Tecnologías fisicoquímicas
Los tratamientos fisicoquímicos utilizan las propiedades físicas y/o químicas de los contaminantes o del medio contaminado para transformar,
separar o inmovilizar el contaminante. Son tratamientos económicamente factibles y la mayoría se encuentra disponible comercialmente,
por lo cual son las técnicas más empleadas para la remediación de
diferentes matrices contaminadas con residuos peligrosos desde hace
décadas. Estas tecnologías involucran una variedad de procesos como:
filtración, neutralización, precipitación oxidación/reducción, sorción,
evaporación y floculación, entre otros. Algunos de estos procesos
pueden emplearse para el tratamiento de suelos contaminados con
EPT, por ejemplo: oxidación/reducción (transformación), lavado de
suelos (separación) y solidificación/extracción (inmovilización) (Van
Deuren et al. 2002).
Aunque las tecnologías fisicoquímicas pueden desarrollarse in
situ o ex situ, la principal desventaja de su aplicación en la remediación de sitios contaminados con metales radica en que, la mayoría, requiere de la excavación del suelo y de al menos un proceso
secundario de tratamiento o disposición final del contaminante
transformado, separado o inmovilizado, incrementándose los costos
del tratamiento. En esta sección se describen cinco tecnologías que
pueden aplicarse en sitios contaminados con metales: inundación
de suelos, lavado de suelos, extracción química, solidificación/
estabilización y electrorremediación.
66 Suelos contaminados
4.3.1. Inundación de suelos
La inundación del suelo (soil flushing) es una técnica de tratamiento
innovadora, que comúnmente se aplica in situ. Consiste en inundar el
suelo contaminado con agua o con una solución de extracción para
disolver y/o suspender el contaminante y, posteriormente, extraer la
fase líquida que contiene el contaminante mediante un sistema de extracción. La tecnología requiere la perforación de pozos de inyección
y de extracción (Van Deuren et al. 2002, US EPA 1996).
A. Descripción del proceso
El proceso comienza con la perforación de pozos de inyección y de
extracción en el sitio contaminado. Es importante que los pozos de
extracción se ubiquen en el lugar más bajo del sitio; si éste no existe,
deben colocarse a un nivel más bajo que el pozo de inyección. La
solución se introduce en los pozos de inyección por bombeo, en
donde la solución pasa a través del suelo contaminado, disolviendo,
suspendiendo y arrastrando los contaminantes. La solución con los
contaminantes se colecta en el pozo de extracción y finalmente se
succiona y envía a una planta de tratamiento de aguas; el agua tratada
puede reutilizarse en el proceso.
La eficiencia de remoción de metales en suelos mediante esta
técnica, al igual que la de lavado de suelos, puede incrementarse con
el uso de agentes quelantes, ácidos o bases. Sin embargo, la eficiencia
puede disminuir drásticamente con el uso de ciertos aditivos (surfactantes) que pueden adherirse a las partículas del suelo, limitando
así la transferencia del metal a la fase líquida. Un alto contenido de
materia orgánica en el suelo también afecta la eficiencia del proceso
(Van Deuren et al. 2002, US EPA 1996).
Tecnologías de remediación 67
B. Aplicaciones y estado de desarrollo
Esta técnica es muy efectiva para el tratamiento de suelos arenosos
(altamente permeables), ya que estos permiten el paso de la solución,
a diferencia de limosos o arcillosos (US EPA 2001). Puede aplicarse para
remediar suelos contaminados con una variedad de compuestos orgánicos (volátiles y semivolátiles) e inorgánicos (metales y metaloides).
En los Estados Unidos se han llevado a cabo varias aplicaciones de
esta tecnología; de 62 proyectos de remediación por inundación de
suelos registrados en 1997, el 84% se enfocó a compuestos orgánicos;
el 11% a mezclas de orgánicos y metales y el 5% a metales; del total de
los proyectos, 53% se desarrolló a escala piloto y fueron demostrativos;
32% a gran escala y se encuentran disponibles comercialmente; el 15%
restante se desarrolló a escala laboratorio (GWRTAC 1998).
C. Ventajas y limitaciones
Entre las principales ventajas de esta técnica pueden destacarse: (i) bajos
costos; (ii) no es necesario excavar el suelo; y (iii) no se requiere de
infraestructura sofisticada. Sin embargo, el empleo del proceso puede
afectar los mantos acuíferos cuando no se prevé su ubicación, cuando el
suelo es muy permeable y si el tiempo de residencia de la fase acuosa
es muy prolongado. Algunas otras limitaciones de esta tecnología son
(US EPA 2001, Van Deuren et al. 2002):
.
.
.
En general, no se aplica en suelos con mezclas complejas de contaminantes.
Una alta cantidad de materia orgánica en el suelo dificulta el proceso de separación.
Requiere de grandes cantidades de agua y que los contaminantes
sean solubles.
68 Suelos contaminados
.
Se requiere de uno o varios procesos secundarios para el tratamiento
de aguas residuales y partículas finas de suelo.
D. Tiempo y costos de la remediación
Es una tecnología que puede llevar entre dos y 12 meses. Los costos de
la remediación pueden variar de 46 a 125 USD/m3, para una densidad
de suelo de 1.6 ton/m3 (Van Deuren et al. 2002, US EPA 1996).
E. Usos del suelo después del tratamiento
Es recomendable que después del tratamiento, el suelo no se utilice
con fines agrícolas, ya que no sólo se lleva a cabo la remoción de los
contaminantes, sino también de los elementos naturales del suelo,
además de que es posible la alteración de ciertas propiedades físicas y
químicas por el uso de soluciones ácidas, quelantes o surfactantes. Sin
embargo, el suelo puede destinarse para otros usos como residencial
e industrial.
4.3.2. Lavado de suelos
El lavado de suelos es una tecnología ex situ, en la cual el suelo contaminado se excava y se lava con agua o soluciones de extracción en
una unidad de lavado con el fin de disolver, suspender o precipitar
el contaminante, lográndose así su transferencia a la fase acuosa. El
lavado de suelos, a diferencia de la inundación, puede concentrar los
contaminantes en un volumen menor de suelo, debido a la separación
entre partículas finas y gruesas, reduciendo así el volumen del material
contaminado (partículas finas) (Freeman 1998).
Tecnologías de remediación 69
A. Descripción del proceso
El proceso consiste de tres etapas: mezclado, lavado y enjuagado. Antes de
iniciar, el material contaminado se tamiza para retirar los objetos de mayor
tamaño. Posteriormente, el suelo se adiciona a la unidad de lavado, en donde
se mezcla y se lava con el uso de agua con o sin aditivos, en un proceso en
lote o continuo. Al finalizar el lavado del suelo, la fase líquida se envía a
una planta de tratamiento de aguas, mientras que la fase sólida se enjuaga
nuevamente con agua limpia (Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001).
El uso de agua como solución de extracción es efectivo para la
remoción de compuestos orgánicos solubles de bajo peso molecular
(alcoholes y fenoles), sales inorgánicas (sulfatos y cloruros) y metales
solubles (Cr(VI)). Para aumentar la eficiencia de lavado en un suelo
con metales, pueden emplearse soluciones con las siguientes características (US EPA 2001):
.
.
Agentes quelantes. Forman complejos solubles con iones metálicos. Uno de los más usados es el ácido etilendiamino tetracético
(EDTA). Otros ácidos usados como agentes quelantes son los
ácidos cítrico, málico y acético.
Ácidos y bases. Movilizan, neutralizan o transforman el contaminante. Las soluciones ácidas se aplican principalmente para
incrementar la solubilidad de muchos metales, mientras que las
alcalinas se usan para remover fenoles y metales ligados a la fracción orgánica del suelo.
B. Aplicaciones y estado de desarrollo
Esta técnica, al igual que la inundación, es efectiva para suelos arenosos, por lo que los parámetros a considerar para su aplicación son los
mismos que se incluyen en la inundación de suelos (US EPA 2001). Es
70 Suelos contaminados
una tecnología desarrollada, disponible comercialmente a escala industrial, que puede aplicarse en suelos contaminados con una variedad
de compuestos orgánicos, combustibles y metales. En el cuadro 12,
se presentan algunos ejemplos de la aplicación de la técnica en suelos
contaminados con metales en Estados Unidos.
Diversos grupos de investigación han realizado estudios con el fin
de definir los mejores aditivos para el lavado. Peters (1999) determinó
que los agentes quelantes más eficientes para la remoción (95%) de Cu,
Pb y Zn fueron EDTA, ácido nítrico y ácido nitrilo-triacético (NTA).
Tokunaga et al. (2002) obtuvieron una alta eficiencia de remoción
(99.9% en 6 h) de As (2,850 mg/kg) de un suelo, usando una solución
de lavado con ácido fosfórico. Semer et al. (1996) demostraron una alta
eficiencia de remoción de una mezcla de contaminantes orgánicos/
inorgánicos en un suelo franco-arenoso, con el uso de una solución
de ácido sulfúrico con alcohol isoporpílico (relación 4:9).
Cuadro 12. Ejemplos de la aplicación a gran escala del lavado de
suelos contaminados con metales en los Estados Unidos
Nombre del sitio/Estado
Ewan Property, NJ
GE Wiring Devices, PR
King of Prusia, NJ
Zanesville Well Field, OH
Twin Cities Army
Ammunition Plant, MN
Sacramento Army Depot, CA
Solución de extracción
No especificada
Solución acuosa de
ioduro de potasio (KI)
Agua con quelantes
No especificada
No especificada
No especificada
Contaminantes
As, Cr, Cu, Pb
Hg
Ag, Cr, Cu
Hg, Pb
Cd, Cr, Cu,
Hg, Pb
Cr, Pb
Fuente: EPA 1997, Evanko y Dzombak 1997.
Tecnologías de remediación 71
C. Ventajas y limitaciones
En general, el lavado de suelos es una alternativa relativamente económica para la remoción de contaminantes, ya que minimiza el volumen
del material contaminado y, por consiguiente, disminuye la cantidad
a confinar o a tratar. Actualmente, existen sistemas móviles para el
lavado de suelos que se pueden transportar al sitio contaminado,
disminuyendo costos y el riesgo de dispersar los contaminantes durante el transporte (Van Deuren et al. 2002). Las principales ventajas
y limitaciones de este proceso se resumen en el cuadro 13.
Cuadro 13. Principales ventajas y limitaciones
del lavado de suelo
Limitaciones
Ventajas
◆
◆
◆
◆
◆
Bajos costos
Efectivo para tratar suelos
arenosos o muy permeables
Disminuye la cantidad de
material contaminado
No requiere de infraestructura
sofisticada
Son sistemas cerrados, en donde se
pueden controlar las condiciones
del sistema y las emisiones al
ambiente
◆
◆
◆
◆
◆
◆
Fuente: Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001.
72 Suelos contaminados
Se requiere excavar y manipular el
suelo
Altas cantidades de materia
orgánica dificultan el proceso de
separación
No es eficiente para tratar mezclas
complejas
Los contaminantes deben ser solubles
Requiere de grandes cantidades de
agua
Se necesitan procesos secundarios
para tratar aguas residuales y
partículas finas de suelo
D. Tiempo y costos de la remediación
Es una tecnología de corto a mediano plazo, que puede llevar entre
dos y seis meses. Los costos de su aplicación, incluyendo la excavación,
pueden variar entre 84 y 343 USD/m3; se calcula un costo promedio
cercano a 238 USD/m3 (Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001).
E. Usos del suelo después del tratamiento y manejo de residuos
Generalmente, después del lavado de suelos se emplean técnicas de
separación (sedimentación, filtración, centrifugación) con el propósito
de separar las partículas más finas, en donde se adsorben los contaminantes del volumen original. Las partículas gruesas (limpias) se regresan
al sitio, mientras que a las finas (contaminadas) se les realiza un nuevo
tratamiento o se disponen adecuadamente en un sitio de confinamiento.
Debido a que la mayor parte de las partículas depositadas en el sitio después del tratamiento son gruesas, éstas sólo tienen utilidad como soporte
de infraestructuras, después de una adecuada compactación en el sitio
y no para fines agrícolas (Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001).
4.3.3. Tratamiento químico
El tratamiento químico, también conocido como óxido-reducción química, es una tecnología innovadora que implica reacciones de óxidoreducción (redox), las cuales transforman los elementos potencialmente
tóxicos en compuestos o elementos no peligrosos o menos riesgosos,
reduciendo su toxicidad o su solubilidad y/o aumentando su estabilidad química. Cuando se requiere tratar contaminación por metales
y/o metaloides, se busca cambiar el estado de valencia, ya que de éste
depende la capacidad del metal para reaccionar con otros contaminantes
o compuestos presentes en el suelo y, por consiguiente, su precipitación;
Tecnologías de remediación 73
de esta manera, es posible disminuir la concentración biodisponible del
elemento potencialmente tóxico en el suelo (US EPA 2001).
A. Descripción del proceso
El procedimiento puede realizarse in situ o ex situ y combinarse con
otras técnicas como la inundación (el agente oxidante o reductor se
disuelve en el medio de inundación) o el lavado de suelos (en este caso
es deseable que las reacciones redox se desarrollen en el extracto del
lavado), o aplicarse directamente en el suelo contaminado a través de
una solución, sin llegar a inundarlo; en este último caso, los metales
se quedan en el sitio (Averett et al. 1989).
Las reacciones redox, necesariamente, implican la transferencia de
electrones de un compuesto a otro (el agente oxidante gana electrones,
mientras el agente reductor los pierde). La velocidad y duración del
tratamiento está dirigida por las características del contaminante, su
reactividad con los químicos utilizados y las características del suelo
(permeabilidad, pH, temperatura y contenido de materia orgánica);
todos estos parámetros pueden afectar la reacción redox y, por lo tanto,
obligar a incrementar la cantidad de reactivo utilizado.
B. Aplicaciones y estado de desarrollo
La tecnología se encuentra disponible comercialmente; sin embargo,
no puede aplicarse de forma genérica. Es necesario analizar y experimentar con las propiedades particulares de cada suelo para determinar
las características que deben tener los agentes oxidantes o reductores.
Algunos de los oxidantes más comunes para este tratamiento son: ozono, peróxido de hidrógeno, permanganato de potasio, reactivo Fenton
(formado por una combinación de peróxido de hidrógeno y sulfato
ferrroso), hipoclorito, cloro y dióxido de cloro. Como agente reductor
74 Suelos contaminados
puede utilizarse ácido sulfhídrico, de forma que el sulfuro reaccione con
metales divalentes como Pb2+, Co2+, Fe2+ Cd2+, formando un complejo
insoluble (sulfuro metálico) que precipita en la matriz del suelo. Sin embargo, la aplicación del ácido puede limitar la efectividad de la reacción,
ya que muchos suelos tienen una gran capacidad amortiguadora, de
manera que el sulfuro liberado es neutralizado rápidamente por otros
elementos; por esta razón, realizar la reacción directamente en el suelo
puede representar altos gastos en reactivos y la destrucción del mismo
al abatir su capacidad de amortiguamiento (US EPA 2000).
C. Ventajas y limitaciones
La principal ventaja de este método, al igual que otras tecnologías
in situ, es que permite tratar el suelo sin necesidad de excavación;
algunas otras ventajas son: (i) bajo consumo de energía; (ii) las
soluciones diluidas son más fáciles de separar; (iii) tiempos del
tratamiento relativamente cortos. Sus principales inconvenientes
son (US EPA 2000):
.
.
.
.
En caso de combinarla con otra técnica, los costos se incrementan,
debido a la aplicación de otros procedimientos (excavación, inundación, etc.).
Los químicos necesarios para el tratamiento son corrosivos (ácidos
e hidróxidos) y pueden resultar relativamente costosos.
A pesar del cambio en el estado de oxidación del metal, éste permanece en el sitio dejando un riesgo latente de que regrese a su
estado de oxidación original.
Necesidad de evaluar y ensayar la reacción en laboratorio, ya que
el contaminante interactúa de forma diferente con cada tipo de
suelo. Esto conlleva a diseñar una reacción específica para cada
sitio contaminado.
Tecnologías de remediación 75
D. Tiempos y costos de la remediación
La velocidad de la reacción depende de la extensión, profundidad y
tipo de suelo, por lo que no es posible especificar con precisión los
tiempos de tratamiento; sin embargo, el tiempo de separación puede
ser muy rápido (US EPA 1998). Los costos de remediación varían en
función del tipo de suelo, superficie, profundidad y químicos seleccionados para la reacción; se calcula que estos oscilan entre 45 y 125
USD/m3, incluyendo un estudio químico.
E. Usos del suelo después del tratamiento
El suelo tratado químicamente puede utilizarse para la construcción
de unidades industriales; no es recomendable su uso para agricultura,
ya que el constante riego, la interacción con pesticidas, fertilizantes y
raíces puede cambiar el estado de oxidación del contaminante.
4.3.4. Solidificación/estabilización (S/E)
La S/E es un proceso que tiene como objetivo limitar la solubilidad o
movilidad de un contaminante presente en el suelo, disminuyendo
así su toxicidad o eliminando su lixiviación. La solidificación es un
proceso que asegura mecánicamente a los contaminantes dentro de
una matriz sólida, formando un bloque monolítico de alta integridad
estructural, constituido por una mezcla del contaminante, el suelo y
un agente puzolánico;2 esta técnica encapsula (atrapa físicamente) al
contaminante en el suelo. La estabilización implica la adición de mate2. La puzolana es un ingrediente activo que tiene como función básica formar un
aglomerante con los productos liberados por la hidratación del cemento (Cemento
Cruz Azul: http://www.cruzazul.com.mx/productos/puzolanico.html).
76 Suelos contaminados
riales o sustancias que limiten la reactividad, volatilidad y/o solubilidad
(movilidad) de un contaminante. En este caso existe una reacción del
contaminante con el aditivo para formar compuestos menos solubles
y móviles (Becerril y Navarrete 1993).
A. Descripción del proceso
Las metodologías de S/E surgieron como respuesta a la necesidad
de tratar residuos radioactivos y, con el tiempo, se han utilizado
para estabilizar y/o solidificar contaminantes inorgánicos (principalmente metales), siendo las más utilizadas: (i) la solidificación con
cemento; (ii) la solidificación con cal o agentes puzolánicos; (iii) la
encapsulación termo-plástica; y (iv) la vitrificación. Las primeras dos
técnicas son utilizadas con más frecuencia para tratar compuestos
inorgánicos. En todos los casos, el proceso de solidificación debe
de ser irreversible para evitar que los contaminantes escapen de
la matriz solidificada (Malone et al. 1982). Debido a la variedad
de aditivos, es importante seleccionar el o los más adecuados de
acuerdo con las características del contaminante a tratar; entre los
más empleados para el tratamiento de suelos contaminados con
metales se encuentran: cemento, cal, carbonato de calcio, polímeros
comerciales y asfalto emulsificado.
En general, los procesos de S/E pueden llevarse a cabo in situ o ex
situ de la siguiente manera:
.
In situ. El suelo contaminado y los aditivos se mezclan directamente
en el sitio (bajo la superficie). La mezcla se realiza con el uso de
grandes barrenas (augers) o paletas rotatorias. El suelo tratado
que queda en el sitio se cubre con suelo limpio o con pavimento.
Este tipo de aplicación puede estar limitado por la profundidad de
la contaminación.
Tecnologías de remediación 77
.
Ex situ. El suelo contaminado se extrae y se coloca en grandes mezcladoras, en donde se agregan los aditivos en cierta proporción.
Posteriormente, el suelo tratado puede ser colocado nuevamente
en el sitio o depositado en un vertedero controlado. Este tipo de
proceso permite una mayor efectividad de mezclado y verificación
del tratamiento.
Las tecnologías de S/E se clasifican de acuerdo con su función en:
(i) mecanismos de contención y (ii) mecanismos de aglutinación.
Contención
La adsorción es la metodología más simple entre los mecanismos de
contención; sin embargo, ésta se utiliza únicamente cuando el contaminante está disuelto en un líquido, obteniéndose así un residuo
seco. Algunos de los agentes adsorbentes más utilizados con este fin
son carbón activado, cal, arcilla, vermiculita y zeolita. La selección
de los materiales adsorbentes está dirigida por factores químicos,
costos y cantidades a utilizar. Entre los factores químicos a considerar
se encuentran: el pH del residuo, la compatibilidad o reactividad del
residuo y las propiedades aglutinantes del adsorbente (si es que las
tiene) (Freeman 1998).
Aglutinación
Para la aglutinación se puede emplear sílice no cristalina y calcio, lo
que produce una matriz sólida de baja integridad física. La combinación del suelo con cemento Pórtland (figura 10) produce una matriz
sólida de mayor resistencia, en la cual algunos metales, además de ser
contenidos físicamente, reaccionan con silicatos solubles. Durante la
aglutinación, también es posible mezclar el suelo contaminado con
materiales plásticos y termoplásticos como caucho o asfalto (figura
11), respectivamente, los cuales además de contener el contaminante
78 Suelos contaminados
en la matriz, reducen la posibilidad de infiltraciones acuosas al ser
materiales impermeables. Para realizar esta mezcla es necesario deshidratar el suelo y realizar la operación a temperaturas elevadas.
Figura 10. Esquema básico del proceso de incorporación con cemento
con mezclado en tambor
Suelo contaminado
Sitio con material
cementante
Agua
Pesa para mezclar
Fraguado del producto
final cemento/suelo
para su confinamiento
Fuente: Pojasek 1982.
Figura 11. Esquema básico del mecanismo de aglutinación con asfalto
Suelo contaminado
Agua
Asfalto
Vapor de agua y gases
de evaporación
Evaporador con
mezclador
Hacia la
caldera
Vapor de
servicio
Tambor de
confinamiento
Fuente: Freeman 1998.
Tecnologías de remediación 79
Micro-encapsulación
Otro proceso de S/E es la micro-encapsulación, en el cual el suelo se
mezcla con un polímero termofijo que reacciona con un catalizador y
envuelve las partículas de suelo contaminado para aislarlo del medio
y evitar así la dispersión del contaminante. El suelo se dispersa por
medios mecánicos para disminuir su tamaño de partícula y, una vez
efectuada la micro-encapsulación, se dispone en recipientes de mayor
tamaño para su macro-encapsulación y posterior confinamiento. Los
polímeros usados con más frecuencia en esta técnica son urea-formaldehído, poliéster, poli-butadieno, fenol-formaldehído y resinas
epóxicas (Caldwell y Reith 1993).
Vitrificación
La vitrificación implica la fundición y fusión de materiales a temperaturas > 2,100 ºC, seguida por un enfriamiento rápido, dando como
resultado una mezcla amorfa no cristalina. La aplicación de la vitrificación en el tratamiento de residuos peligrosos se ha explorado como
una técnica in situ y en planta. La vitrificación es considerada como
un proceso de S/E, ya que convierte al contaminante a una forma
estructural más estable con un potencial reducido para su migración
al medio ambiente (Becerril y Navarrete 1993).
Vitrificación on site. Es una técnica probada a escala piloto para la
remediación de suelos. Durante el proceso, la temperatura necesaria para
fundir el suelo (2,100-2,500 ºC) se logra por la aplicación de una corriente
continua de alto voltaje (figura 12). Al fundirse el suelo, éste se vuelve
más conductivo, permitiendo así la transferencia de calor y provocando
el crecimiento de la masa fundida. El proceso se inicia con el uso de una
capa de grafito y vidrio poroso que sirven como ruta de encendido. Una
vez iniciado el proceso, la masa fundida crece hacia abajo y hacia afuera
(hasta profundidades de ~ 9 m, para contener una masa de ~ 1,000 ton).
El suelo se funde a una tasa de 4 a 6 ton por hora (2.5-5 cm/h).
80 Suelos contaminados
Figura 12. Esquema básico del proceso de vitrificación
en campo (on site)
Alternador de
corriente
Mezcla fundida de
vidrio y suelo
Electrodos
Fuente: Pojasek 1982.
Conforme la temperatura aumenta, los vapores y gases de los materiales orgánicos se mueven lentamente a través de la masa fundida,
de manera que una porción se disuelve, mientras otra se libera hacia
la superficie, en donde puede tratarse. Debido a la alta temperatura,
en el remanente no permanecen contaminantes orgánicos; de los inorgánicos, algunos se descomponen, mientras que otros se disuelven
o reaccionan con el material fundido. Este último se encuentra en
fase líquida durante el proceso, de manera que, cuando se produce el
enfriamiento, ocurre una reducción del volumen neto.
El remanente resultante es muy semejante a la obsidiana, formada
por un proceso de vitrificación natural. Aunque, por pruebas de lixiviación, se ha demostrado que este producto es inerte, puede utilizarse
en aplicaciones que limiten su distribución al público en general.
Vitrificación off site (en planta). El proceso se inicia con una mezcla
de encendido, que consiste en vidrio reciclado, cenizas sueltas y piedra
caliza (figura 13). El suelo contaminado se introduce en el horno para
las etapas de fundición y fusión que duran como mínimo cinco horas.
Consideraciones adicionales para esta tecnología deben incluir las
Tecnologías de remediación 81
emisiones a la atmósfera y el lixiviado del remanente. Las emisiones
a la atmósfera pueden capturarse y tratarse a través de tecnologías
tradicionales para el tratamiento de aire.
Figura 13. Esquema básico del proceso de vitrificación
en planta (off site)
Mezcla de vidrio y suelo
Salida de gases
Mezcla fundida de
vidrio y suelo
Electrodos
Suelo vitrificado
Fuente: Posajek 1982.
B. Aplicaciones y estado de desarrollo
Los métodos de S/E pueden aplicarse con gran éxito para la remediación de suelos contaminados con metales y especialmente en suelos
muy contaminados o para elementos radiactivos (US EPA 1998). Es
una tecnología desarrollada y disponible comercialmente a escala
industrial. Algunos de los factores que pueden afectar en la selección, diseño, implementación y funcionamiento de estos procesos
son (Pojasek 1982):
82 Suelos contaminados
i
Objetivo del tratamiento. En el caso de contaminación por metales, el objetivo es tratar el suelo de tal manera que se transforme
en un material no peligroso y, por lo tanto, pueda disponerse en
instalaciones apropiadas.
ii Características del contaminante. El contaminante debe ser compatible con los materiales de solidificación utilizados. Por ejemplo, el uso
de cemento Pórtland no es recomendable para suelos contaminados
con Cr6+, en su lugar se recomienda el uso de matrices termoplásticas. Otros metales, como Pb, Cd y As, son compatibles con matrices
cementables, permaneciendo estables por algún tiempo.
iii Requerimientos del proceso. Es importante visualizar la infraestructura y equipamiento que se utilizará durante el proceso (por
ejemplo, consumo de energía y materiales).
iv Manejo del residuo solidificado/estabilizado. El producto del tratamiento debe disponerse de acuerdo a la legislación.
C. Ventajas y limitaciones
Entre las ventajas del empleo de la S/E para la remediación de suelos
contaminados pueden destacarse las siguientes: (i) es posible utilizar
suelos contaminados como material básico para la fabricación de vidrio
(vitrificación); (ii) además del potencial para tratar suelos, puede servir
para formar un producto útil (material de relleno para caminos); (iii)
el contaminante queda estabilizado y aislado, disminuyendo la probabilidad de causar daño al ambiente o la salud; (iv) es una tecnología
totalmente desarrollada y disponible comercialmente.
Dentro de las limitaciones del proceso pueden incluirse: (i) su aplicación, en general, representa un aumento significativo en el volumen
del material original; (ii) el material solidificado no puede ser utilizado
como suelo nuevamente y puede impedir el futuro uso del sitio; (iii) para
realizar las mezclas de suelo con aditivos, es necesario deshidratar el
Tecnologías de remediación 83
suelo y realizar la operación a temperaturas elevadas, limitando su aplicación a suelos contaminados con sustancias o elementos no volátiles;
(iv) sus costos son muy elevados debido a que es necesario disponer el
suelo estabilizado/solidificado (excepto en la vitrificación in situ).
D. Tiempo y costos de la remediación
Es una tecnología de corto plazo que, dependiendo del volumen de
suelo a tratar, puede llevar desde unas cuantas horas hasta algunas
semanas. Sin embargo, sus costos pueden ser muy elevados, y pueden
variar entre 45 y 110 USD/ton (63 a 154 USD/m3, considerando una
ρ de 1.4 g/cm3), dependiendo del tipo de contaminante, sin incluir
excavación ni confinamiento.
E. Usos del suelo después del tratamiento
El suelo tratado por S/E pierde sus características, por lo que no puede
reutilizarse como área para cultivo o construcción. En la mayoría de los
casos, el producto debe disponerse en confinamientos. En situaciones
como la vitrificación o la estabilización con cemento, el producto puede
utilizarse como material de relleno para caminos o en la construcción
de instalaciones de rellenos sanitarios o sitios de confinamiento.
4.3.5. Electrorremediación
La remediación electrocinética o electrorremediación es una tecnología innovadora que puede utilizarse para la remediación in
situ de suelos contaminados con metales o compuestos orgánicos
polares; es una técnica aplicable principalmente a suelos de baja
permeabilidad.
84 Suelos contaminados
A. Descripción del proceso
El principio de la electrorremediación se basa en la aplicación de una
corriente directa de baja intensidad a través del suelo contaminado,
con el uso de electrodos divididos en extremos anódicos y catódicos
(figura 14). El campo eléctrico moviliza las especies cargadas hacia
los electrodos, de manera que los iones metálicos, el amonio y los
compuestos orgánicos cargados positivamente se moverán hacia el
cátodo, mientras que los aniones (cloro, cianuro, fluoruro, nitratos y
compuestos orgánicos cargados negativamente) se moverán hacia el
ánodo. La corriente eléctrica genera la formación de un frente ácido
en el ánodo y uno básico en el cátodo a partir de la disociación de algunas moléculas de agua; esta generación de condiciones ácidas puede
Ánodo (+)
Cátodo (-)
Figura 14. Electrorremediación in situ de un suelo contaminado.
Durante el proceso, los iones con carga positiva (cationes) migran
hacia el cátodo y los de carga negativa (aniones), hacia el ánodo
Suelo contaminado
Fuente: Van Deuren et al. 2002.
Tecnologías de remediación 85
ayudar a la desorción, disolución y transporte de algunos contaminantes metálicos hacia sistemas de recolección ubicados en el cátodo
(Probstein 1994).
Los dos principales mecanismos de transporte de contaminantes
a través del suelo hacia los electrodos son la electromigración y la
electroósmosis (Probstein 1994). La aplicación de un gradiente de
potencial, da como resultado el transporte de iones (electro-migración), el transporte del agua de solvatación de dichos cationes (electro-ósmosis) y el arrastre mecánico de coloides y microorganismos
como bacterias (electroforesis). La electro-migración es el mecanismo
principal durante la electrorremediación. La dirección y velocidad de
movimiento de una especie iónica depende de su carga (magnitud
y polaridad) y de la magnitud de la electro-ósmosis inducida por la
velocidad del flujo. Las especies orgánicas o inorgánicas no cargadas
también pueden movilizarse debido al fenómeno electro-osmótico
causado por el flujo del electrolito (US EPA 1996). El proceso puede
llevarse a cabo básicamente de dos maneras:
Remediación mejorada. Se lleva al cabo por el transporte electrocinético de los contaminantes hacia uno de los electrodos para su extracción y tratamiento o disposición ex situ. Puede realizarse por diversos
métodos como la precipitación, la co-precipitación en el electrodo,
el bombeo del agua cercana al electrodo y el acomplejamiento en
columnas de intercambio iónico. Este tratamiento es recomendable
para suelos contaminados con metales.
Tratamiento sin remoción. Se logra por el transporte electro-osmótico
de los contaminantes a través de zonas de tratamiento colocadas entre
los electrodos; la polaridad de los mismos es revertida periódicamente,
por lo que el flujo electro-osmótico cambia de dirección, pasando frecuentemente por las zonas de tratamiento. Este método es recomendado
para suelos contaminados con especies orgánicas (US DOE 1995).
86 Suelos contaminados
B. Aplicaciones y estado de desarrollo
Esta tecnología es ampliamente recomendable para tratar suelos poco
permeables, como lodos y sedimentos contaminados con metales pesados, aniones y compuestos orgánicos polares en concentraciones de
unas cuantas partes por millón (ppm) hasta miles (USAEC 1997).
La primera demostración exitosa del uso de la electrocinética
para la remediación de suelos se realizó en Holanda en 1986 (Van
Cauwenberghe 1997). En 1993, Raloff describió un proyecto llamado
Lasagna, que combina un proceso biológico y uno electro-osmótico,
en donde capas alternas de bifenilos policlorados (PCB) se degradaron por acción microbiana. Una vez que los PCB se fragmentaron
en moléculas más pequeñas, se aplicó electro-ósmosis para transportar las moléculas hasta un sitio de tratamiento. Actualmente
existen algunas aplicaciones comerciales de electrorremediación,
desarrolladas en los Estados Unidos. Se han llevado a cabo pruebas
de demostración a escala piloto e industrial por varias instituciones:
la Universidad Estatal de Luisiana, Electrokinetics Inc., Geokinetics
Internacional Inc. y por el Instituto Batelle Memorial. La corporación
Geokinetics ha demostrado con éxito su proceso de remediación
electrocinética in situ a través de cinco estudios de campo en Europa
(US EPA 1996).
En 1996, el programa DoDs de investigación innovadora de negocios y Electrokinetics Inc., desarrollaron un estudio demostrativo
completo para extraer Pb de un campo de la armada de los Estados
Unidos, en Luisiana. La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (US EPA) evaluó los resultados de la prueba, encontrando
una disminución significativa en la concentración de Pb (de ~ 4,500
mg/kg a 300 mg/kg) en 30 semanas (US EPA 1996).
Tecnologías de remediación 87
C. Ventajas y limitaciones
La aplicación de procesos electrocinéticos es más efectiva en suelos arcillosos debido a su carga superficial negativa, la cual puede alterarse por
cambios en el pH del fluido, modificando también las características de
adsorción de contaminantes; la utilización de electrolitos con pH específico
puede mejorar el desempeño de la técnica. En el cuadro 14 se resumen las
principales ventajas y limitaciones de la electrorremediación.
La eficiencia del proceso disminuye en suelos con humedad menor
al 10%; la máxima eficiencia se logra con valores de humedad de 14
a 18 %. La presencia de objetos metálicos o aislantes puede inducir
variabilidad en el campo eléctrico y en la conductividad del suelo,
afectando el proceso. Asimismo, es recomendable la utilización de
electrodos inertes (carbón, grafito o platino) para evitar la introducción de residuos reactivos en el suelo tratado; los electrodos metálicos
pueden disolverse por efecto de la electrólisis.
Cuadro 14. Principales ventajas y limitaciones de la electrorremediación
Ventajas
Limitaciones
Es una tecnología disponible
comercialmente
El contaminante puede separarse con
facilidad del suelo, incluso en forma
pura
Es una alternativa eficiente para la
remediación in situ de sitios
contaminados con metales
Se puede aplicar eficientemente en
suelos arcillosos (poco permeables)
No es aplicable en todo tipo de suelos
88 Suelos contaminados
El suelo tratado pierde ligeramente su
fertilidad
Es necesario hidratar el suelo al menos
24 horas antes de iniciar el tratamiento
Valores extremos de pH y reacciones
redox pueden disminuir su eficiencia
y formar productos indeseables
D. Tiempo y costos de la remediación
Es una tecnología que, dependiendo de la extensión y profundidad del
sitio contaminado, puede llevar de unas cuantas semanas hasta 6 u 8
meses. Sus costos varían dependiendo de la extensión del terreno, del
material de los electrodos, de la conductividad del suelo, de las metas
propuestas para el tratamiento, y del costo de la energía (se estiman gastos
energéticos cercanos a 500 KW h/m3, dependiendo del espacio entre electrodos [1-1.5 m]). De acuerdo con estimaciones en los Estados Unidos,
los costos directos por el tratamiento mejorado de metales (extracción y
estabilización) pueden ascender a 50 USD/m3 (US EPA 1998).
E. Usos del suelo después del tratamiento
El suelo tratado a través de electrorremediación pierde ligeramente su fertilidad, debido a la extracción de iones como NO3-, SO4=, PO4=, NH4+, por lo
que debe pasar por procesos de fertilización antes de utilizarlo como área
para cultivo; asimismo, algunas arcillas pueden cambiar su carga debido
al cambio de pH promovido por la hidrólisis del agua, por lo que también
es necesario evaluar su integridad estructural (US EPA 2001).
4.4. Tecnologías biológicas
El término biorremediación se utiliza para describir una variedad de
sistemas que utilizan el potencial metabólico de organismos vivos
(plantas, hongos y bacterias, entre otros) para limpiar ambientes
contaminados (Van Deuren et al. 2002, Watanabe 2001). La biorremediación de un suelo implica su descontaminación por vía biológica.
En el caso de sitios contaminados con metales, los microorganismos
pueden modificar su movilidad en el ambiente a través de cambios en
sus características físicas o químicas (Lovley y Coates 1997).
Tecnologías de remediación 89
4.4.1. Mecanismos biológicos aplicables a la biorremediación de suelos
Las bases para la remediación de suelos presentadas en la sección 4.1,
en el caso de procesos biológicos se enfocan, principalmente, en la
degradación de compuestos orgánicos; sin embargo, la mayoría de los
parámetros descritos puede aplicarse para contaminantes inorgánicos.
Se ha demostrado que es posible llevar a cabo la remediación in situ
de sitios contaminados con metales por vía microbiana, básicamente
a través de cambios en el estado redox, favoreciendo así mecanismos
que modifican la solubilidad, movilidad y/o toxicidad de los contaminantes (figura 15), haciendo posible la remediación del suelo a través de
la separación o la disolución del contaminante (Lovley y Coates 1997,
Gadd 2000; Barkay y Schaefer 2001):
i. Separación o inmovilización. Implica mecanismos de biosorción
(sorción del contaminante en biomasa) y cambios en el estado redox
(reducción de formas metálicas oxidadas solubles a formas insolubles), así como la acumulación, precipitación y/o volatilización de los
contaminantes a través de la fitorremediación (Lovley y Coates 1997,
Beaudette et al. 2002, Diels et al. 2002).
ii. Disolución o movilización. Incluye procesos de biolixiviación de
metales y metaloides y cambios en el estado redox (oxidación de formas metálicas reducidas insolubles a formas solubles), que favorecen
la disolución o volatilización de los mismos (Lovley y Coates 1997).
Con base en lo anterior, las metas de la remediación de contaminantes inorgánicos pueden alcanzarse conforme a los siguientes
principios: (i) la precipitación del contaminante y, en consecuencia,
su inmovilización; (ii) la concentración del contaminante con la
posterior reducción del volumen de la matriz contaminada; y (iii) la
separación de metales a un ambiente en donde su riesgo potencial se
reduzca (Barkay y Schaefer 2001).
90 Suelos contaminados
Figura 15. Interacciones entre metales y microorganismos.
(i) la sorción o acumulación de metales se lleva a cabo por mecanismos
pasivos (M pasivos) o activos (M activos); (ii) algunos metales pueden
transformarse por procesos redox o por alquilación, afectando su
movilidad y/o toxicidad; (iii) muchos microorganismos pueden producir
y liberar sustancias (por ejemplo, sulfuros) que alteran la movilidad
de muchos metales; (iv) la degradación microbiana de complejos metalorgánicos (M-org) pueden cambiar la especiación del metal
Movilización
Inmovilización
M-org
M
Liberación/producción de
sustancias que movilizan metales
org
Acumulación de metales
M activos
M pasivos
Fe(II)
U(red) metales
Fe(III)
Fe(II)
Oxidación de S
Disminución de pH
Movilización del
metal
U(ox)
Reducción de
Reducción de metales
Biodegradación
de compuestos
metal-orgánicos
Sulfato
Oxidación de
metales
Fe(III)
Sulfuro
Reducción
Aumento
de S
de pH
Inmovilización
del metal
Fuente: Ledin 2000.
4.4.2. Interacciones microorganismos-metales
Los microorganismos están expuestos a la presencia de diversos tipos
de metales y metaloides en el ambiente, por lo que no es sorprendente
que puedan interactuar con ellos, a través del desarrollo de mecanismos
de defensa, a veces para su beneficio y otras para su perjuicio. En la
Tecnologías de remediación 91
naturaleza, estos elementos existen principalmente como cationes, oxianiones o en ambas formas en solución, y como sales u óxidos en forma
cristalina (mineral) o como precipitados amorfos en forma insoluble.
La manera en que los microorganismos interactúan con los metales
depende, en parte, de si son procarióticos o eucarióticos. Ambos tipos
de organismos utilizan especies de metales para funciones estructurales y/o catalíticas, y tienen capacidad para unirse a iones metálicos
presentes en el exterior de la superficie celular o para transportarlos
hacia dentro de la célula para diversas funciones intracelulares. Por
ejemplo, el Ca y el Mg tienen funciones estructurales y catalíticas; el V,
Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo y el Se en bajas concentraciones, pueden
participar en funciones catalíticas. Algunos procariotes pueden utilizar,
durante su metabolismo, especies de metales que pueden existir con
diferentes valencias, como el Cr, Mn, Fe, Co, Cu, As y Se, ya que estos
funcionan como aceptores o donadores de electrones. Es decir, esta
serie de mecanismos para la modificación de metales, pueden existir
a diferentes niveles de interacción microorganismo-metal. A continuación se describen dos de las más comunes (Ehrlich 1997).
A. Interacciones metabólicas-enzimáticas
i
Captación de metales traza para su incorporación a metalo-enzimas
o su utilización en la activación de enzimas. Ocurre en todos los
microorganismos, los metales deben estar en forma iónica.
ii Utilización de metales o metaloides como donadores o aceptores
de electrones en el metabolismo energético (deben satisfacer las
demandas energéticas del organismo) Ocurre en eubacterias y
arqueobacterias, su utilización por eucariotes no se conoce.
iii Detoxificación enzimática de especies metálicas tóxicas. Las especies tóxicas son convertidas a formas con menor o nula toxicidad
por oxidación o reducción enzimática.
92 Suelos contaminados
iv Biocorrosión enzimática anaerobia. La superficie del metal es colonizada por bio-películas formadas por diferentes tipos de bacterias,
algunos de cuyos productos metabólicos pueden ser corrosivos.
B. Interacciones metabólicas-no enzimáticas
i
Los microorganismos eucarióticos y procarióticos (vivos o muertos) tienen la capacidad de acumular metales a través de su unión
como cationes a la superficie celular en un proceso pasivo.
ii Algunos hongos y bacterias pueden promover la lixiviación selectiva y no selectiva (bioloxiviación) de uno o más constituyentes
metálicos de minerales, junto con otros productos metabólicos.
iii Ciertos microorganismos excretan productos metabólicos inorgánicos (sulfuros, carbonatos, fosfatos) en su metabolismo respiratorio
y así precipitar iones de metales tóxicos.
A la fecha, las aplicaciones biotecnológicas (reales y potenciales)
más importantes y promisorias de las interacciones microorganismosmetales son la biolixiviación o biobeneficio de minerales y la biorremediación de sitios contaminados con metales (Ehrlich 1997). En las
siguientes secciones se describe, de forma más detallada, la manera
en que los mecanismos e interacciones microorganismos-metales revisadas arriba, pueden aplicarse para la biorremediación microbiana
de suelos y se mencionan algunos ejemplos de su aplicación.
4.4.3. Biosorción (inmovilización microbiana de metales)
La biosorción es la separación pasiva de metales y metaloides por
interacciones con material biológico vivo o muerto y es, hasta ahora,
el acercamiento más práctico y ampliamente usado para la biorremediación de metales (Barkay y Schaefer 2001). Implica mecanismos
Tecnologías de remediación 93
físico-químicos por los que las especies metálicas son sorbidas y/o
acomplejadas en biomasa o productos microbianos (Gadd, 2000). Los
procesos de biosorción son, esencialmente, pseudo-procesos de intercambio iónico, en los cuales los iones metálicos son intercambiados
hacia componentes de carga opuesta unidos a la biomasa o a una
resina. En general, depende del pH del líquido y de las características
químicas del metal (Eccles 1999).
Un ejemplo de biosorción es la remoción de Pb y Cd a partir de soluciones muy diluidas, con el uso de biomasa seca de algunas especies
de algas cafés como Ascophyllum y Sargassum, que pueden acumular
más de 30% (peso seco) del metal en la biomasa. También se ha reportado que el micelio de hongos de uso industrial, como Rhizopus y
Absidia, son excelentes biosorbentes para Pb, Cd, Cu y Zn y también
tienen la capacidad para atrapar otros metales pesados hasta en un
25% del peso seco de la biomasa (Volesky y Holan 1995).
A. Aplicaciones y estado de desarrollo
Hasta ahora esta tecnología se ha evaluado principalmente como una
estrategia para la remoción de metales de corrientes de residuos y
para el tratamiento de aguas, pero es un proceso con aplicaciones
promisorias para la concentración de metales en suelos. Al respecto,
se ha sugerido que la estimulación del crecimiento de microorganismos
nativos con capacidad para la biosorción de metales es una estrategia
útil para inmovilizar metales en suelos y así evitar la contaminación
de cuerpos de agua (Lovley y Coates 1997, Barkay y Schaefer 2001).
Aunque ciertas sustancias poliméricas extracelulares son importantes para la biosorción de metales, se ha demostrado que su composición
y su capacidad para la sorción dependen del organismo, del metal y
de las condiciones (pH, Eh), ofreciendo posibilidades para manipular
las aplicaciones de la biosorción. Por ejemplo, en suelos arenosos, es
94 Suelos contaminados
posible la disolución de metales mediada por sideróforos7 por Alcaligenis eutrophus. Los metales disueltos se adsorben en la biomasa y/o se
precipitan, para posteriormente separar la biomasa (en fase acuosa) del
suelo por un proceso de floculación. Este proceso da como resultado
una considerable disminución en la biodisponibilidad de Cd, Zn y Pb
(Gadd 2000, Beaudette et al. 2002).
4.4.4. Precipitación de metales (inmovilización microbiana)
La mayoría de las transformaciones de metales mediadas por microorganismos, incluyendo la oxidación-reducción y alquilación-desalquilación, no tiene funciones biológicas conocidas. Éstas ocurren a
través de procesos cuyas funciones primarias no están relacionadas
con la transformación de metales, pero que alteran su solubilidad,
movilidad y toxicidad y, por lo tanto, pueden emplearse como estrategias de remediación (Lovley y Coates 1997, Barkay y Schaefer 2001).
Pueden distinguirse básicamente dos mecanismos de precipitación de
metales: la precipitación reductora y la biomineralización.
A. Precipitación reductora
La precipitación reductora es uno de los mecanismos que le permite
a los microorganismos reducir la movilidad y toxicidad de un metal
o metaloide, a través de su reducción a un estado redox, más bajo,
ofreciendo aplicaciones potenciales para la biorremediación. Muchos
de los organismos que catalizan estas reacciones utilizan los metales
7. Sustancias extracelulares producidas por algunas bacterias bajo condiciones deficientes en Fe. Se asocian con el Fe en la solución del suelo y son reabsorbidos y procesados,
proporcionando al organismo un mecanismo eficiente para obtener Fe (Universidad
de Minnesota, http://www.rhizobium.umn.edu/espanol/glossary.htm.
Tecnologías de remediación 95
o metaloides como aceptores de electrones durante su respiración
anaerobia, reduciendo formas oxidadas altamente solubles a formas
elementales (reducidas) insolubles, dando como resultado la detoxificación y/o precipitación del contaminante (Lovley y Coates 1997,
Barkay y Schaefer 2001).
Las bacterias sulfo-oxidantes (BSO) y las bacterias sulfato-reductoras (BSR) son geoquímicamente importantes en la precipitación
reductora de metales tóxicos como el Cr6+ y el U6+. Se ha demostrado
que la reducción de U6+ a U4+ por microorganismos reductores de
Fe3+, puede remover efectivamente uranio de superficies y cuerpos
de agua; cuando se acopla con una técnica simple de extracción, la
reducción microbiana de U6+ puede usarse para concentrar uranio de
suelos contaminados (Lovley y Coates 1997, Gadd 2000).
B. Biomineralización
La biomineralización es la formación de precipitados metálicos insolubles por interacciones con productos del metabolismo microbiano. La
biomineralización de metales y metaloides en forma de minerales de
azufre, hidróxido, fosfato y carbonato, tiene aplicaciones potenciales
para la biorremediación (Barkay y Schaefer 2001). Un ejemplo de este
tipo de sistema es el uso de BSR, bacterias heterótrofas anaerobias,
que utilizan una serie de sustratos orgánicos (etanol, acetato, butirato,
celulosa) y sulfato, como aceptores de electrones.
El potencial biotecnológico de las BSR radica precisamente en la
insolubilidad de los sulfuros de metales tóxicos (Cu, Hg, Cd, As, Se
y Pb), formados durante la reducción biológica del sulfato, dando
como resultado su inmovilización y detoxificación (Gadd 2000). Los
sulfuros metálicos son insolubles a pH neutro, y algunos de ellos, en
condiciones ligeramente ácidas. De esta manera, es posible separar
algunos de los metales de alta toxicidad de los menos tóxicos con base
96 Suelos contaminados
en la química del sulfuro (Eccles 1999). En ciertas circunstancias, sin
embargo, la inmovilización de sulfuros metálicos puede ser inapropiada; por ejemplo, en el caso de la inmovilización de mercurio como
HgS, que no se considera una práctica ambientalmente segura (Barkay
y Schaefer 2001).
C. Aplicaciones prácticas
La inmovilización de metales puede aplicarse en sitios contaminados
con cromato o dicromato (Cr6+), estimulando la reducción de Cr6+ a Cr3+
por bacterias (Wang y Sheng 1995). Esta reacción es una de las formas
más estudiadas de biorremediación de metales. Se conoce una variedad
de organismos heterótrofos capaces de llevar a cabo esta reacción,
que puede ocurrir en condiciones aerobias o anaerobias. El proceso
también puede resultar de mecanismos indirectos de precipitación;
por ejemplo, en sistemas con BSR, la reducción de Cr6+ puede resultar
de la reducción indirecta por Fe2+ y el sulfuro producido (Lovley y
Coates 1997, Gadd 2000).
La formación de esfalerita (ZnS) por bacterias Desulfobacteriaceae
a partir de concentrados de Zn, y la precipitación de sulfuros metálicos
por BSR puede constituir la segunda fase de un tratamiento combinado
de oxidación-reducción de azufre para la descontaminación de suelos
(Barkay y Schaefer 2001). La formación, por vía biológica, de piromorfita
(Pb5(PO4)3Cl), un mineral estable de plomo, se ha sugerido como una
técnica de remediación para suelos contaminados con plomo debido a
que disminuye la biodisponibilidad de dicho metal (Gadd 2000).
4.4.5. Biolixiviación (movilización microbiana de metales)
La biorremediación de suelos contaminados con metales por lixiviación microbiana o biolixiviación es una tecnología relativamente
Tecnologías de remediación 97
nueva, simple y efectiva, utilizada para la extracción de metales a partir
de minerales y/o concentrados que los contienen. La recuperación a
partir de minerales de azufre o de hierro, se basa en la actividad de
bacterias quimiolitotróficas que oxidan hierro y azufre (hierro- y sulfooxidantes, respectivamente), Thiobacillus ferrooxidans, T. thiooxidans
y Leptospirillum ferrooxidans, las cuales convierten sulfuros metálicos
insolubles (S0) a sulfatos solubles y ácido sulfúrico (Bosecker 2001).
Esta disolución hace que los metales puedan recuperarse fácilmente
de ambientes contaminados y suelos superficiales, usando estrategias
de remediación de bombeo-tratamiento (Lovley y Coates 1997).
Otra opción factible para el tratamiento de sitios contaminados
y recuperación de metales a partir de minerales que no contienen
azufre (como carbonatos y silicatos metálicos), es la biolixiviación
heterótrofa. En este caso, la extracción de metales se lleva a cabo,
principalmente, por hongos en un proceso mediado por la producción de ácidos orgánicos y de compuestos quelantes y acomplejantes
excretados al medio, que proveen una fuente de protones y aniones
que acomplejan metales. En el suelo, la biolixiviación heterótrofa de
metales es más importante que la autótrofa (por bacterias). La lixiviación heterótrofa puede también influir sobre otras tecnologías de
tratamiento para suelos contaminados, a través de la translocación
fúngica de ciertos metales (Cs, Zn y Cd), lo que puede conducir a su
separación y concentración en regiones específicas del micelio y/o
cuerpos fructíferos (Gadd 2000, Bosecker 2001).
A. Aplicaciones prácticas
La biolixiviación tiene gran potencial para la remediación de materiales
contaminados con metales pesados. La lixiviación de minerales por
BSO es un proceso bio-industrial establecido (sección 4.4.7) y, aunque
el mayor interés surge desde una perspectiva hidrometalúrgica, también
98 Suelos contaminados
es posible la lixiviación de metales que se encuentran como contaminantes de suelos y otras matrices. El principio de la biolixiviación
puede aplicarse como bio-beneficio, un proceso en el que un mineral
se enriquece en cuanto al contenido de sus componentes metálicos de
valor por la remoción selectiva de componentes indeseables.
La biolixiviación de Cu a partir de minerales con azufre se ha practicado de manera empírica por muchos siglos con el uso de T. ferrooxidans y
L. ferrooxidans. Actualmente, el proceso se emplea a escala industrial para
la recuperación de oro a partir de minerales azufrados con T. ferrooxidans.
La extracción de metales como el Co, Mo, Ni, Pb y Zn a partir de minerales
por biolixiviación es técnicamente viable (Ehrlich 1997).
A partir de 1990, se han registrado cerca de 15 patentes de relevancia a nivel mundial, de las cuales, la mayoría implica procesos
de biolixiviación. Por ejemplo, Rusin (1993) patentó un proceso biológico anaeróbico para la disolución de plutonio contenido en suelos
contaminados, con el uso de microorganismos reductores de hierro,
obteniendo rendimientos de lixiviación de plutonio cercanos a 90%
(Brombacher et al. 1997).
B. Ventajas y limitaciones
La biolixiviación puede tener varias ventajas sobre la lixiviación química (Brombacher et al. 1997, Bosecker 2001):
.
.
.
La lixiviación química puede alcanzar altos costos debido al transporte del ácido.
El sulfuro necesario para la producción bacteriana de ácido se
encuentra disponible a bajos costos.
La remoción de contaminantes del suelo puede disminuir significativamente los costos de disposición y, además, puede permitir
la recuperación de metales preciosos.
Tecnologías de remediación 99
.
.
Tiene grandes ventajas económicas debido a sus bajos costos en
capital y energía, a su alta flexibilidad, puede usarse on site y no
causa contaminación ambiental.
Como consecuencia de la producción de ácido sulfúrico durante
el crecimiento de T. thiooxidans, el pH del lixiviado disminuye
gradualmente, de manera que los metales que pasan por la solución
a diferentes tasas, pueden separarse selectivamente.
En caso de residuos minerales industriales, la biolixiviación
convencional puede fallar, debido a que la mayoría de los metales se
encuentran como óxidos en lugar de sulfuros. Sin embargo, los óxidos
metálicos pueden lixiviarse por la producción microbiana de ácidos
(como el ácido sulfúrico generado por T. thiooxidans). En el caso de la
biolixiviación heterotrófica, uno de los principales problemas radica
en la búsqueda de sustratos orgánicos más baratos para el crecimiento
de los microorganismos, además de que los hongos requieren de una
buena aireación, de manera que su utilización generalmente se prevé
en biorreactores (Gadd 2000, Bosecker 2001).
C. Tiempo y costos de la remediación
Como regla de manejo, los procesos biológicos representan costos
entre un tercio y la mitad en comparación con las tecnologías de
remediación químicas y físicas convencionales (Bosecker 2001). En
general, el equipamiento necesario para procesos de biolixiviación
es menos costoso que el requerido para procesos fisicoquímicos. En
comparación con la tostación, los costos en capital para una planta
de biolixiviación a escala industrial se reducen entre 12 y 20% y los
costos de operación, ~10%. Se calculan costos globales de 4.3 USD/ton
de mineral para un tratamiento bacteriano, comparado con 4.1 y 4.5
UDS/ton para oxidación por presión y tostación, respectivamente. Sin
100 Suelos contaminados
embargo, los tiempos de tratamiento requeridos para la biolixiviación
bacteriana son más largos que los de las tecnologías fisicoquímicas
(Brombacher et al. 1997).
4.4.6. Volatilización de metales (movilización microbiana)
Además de la precipitación reductora de algunos contaminantes metálicos, otros organismos reductores de metales pueden volatilizar
contaminantes de este tipo (Lovley y Coates 1997). Recientemente,
se ha demostrado la factibilidad técnica para biorremediar sitios
contaminados con selenato y selenita por su reducción bacteriana
a Se0 en reactores (Cantafio et al. 1996). Asimismo, ciertos hongos
pueden convertir selenio oxidado a selénidos metilados volátiles para
volatilizarlos a la atmósfera (Ehrlich 1997).
La reducción microbiana de Hg2+ a Hg0 volátil, como mecanismo
de resistencia al metal, es otro ejemplo de un mecanismo natural de
volatilización del mercurio de ambientes contaminados, permitiendo la posibilidad de favorecer la remediación de mercurio a través
de la estimulación de su metabolismo (Lovley y Coates 1997). Sin
embargo, para considerar el empleo de la volatilización como mecanismo de remediación, deben tomarse en cuenta las emisiones a la
atmósfera y, por lo tanto, prever el uso de sistemas para su colección
o tratamiento.
4.4.7. Combinación de procesos microbianos: aplicaciones prácticas
En condiciones ambientales adecuadas, la óxido-reducción microbiana de metales tiene gran potencial para la biorremediación
in situ y ex situ de sitios contaminados con metales tóxicos. La
remoción de metales de un suelo puede llevarse a cabo básicamente a través de dos etapas: (i) la movilización (disolución) in
Tecnologías de remediación 101
situ de los metales; (ii) la precipitación de los metales disueltos en
una solución acuosa a través de un tratamiento ex situ (Stephen y
Macnaughton 1999).
A. Biolixiviación-precipitación
Una opción para la biorremediación ex situ de suelos contaminados
con metales, implica la combinación de un proceso de biolixiviación
o de disolución de metales en biorreactores de lodos, seguido por su
precipitación en forma de sulfuros metálicos insolubles, por BSO y
BSR, respectivamente (figura 16) (Webb et al. 1998; Gadd 2000).
La efectividad de esta opción para la remoción y concentración
de una serie de metales (incluyendo Zn, Cu y Cd) de un suelo contaminado es prometedora. Los sólidos resultantes, una vez separados,
pueden tener un volumen hasta 200 veces menor que el suelo original,
mientras que el bajo contenido de metales tóxicos en el sobrenadante
producido puede permitir su descarga o su reciclado a una nueva etapa
de biolixiviación (Gadd 2000).
White et al. (1998) utilizaron este principio para, primero, movilizar
y, posteriormente, precipitar metales tóxicos (Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni y
Zn) presentes en un suelo contaminado. Los metales se lixiviaron con
eficiencias de 66-99% del suelo, usando el ácido sulfúrico producido por
BSO. Posteriormente, en un bioreactor se precipitaron los metales tóxicos
como sulfuros sólidos por un cultivo mixto de BSR. Con el uso de este
proceso se logró la lixiviación de cerca de 70% de los metales presentes en
un suelo contaminado en 175 días (Stephen y Macnaughton 1999).
B. Bio-hidrometalurgia
La transformación de minerales por acción microbiana es un proceso
conocido, especialmente en la industria del hierro, desde 1888. Desde
102 Suelos contaminados
Figura 16. Proceso integral para la biorremediación de suelos contaminados con metales. M2+ indica los iones metálicos (cationes divalentes).
La biolixiviación del suelo contaminado se lleva a cabo por bacterias
sulfo-oxidantes que producen ácido sulfúrico. La bio-precipitación de
los metales lixiviados, como sulfuros metálicos insolubles, se realiza
en una etapa posterior, en un bioreactor anaerobio con un cultivo
mixto de bacterias sulfato-reductoras. Los metales pueden removerse
efectivamente del suelo y el lixiviado resultante es un líquido con bajo
contenido de metales
Nutrientes + azufre + inoculo
Bio-lixiviación
→
→
Suelo
→
contaminado
Nutrientes + sustrato + inoculo
Bio-precipitación
→
Suelo limpio
→
→
Bacterias sulfatoBacterias sulfo-oxidantes
Lixiviado
→
→ reductoras
Condiciones ácidas
del suelo
Condiciones neutras
Condiciones aerobias
Condiciones anaerobias
M (sólido) → M2+ + SO42SO42-→ S2M2+ + S2- → MS
Efluente libre
de metales
Fuente: White et al. 1997.
principios de los años 1920, se reportó la oxidación de sulfuro de
Zn por microorganismos sulfo-oxidantes desconocidos, sugiriendo
un método biológico para la utilización económica de minerales de
sulfuro de Zn de baja ley.
Este tipo de procesos se conoce, en términos generales, como
biohidrometalurgia, que es una materia interdisciplinaria que
combina la geo-microbiología, la ecología y la biogeoquímica
con la hidrometalurgia. Es una tecnología novedosa, que incluye
Tecnologías de remediación 103
la biolixiviación y que permite la obtención de compuestos de
metales preciosos a partir de minerales o de desechos industriales, a través de su disolución, para su recuperación y purificación
(Brombacher et al. 1997).
Actualmente, existen dos tipos de proceso para la recuperación de
metales por vía biológica a escala comercial: (i) irrigación sobre pilas
(figura 17) y (ii) tanque agitado (figura 18). El primer tipo incluye la
percolación de lixiviados a través de minerales triturados o concentrados
(jales). El proceso de tanque agitado se da mediante la operación continua
de reactores agitados con una alta tasa de aireación (Rawlings 2002).
El metal más recuperado por biolixiviación a través de irrigación es
el Cu. En 1999, las plantas de biolixiviación por irrigación construidas
en 1991, procesaron cerca de 30 x 106 ton/año de mineral. Un ejemplo
Figura 17. Biolixiviación de un mineral que contiene cobre. El mineral se
tritura, aglomera y apila sobre una cubierta de plástico y se irriga con
lixiviados reciclados. La(s) bacteria(s) que crece(n) sobre el mineral
oxidan el hierro ferroso a hierro férrico, disolviendo el Cu,
recobrando una solución que contiene al metal. El Cu se concentra
por un proceso de extracción con solventes, seguido por su
recuperación por procesos electrocinéticos
Reciclado del lixiviado
Metal de cobre
Irrigación del material
Mineral (o jales)
de cobre
Electro-recuperación
Extracción por
solventes
Fuente: Rawlings 2002.
104 Suelos contaminados
Figura 18. Proceso de biooxidación de flujo continuo para el pretratamiento de arsenopirita para recuperar oro. Al concentrado mineral
molido se le adicionan nutrientes y agua. La mezcla se pasa a través de
una serie de tanques de oxidación aireados. Los microorganismos
descomponen la arsenopirita, haciendo al oro accesible para el cianuro.
El concentrado, que después del pretratamiento contiene el oro, se recupera en un tanque de sedimentación y se trata para recuperar el oro
Nutrientes inorgánicos
(PO4, HN4)
Concentrado
H2O
mineral
Ajuste de pH
◆Aireación
◆Enfriamiento
◆
Ajuste de pH
y disposición
Líquido
Tanque de
mezclado
Tanques de
aireación 1os
Tanques de
aireación 2os
Tanque de Sólidos
sedimentación
Cianuración y
recuperación de oro
Fuente. Rawlings 2002.
a gran escala de este proceso es la planta Quebrada blanca, inaugurada
en 1994 en el norte de Chile, que produce 75,000 ton/año de cobre
a partir de calcocita, que contiene 1.3% de cobre. Estos reactores se
han usado también para recuperación de oro.
El uso de biorreactores aireados agitados implica un avance en
cuanto a la velocidad y eficiencia de los procesos de biooxidación de
minerales (figura 18). Debido a que la construcción y operación de este
tipo de reactores es costoso, su uso se restringe para minerales y concentrados con altos valores. La mayoría de las operaciones comerciales
3. Aquellos en los que el oro se encuentra finamente dividido en una mezcla de
pirita/arsenopirita y no puede disolverse fácilmente a través de los procesos comunes
de cianuración (Rawlings 2002).
Tecnologías de remediación 105
que los utiliza son procesos de pretratamiento para la recuperación de
oro a partir de concentrados recalcitrantes3 de arsenopirita. El objetivo
de tratar estos minerales para descomponer la arsenopirita consiste en
favorecer el contacto del cianuro con el oro (Rawlings 2002).
4.4.8. Ventajas y limitaciones de la biorremediación microbiana
El uso de microorganismos para el procesamiento de minerales o para
la biorremediación de suelos contaminados con metales, tiene varias
ventajas con respecto a los métodos fisico-químicos tradicionales
(Rawlings 2002):
.
.
.
.
.
.
.
Casi sin excepción, los procesos biológicos son más amigables
ambientalmente.
No se requieren grandes cantidades de energía.
No se produce dióxido de azufre ni otras emisiones gaseosas
dañinas.
Los residuos generados a partir de procesos biológicos son menos
activos químicamente.
Pueden extraerse metales (Cu) de minerales de bajo grado que,
normalmente, no pueden recuperarse de manera económica con
el uso de otros métodos.
Este tipo de procesos puede ser autofinanciables, ya que se evita
la costosa generación de residuos y/o por el valor del metal obtenido.
Las bacterias tienen la capacidad de captar metales a partir de
soluciones extremadamente diluidas, lo cual sólo representa una
ventaja si el metal es costoso o muy tóxico.
Sin embargo, la remediación microbiana también representa una
serie de problemas (Nies 1999).
106 Suelos contaminados
.
.
.
.
.
.
Aunque la unión de metales a microorganismos se ha documentado desde hace tiempo, el uso comercial de este procedimiento
se encuentra poco desarrollado.
Resulta caro hacer crecer bacterias para usarlas para atrapar metales; en este sentido, los intercambiadores iónicos son más baratos
y realizan el mismo trabajo.
Se requieren mayores tiempos de tratamiento.
Los procesos biológicos no pueden emplearse si el tipo de suelo
no favorece el crecimiento microbiano.
Es necesario verificar la toxicidad de intermediarios y/o productos.
Algunos aditivos empleados, como P y N, pueden migrar a cuerpos
de agua cercanos. Los reactivos oxidantes, como el H2O2, pueden
ser flamables y requerir de manejo cuidadoso.
4.4.9. Fitorremediación
El término fitorremediación se refiere a una tecnología innovadora que
utiliza plantas vivas y los microorganismos asociados a su rizósfera
para la remediación in situ y ex situ de suelos, lodos, sedimentos y aguas
contaminados a través de la remoción, degradación o estabilización de
los contaminantes. La principal motivación para el desarrollo de este
tipo de tecnología es el gran potencial para la remediación de sitios
contaminados a bajos costos.
A. Descripción del proceso
La fitorremediación aplicada a suelos contaminados con elementos
o compuestos inorgánicos, incluye, básicamente, tres mecanismos:
la fitoextracción o fitoacumulación, la fito-estabilización y la fito-volatilización (figura 19) (Chaney et al. 1997, Raskin et al. 1997, ITRC
1999, Singh et al. 2003, Prasad y Freitas 2003).
Tecnologías de remediación 107
Figura 19. Esquema general de la descontaminación de iones metálicos
en un proceso natural de fitorremediación. Los procesos involucrados
descontaminan el suelo a través de la fitovolatilización o de
la fitoextracción, o estabilizan el contaminante a través
de la fito-estabilización
Tratamiento térmico,
microbiológico o
químico
Disposición de residuos:
regeneración de componentes naturales del
suelo
Fito-extracción
Cosecha
Fito-volatilización
Volatilización de iones
metálicos por brotes
Traslocación a
brotes
Traslocación del
contaminante en la
planta
Rizo-degradación "Captura" en
en raíces
raíces
"Captura" de iones
Fito-estabilización
metálicos contaminantes
en la matriz del suelo
Captación a través de las
raíces de los contaminantes
"capturados"
Fuente: Singh et al. 2003.
Fito-extracción o fito-acumulación. Se refiere a la concentración y
traslocación, a través de las raíces, de contaminantes metálicos presentes
en el suelo hacia diferentes partes cultivables de la planta, dando como
resultado la limpieza permanente del sitio. Es la tecnología más reconocida entre todas las de este tipo, por lo que se detalla más adelante.
108 Suelos contaminados
Algunas plantas llamadas hiperacumuladoras tienen la capacidad para
acumular concentraciones de metales 10 a 500 veces mayores que otras
especies, alcanzando de 1 a 5% del peso seco de la planta.
Fitoestabilización. Es el uso de ciertas especies de plantas para inmovilizar contaminantes presentes en suelos a través de su absorción y
acumulación en las raíces, adsorción en las raíces o precipitación por la
presencia de exudados. Estos mecanismos conducen a la estabilización
física de los suelos a través de una reducción en la movilidad, toxicidad y/o biodisponibilidad de los contaminantes. Las plantas usadas
con este fin deben ser especies no comestibles o especies en las que la
traslocación de metales a los tejidos que crecen arriba del suelo (y que
puedan consumirse por animales o humanos) sea mínima.
Fitovolatilización. Implica la captación de contaminantes volátiles
(Hg y Se) por plantas y su posterior volatilización o liberación (en su
forma original o modificada) a la atmósfera. Este mecanismo puede
tener ventajas sobre la fitoextracción debido a que no es necesaria la
cosecha ni la disposición de biomasa; sin embargo, es una tecnología
de gran controversia por las implicaciones ambientales de la liberación
de metales a la atmósfera. Aunque es una tecnología con potencial para
la remediación de suelos contaminados con Hg y Se, es indispensable
considerar el empleo de sistemas para la captura de emisiones.
B. Fito-extracción de metales
La fitoextracción de contaminantes metálicos de suelos es, hasta la fecha, uno de los campos con mayores avances científicos y tecnológicos.
Durante este proceso, el contaminante debe encontrarse biodisponible
para que la absorción por la raíz pueda ocurrir. La traslocación (movimiento) del contaminante desde la raíz a los brotes de la planta, hace
que el tejido pueda cultivarse fácilmente y disminuye la exposición de
los trabajadores (figura 20). En la práctica, las plantas acumuladoras de
Tecnologías de remediación 109
Figura 20. Proceso general de fito-extracción
Proceso de postcosecha/concentración
(via microbiana, térmica o química)
Cosecha
Recuperación
o disposición
Traslocación
hacia una parte
cosechable
Captación por
la raíz
Adición de compuestos que
aumentan la disponibilidad del
contaminante
Fuente: Cunningham y Ow 1996.
metales se siembran o transplantan al sitio contaminado y se cultivan
con prácticas agrícolas comunes.
Para mejorar el proceso de fito-extracción, la biodisponibilidad del
contaminante hacia las raíces puede facilitarse a través de la adición de
agentes acidificantes, de fertilizantes o quelantes (Prasad y Freitas 2003).
Con este principio, existen dos estrategias básicas (Salt et al. 1998):
(i) Fitoextracción asistida por quelantes. La adición de agentes quelantes al suelo favorece la acumulación de metales en partes cultivables
de una planta. Los agentes quelantes incrementan la solubilidad de
metales en el suelo. Este proceso es el que se encuentra más desarrollado y disponible comercialmente.
(ii) Fitoextracción continua de largo plazo. Se basa en procesos
fisiológicos especializados que permiten la acumulación de metales
durante todo el ciclo de crecimiento. Las plantas con esta capacidad
110 Suelos contaminados
pueden acumular, de forma natural, metales (> 1%) como Zn, Ni,
Se o Mn.
La velocidad de remoción de un contaminante depende de la biomasa reunida durante la cosecha, del número de cosechas por año y
de la concentración del metal en la biomasa cosechada. El éxito de
la fitoextracción depende principalmente de: (i) la capacidad de la
especie para acumular grandes cantidades del contaminante (1-3%
en biomasa en peso seco) en sus tejidos cultivables, y de (ii) la capacidad para producir grandes cantidades de biomasa en corto tiempo
(Cunningham y Ow 1996, Prasad y Freitas 2003).
C. Factores que inciden en la fitorremediación y consideraciones para su uso
Uno de los principales factores que rigen la disponibilidad de iones
metálicos para las plantas, es su solubilidad. La limitada biodisponibilidad de ciertos iones metálicos, debido a su baja solubilidad en
agua y a su sorción a las partículas del suelo, restringe su captación/
acumulación por las plantas. La solubilidad de los iones metálicos
depende de varias propiedades fisico-químicas del suelo (sección 4.1),
así como de su mineralogía, concentración y especie (Chaney et al.
1997, Singh et al. 2003). Además de lo anterior, para considerar el uso
de la fitorremediación como opción de limpieza para un sitio, debe
tenerse en cuenta el nivel de limpieza requerido, las condiciones del
sitio y las plantas usadas. Algunas consideraciones generales para el
diseño de un plan de fitorremediación son (ITRC 1999):
.
.
Selección de plantas. Las plantas usadas se deben seleccionar con
base en su tasa de crecimiento y biomasa, a la profundidad de sus
raíces, a su potencial de evapo-transpiración y a su capacidad para
tolerar y acumular contaminantes.
Concentración de los contaminantes. Los altos niveles de contaTecnologías de remediación 111
.
.
.
minación pueden eliminar la posibilidad de la fitorremediación
como una opción de tratamiento.
Estudios de tratabilidad. Es recomendable evaluar el potencial de diferentes especies antes de diseñar un sistema de fitorremediación. Estos
estudios aseguran que el sistema propuesto alcance los resultados esperados, proporcionan datos de transformación y toxicidad, así como
información acerca del destino del contaminante en la planta.
Velocidad de captación de contaminantes y tiempo requerido para
la limpieza. Es necesario estimar la velocidad de captación de contaminantes por la planta, para así determinar el tiempo necesario
para lograr los objetivos de la remediación (Schnoor 1997).
Disponibilidad de agua, consumibles agronómicos y de mantenimiento. Los consumibles incluyen los nutrientes (N, P, K) y materia
orgánica necesarios para el buen crecimiento de la planta y los microorganismos de la rizósfera. El mantenimiento del sistema puede
requerir de la adición de fertilizantes y/o agentes quelantes.
D. Especies con potencial para la fitoextracción de metales
Los pastos son el género más adecuado para la fitorremediación de
formas orgánicas e inorgánicas de metales, por su hábitat de crecimiento y adaptabilidad a una variedad de condiciones edáficas y
climáticas (Singh et al. 2003). Se ha reportado una gran biodiversidad
de especies con potencial, probado en campo y en laboratorio, para
la fitorremediación. A la fecha, se han identificado 163 taxones de
plantas, pertenecientes a 45 familias, tolerantes a los metales y capaces
de crecer en concentraciones elevadas (Prasad y Freitas 2003).
Se han reportado especies de musgos (Briofitas) y helechos
(Pteridofitas) con capacidad de crecer en sustratos ricos en metales.
Entre las Angiospermas, se han identificado cerca de 400 hiperacumuladoras; entre las familias dominantes se encuentran: Asteraceae,
112 Suelos contaminados
Brassicaceae, Caryophyllaceae, Cyperaceae, Cunouniaceae, Fabaceae,
Flacourtiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae y Europhobiaceae. De
estas familias, Brassicaceae tiene el mayor número de taxones (11
géneros y 87 especies) con capacidad para hiper-acumular metales
(Prasad y Freitas 2003). Entre las plantas comúnmente usadas para la
fito-extracción de Pb se encuentran los girasoles (Helianthus annuus)
y la mostaza de la India (Brassica juncea); para Zn, Cd y Ni, Thlaspi
spp. (ITRC 1999). Asimismo, se conocen cerca de 300 especies que
hiper-acumulan Ni, 26 Co, 24 Cu, 19 Se, 16 Zn, 11 Mn, una Tl y una
Cd (cuadro 15).
Cuadro 15. Especies hiper-acumuladoras que pueden
usarse para la fito-extracción de metales
Elemento
Especie
Cadmio
Cobalto
Cobre
Plomo
Manganeso
Níquel
Thlaspi caerulescens
Haumaniastrum robertii
H. katangense
T. rotundifolium
Macadamia neurophylla
Alyssum bertolonii
Berkheya coddii
Astragalus pattersoni
Iberis intermedia
T. calaminare
Selenio
Talio
Zinc
Concentración*
(mg•kg-1, peso seco)
3,000 (1)
10,200 (1)
8,356 (1)
8,200 (5)
55,000 (400)
13,400 (2)
17,000 (2)
6,000 (1)
3,070 (1)
10,000 (100)
Biomasa
(Ton•Ha-1•año-1)
4
4
5
4
30
9
18
5
8
4
Entre paréntesis se muestra la equivalencia para plantas no acumuladoras.
Fuente: Brooks et al. 1998.
*
Tecnologías de remediación 113
E. Ventajas y limitaciones de la fitorremediación
Como en otras tecnologías, la disposición del material contaminado
es una preocupación. Sin embargo, es importante recalcar que este
tipo de contaminantes no se degrada. Algunos grupos sugieren la
incineración del material vegetal para reducir significativamente el
volumen del material a disponer. En algunos casos es posible recuperar
metales valiosos de las cenizas ricas en dichos elementos (Prasad y
Freitas 2003).
En estudios recientes se ha demostrado que la fitorremediación
es una solución prometedora para la limpieza de sitios contaminados
por una variedad de metales, aunque también tiene una serie de limitaciones (Singh et al. 2003). En el cuadro 16 se presentan las ventajas
y limitaciones de la fitorremediación.
F. Tiempo y costos de la remediación
La fitoextracción debe considerarse como una tecnología de largo
plazo, que puede requerir de varios ciclos de cultivo para reducir la
concentración de los contaminantes a niveles aceptables. El tiempo
requerido depende de la concentración y tipo de contaminante(s), de
la duración del periodo de crecimiento y de la eficiencia de remoción
de la especie utilizada y puede tomar entre uno y 20 años (Prasad y
Freitas 2003).
Debido a que los costos de crecimiento de un cultivo son mínimos
comparados con los de la remoción del suelo y su sustitución, el uso
de plantas para remediar suelos contaminados con metales es muy
promisorio (Chaney et al. 1997). Los costos de la fitoextracción dependen de las condiciones específicas del sitio y pueden variar entre
15 y 48 USD/m3 (Schnoor 1997). Se estima que la fitorremediación de
un suelo contaminado con Pb (50 cm de profundidad) puede costar
alrededor de 5 USD/m3 (Van Deuren et al. 2002).
114 Suelos contaminados
Cuadro 16. Ventajas y limitaciones de la fitorremediación
Ventajas
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
Aplicable in situ: evita la excavación
Menos destructiva para el ambiente
Bajos costos
Se requiere de un mínimo mantenimiento y el manejo de materiales es mínimo
Baja generación de residuos secundarios, bajas emisiones al aire
y agua
Versátil para el tratamiento de una
gama de compuestos peligrosos
Es posible atrapar metales que se
encuentren en formas químicas
móviles
Usualmente, el suelo queda fértil
y puede crecer nueva vegetación
Concentración del contaminante:
se generan menores volúmenes
para disponer
Limitaciones
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
◆
El tipo de planta determina la profundidad de la zona a tratar (unos
cm hasta varios metros)
Aplicable para sitios con concentraciones bajas a moderadas
Riesgo de entrada de los contaminantes en la cadena trófica
Se desconoce la biodisponibilidad y
toxicidad de productos
La hiperacumulación de metales
tóxicos puede resultar tóxica para
las plantas
Los contaminantes acumulados en
hojas pueden liberarse al ambiente
Pueden requerirse varios ciclos de
cultivo para obtener niveles adecuados de contaminantes
Tiempos largos de remediación
(1-20 años)
Puede depender de la estación del
año
Los contaminantes deben estar
biodisponibles
Fuente: Schnoor 1997, Singh et al. 2003.
Tecnologías de remediación 115
Capítulo quinto
Conclusiones y perspectivas
Actualmente, en nuestro país, la investigación realizada en materia de
contaminación de suelos por EPT y sus potenciales implicaciones hacia
el ambiente y la salud, ha sido escasa; como consecuencia, el desarrollo
tecnológico para dar solución a este tipo de problemas es insuficiente.
Una de las causas de este vacío ha sido la falta de normatividad con
respecto a los límites de limpieza para suelos contaminados con EPT.
Muchos EPT, dependiendo de su forma química y concentración, así
como de las condiciones y características del sitio en que se encuentren, pueden representar o no, un riesgo ambiental y de salud. Por esta
razón, es indispensable que antes de evaluar la posibilidad de remediar
un sitio, se determinen las características del contaminante (especie
química, concentración, valencia, biodisponibilidad, solubilidad,
toxicidad) y del sitio (pH, tipo de suelo, temperatura, permeabilidad,
potencial redox), a través de una caracterización.
De acuerdo con la información presentada, puede verse que actualmente existe una serie de alternativas tecnológicas para llevar a
cabo la remediación de suelos contaminados con metales y metaloides,
y que la aplicación de muchas de ellas resulta técnica y económica-
Conclusiones y perspectivas 117
mente factible para las condiciones específicas de México. En este
sentido, a diferencia de otros contaminantes, los metales y metaloides
no pueden destruirse por vía biológica ni fisicoquímica, de manera
que la remediación de sitios contaminados con estos elementos debe
centrarse en la modificación de su solubilidad, movilidad y/o toxicidad, básicamente a través de cambios en su estado de valencia. Para
lograr la modificación de dichas características en un EPT existe una
serie de alternativas, entre las cuales destaca el empleo de tecnologías
fisicoquímicas y biológicas.
Las tecnologías fisicoquímicas para la remediación de sitios contaminados con EPT representan un potencial, principalmente en cuanto
a tiempos de tratamiento. En este sentido, la electro-remediación es
una tecnología fisicoquímica con buenas perspectivas para la remediación in situ de suelos poco permeables, en los cuales, la aplicación
de muchas de las tecnologías comunes se dificulta. Aunque hasta
la fecha se ha subestimado el empleo de las tecnologías biológicas
(con plantas y/o microorganismos) para la remediación de sitios de
este tipo, y a pesar de que su aplicación comercial se encuentra poco
desarrollada, representan un potencial en cuanto a costos, ya que,
en general, el equipamiento necesario para su implementación es
menos caro que el requerido para los tratamientos fisicoquímicos. La
combinación de mecanismos biológicos de oxidación-reducción, así
como de procesos fisicoquímicos-biológicos, también representa una
opción prometedora para la remediación de suelos contaminados con
EPT y el procesamiento de minerales. Sin embargo, estas alternativas
se encuentran poco estudiadas y desarrolladas para los suelos, condiciones climáticas y problemas específicos de nuestro país.
Por las razones expuestas, es de suma importancia que en México
se impulse la investigación en materia de contaminación de suelos
contaminados con EPT, con el objeto de generar información que
contribuya al conocimiento relativo a los factores que inciden en las
118 Suelos contaminados
características y propiedades de los EPT, así como alternativas tecnológicas aplicables para la recuperación de una gran cantidad de sitios
contaminados con estos elementos en México. En la medida en la que
esto ocurra, será también posible apoyar, con nuevos conocimientos,
a los sectores involucrados en la toma de decisiones en materia de
suelos contaminados.
Conclusiones y perspectivas 119
Anexo
Generalidades de algunos EPT
Arsénico (As)
Se ubica en el grupo VA de la tabla periódica; es un elemento con propiedades de metaloide, presente en la corteza terrestre (0.0005 %). El As,
generalmente se encuentra presente en minerales como la arsenopirita
(FeAsS) y como trióxido de arsénico (As2O3), y puede obtenerse del
procesamiento de minerales que contienen Cu, Pb, Zn, Ag y Au.
Los efectos de la exposición crónica al As son cáncer, enfermedades
cardiovasculares y disturbios neurológicos (Lide 1997, Csuros y Csuros
2002, ATSDR 2005).
El As elemental se emplea en la industria electrónica principalmente
como semiconductor, y en la química, como catalizador, mientras que
sus compuestos orgánicos e inorgánicos tienen una mayor aplicación
en las industrias del vidrio, de pigmentos, de juegos pirotécnicos y,
en la industria química, para la elaboración de conservadores de
madera, insecticidas, herbicidas y otros venenos. Este elemento se
libera al ambiente a través de cenizas de combustión de carbón y por
el uso de pesticidas y herbicidas que lo contienen, así como por residuos
Anexo 121
generados de actividades como la minería y la metalurgia (Lide 1997,
ATSDR 2005).
El As tiene una química bastante compleja y puede encontrarse
con valencias -3, +3 y +5. En ambientes aerobios, el As(V) es la forma
dominante, usualmente como arseniato (AsO43-), en varios estados de
protonación: H3AsO4, H2AsO41-, HAsO42-, AsO43-; también puede coprecipitar o adsorberse en oxi-hidróxidos de hierro bajo condiciones
moderadamente reductoras o ácidas. Los co-precipitados son inmóviles
en estas condiciones, pero la movilidad del As aumenta con el pH. En
condiciones reductoras, el As(III) es la forma dominante, en forma de
arsenita (AsO33-) y sus formas protonadas (H3AsO3, H2AsO31-, HAsO32-).
La metilación biológica del As crea derivados muy volátiles de arsina,
como la dimetil-arsina (HAs(CH3)2) y la trimetil-arsina As(CH3)3. La
sorción y co-precipitación con óxidos de hierro son los mecanismos
más importantes de remoción, bajo condiciones ambientales comunes
(Evanko y Dzombak 1997).
Berilio (Be)
Pertenece al grupo de los metales alcalinotérreos (grupo IA). Es un
metal grisáceo duro que se presenta naturalmente en rocas y en el
suelo, y se estima que su concentración en la corteza terrestre va de
2 a 10 ppm. Normalmente se encuentra en su forma mineral llamada
berilo (Be3Al2(SiO3)6); aunque puede encontrarse también en forma de
esmeralda y aguamarina. Por su alta reactividad, el Be normalmente no
se encuentra en forma libre en la naturaleza. Los compuestos de Be son
muy tóxicos, y sus efectos se relacionan con la inhibición de actividades
enzimáticas. Solamente sus sales solubles (sulfatos y fluoruros) causan
efectos agudos (ATSDR 2004, Csuros y Csuros 2002).
Por sus propiedades, el Be se emplea principalmente como agente
de aleación para la construcción de armas y reactores nucleares así
122 Suelos contaminados
como en la construcción de componentes aero-espaciales, máquinas
para rayos y para la fabricación de piezas automotrices y ciertas cerámicas y espejos especiales. El Be puede encontrarse como contaminante
atmosférico, debido a emisiones de combustión, al humo de cigarro y a
plantas procesadoras de Be; este elemento puede también formar parte
del petróleo crudo y del carbón mineral, por lo que se presenta en el
medio ambiente como resultado de procesos naturales. Sin embargo,
tiende a depositarse principalmente en suelos y sedimentos, en donde
permanece adherido a la materia orgánica. El Be tiene una valencia
+2 y tiende a formar sales, principalmente con sulfatos y fluoruros
(Lide 1997, Csuros y Csuros 2002, ATSDR 2005).
Cadmio (Cd)
Dentro de la tabla periódica, el cadmio pertenece al grupo de metales
de transición (grupo B) y se encuentra de forma natural como CdS o
CdCO3. Normalmente se encuentra como impureza en minerales de
Zn (~3 kg Cd/ton Zn), Cu y Pb, al igual que en el carbón y en el petróleo crudo. Los compuestos de Cd son muy tóxicos; la sobreexposición
aguda a humos con Cd puede causar daño pulmonar, mientras que la
exposición crónica se asocia con daños renales y con un aumento de
riesgo de cáncer (ATSDR 2004, Csuros y Csuros 2002).
Su principal uso es como cubierta protectora sobre otros metales,
para la manufactura de baterías de níquel-cadmio y como estabilizador
del PVC. El Cd entra al medio ambiente por fuentes antropogénicas
como la minería, la metalurgia, la combustión de carbón y de petróleo,
por la mala disposición de residuos sólidos municipales y peligrosos, así
como por la quema de plásticos (principalmente PVC). Este elemento
tiende a depositarse y adherirse a la materia orgánica del suelo; sin
embargo, parte de él se disuelve en agua, por lo que puede llegar a los
cuerpos de agua (Lide 1997, Csuros y Csuros 2002, ATSDR 2005).
Anexo 123
La formas más comunes de Cd, incluyen Cd2+, complejos de
cadmio-cianuro y Cd(OH)2. Las formas dominantes a pH alto son
hidróxidos y carbonatos, mientras que a pH bajo (< 8) predominan
el Cd2+ y especies acuosas de sulfato. Bajo condiciones reductoras, en
presencia de azufre, se forma el sulfato de cadmio (CdS) que, por su
estabilidad, controla su movilidad. El Cd también precipita en presencia de fosfato, arseniato, cromato y otros aniones (ATSDR 2004, Evanko
y Dzombak 1997).
Cobre (Cu)
Es el primer elemento dentro del grupo de los metales de transición
(grupo B). Es un elemento ampliamente distribuido en la naturaleza
que, aunque puede encontrarse en forma elemental, comúnmente,
está presente en minerales que contienen sulfuros, arsénidos, cloruros
y carbonatos (Evanko y Dzombak 1997). Aunque el Cu en cantidades
traza es esencial para la vida, en grandes cantidades resulta tóxico; es
un elemento esencial para la nutrición humana debido a que juega
un importante papel en diversas funciones enzimáticas (Csuros y
Csuros 2002).
El Cu, junto con el Au y Ag, se ha utilizado desde tiempos antiguos
para la acuñación de monedas. Actualmente, se emplea principalmente
en la plomería y en las industrias eléctrica y electrónica. Algunos
compuestos de Cu son también usados como componentes de
fungicidas e insecticidas, como pigmentos y como catalizadores en
diversas industrias. La mayor fuente de contaminación ambiental por
Cu es, precisamente, la minería para su extracción. El Cu liberado al
ambiente, generalmente se adhiere a la materia orgánica del suelo y en
sedimentos. Sin embargo, algunos compuestos de cobre son solubles
por lo cual puede encontrarse también en el agua (Lide 1997, ATSDR
2005). El Cu puede presentar valencias +1 y +2. En sistemas aerobios
124 Suelos contaminados
suficientemente alcalinos, el CuCO3 es la forma soluble dominante,
pero también se puede encontrar el ión Cu2+ y complejos hidroxilados
(CuOH+ y Cu(OH)2). El ion Cu2+ es la especie más tóxica del Cu, pero
se ha demostrado también cierta toxicidad en el CuOH+ y el Cu(OH)2
(Evanko y Dzombak 1997).
Cromo (Cr)
El Cr es un elemento ubicado en el grupo B (metales de transición)
en la tabla periódica. Es uno de los elementos menos comunes y no
se encuentra naturalmente en forma elemental, sólo en compuestos.
Es explotado como producto mineral primario, en forma de cromita
(FeCr2O4), el mineral de Cr más abundante. Se estima que el Cr se
encuentra en la corteza terrestre en una concentración promedio de
125 ppm. El Cr es un elemento necesario para la utilización adecuada
de azúcares y otros carbohidratos en sistemas biológicos. El cromo
metálico (Cr(0)) se utiliza para la fabricación de acero, mientras
el Cr(VI) y el Cr(III) se usan principalmente para cromados, para
la fabricación de pinturas y pigmentos, el curtido de cueros, como
catalizador y como conservador de madera, entre otros. De esta manera,
el Cr que entra al medio ambiente por actividades antropogénicas,
como la industria textil, de pinturas, cementera y las tenerías. Las
principales fuentes de contaminación por Cr, incluyen el proceso de
chapeado y la disposición de residuos con Cr (Lide 1997, Csuros y
Csuros 2002, ATSDR 2004).
El Cr es un elemento que posee valencias +2, +3 y +6 y que,
dependiendo del pH y condiciones redox, puede encontrarse
generalmente como Cr(III) o Cr(VI). Las principales especies de
Cr(VI), la forma más tóxica y móvil del Cr, incluyen cromato (CrO42) y dicromato (Cr2O72-), las cuales precipitan fácilmente en presencia
de cationes metálicos como Ba 2+, Pb2+ y Ag+. El Cr(VI) puede
Anexo 125
encontrarse de manera natural como crocoita (PbCrO4). El Cr(VI)
puede reducirse a Cr(III) por efecto de la materia orgánica del suelo.
El Cr(III) es la forma dominante a pH bajo (< 4) y forma complejos
con NH3, OH, Cl-, F-, CN- y SO42- y con ligandos orgánicos solubles.
(Evanko y Dzombak 1997).
Mercurio (Hg)
El Hg es un metal de transición (grupo B), con la particularidad de
que es el único metal líquido a temperatura ambiente. La principal
fuente natural de Hg es el cinabrio o sulfuro de mercurio (HgS), un
compuesto estable e insoluble, usualmente recuperado como subproducto del procesamiento de minerales. El mercurio en esta forma,
se encuentra en la corteza terrestre a concentraciones promedio de
0.5 ppm. El Hg es un elemento tóxico para el sistema nervioso y, en
su forma gaseosa, es absorbido por los tejidos pulmonares (Csuros y
Csuros, 2002).
Una de las propiedades más importantes del Hg radica en su capacidad para disolver muchos otros metales para formar soluciones
llamadas amalgamas, como los de plata, usados por muchos años
por dentistas y actualmente descontinuados por sus efectos tóxicos.
El Hg metálico (Hg(0)) se usa principalmente para la producción
de gas de cloro y sosa cáustica, y forma parte de algunos tipos de
baterías alcalinas, lámparas fluorescentes, contactos eléctricos, e instrumentos como manómetros y termómetros, entre otros. Las sales
de Hg se usan en cremas y ungüentos antisépticos y para aclarar la
piel. Entre las actividades humanas que generan la mayor contaminación por Hg, se encuentran la combustión de carbón y las plantas
de clor-álcali; otras fuentes importantes son la minería y la metalurgia
y la quema de residuos sólidos municipales, que pueden contener
instrumentos como manómetros, termómetros, baterías alcalinas y
126 Suelos contaminados
lámparas fluorescentes. El Hg liberado al aire tiende a depositarse
y adherirse a la materia orgánica del suelo (Csuros y Csuros 2002,
ATSDR 2005).
El Hg en el ambiente puede existir en forma elemental (Hg0), reducida (Hg2+ [mercúrica], Hg22+ [mercurosa]) o alquilada (metil/etil
mercurio). Las formas mercúrica y mercurosa son más estables bajo
condiciones oxidantes. En condiciones medianamente reductoras, el
Hg orgánico o inorgánico puede reducirse a su forma elemental y ser
convertido a formas alquiladas por procesos bióticos o abióticos; éstas
son las formas más tóxicas del Hg, además de ser solubles y volátiles.
El Hg(II) forma fuertes complejos solubles con una variedad de ligandos orgánicos e inorgánicos en sistemas acuosos oxidados. La sorción
de Hg en suelos, sedimentos y materiales húmicos es un mecanismo
importante para la remoción de Hg de soluciones; otro mecanismo, a
valores altos de pH, es su co-precipitación con sulfuros (HgS) (Evanko
y Dzombak 1997).
Plomo (Pb)
Se ubica en el grupo IVA (metales) en la tabla periódica. El Pb es un
metal gris azulino que se presenta en forma natural y en pequeñas
cantidades (0.002%) en la corteza terrestre. Este elemento, es generalmente obtenido de la galena (PbS), la anglesita (PbSO4) y la curosita
(PbCO3). El Pb es tóxico para el sistema nervioso y se asocia con la
depresión de muchas funciones endócrinas, aunque no hay evidencia de efectos teratogénicos o carcinogénicos. El uso más amplio del
Pb elemental es para la fabricación de acumuladores; este elemento
también es usado para la fabricación de tetra-etilo de plomo, pinturas,
cerámicas, forros para cables, elementos de construcción, vidrios especiales, pigmentos, soldadura suave y municiones (Lide 1997, Csuros y
Csuros 2002, ATSDR 2005).
Anexo 127
Las principales fuentes de contaminación por Pb incluyen la
fundición, el procesamiento y producción secundaria de metales, la
manufactura de baterías de plomo y la de pigmentos y químicos; la
contaminación atmosférica por el uso del Pb en gasolinas también ha
sido de importancia. La mayor parte del Pb liberado en el ambiente es
retenido por el suelo; los principales procesos que dictan su destino
en éste incluyen la adsorción,el intercambio iónico, la precipitación
y el acomplejamiento con materia orgánica. El tetra-metilo de plomo
(compuesto relativamente volátil) puede formarse en sedimentos como
resultado de su alquilación microbiana. Como contaminante ambiental,
normalmente se encuentra en forma elemental, como óxidos e hidróxidos y como complejos oxianiónicos metálicos. El Pb tiene valencias +2
y +4, de las cuales el Pb(II) es la forma más común y reactiva. Cuando
forma complejos con ligandos orgánicos (ácidos húmicos y fúlvicos)
o inorgánicos (Cl-, CO32-, SO42-, PO43-), se forman compuestos poco
solubles; el carbonato de plomo, formado a pH menor a 6, y el PbS
son las formas sólidas más estables del plomo (Lide 1997, Evanko y
Dzombak 1997).
Selenio (Se)
El Se es un no metal ubicado en el grupo VIA de la tabla periódica,
con valencias -2, +4 y +6. Es un elemento ampliamente distribuido en
la naturaleza, como parte de rocas y suelos, que se encuentra generalmente combinado con sulfuro o con minerales de plata, cobre, plomo
y níquel. Se estima que su concentración en la corteza terrestre es de
0.09 ppm. El Se elemental es relativamente no tóxico y se considera un
elemento traza esencial. Es un antioxidante que previene la ruptura de
cromosomas, ciertos defectos de nacimiento y ciertos tipos de cáncer.
Es necesario para la acción benéfica de la vitamina E. Además de su
actividad como anticancerígeno, retarda el proceso de envejecimiento
128 Suelos contaminados
y fortalece los músculos del corazón. Puede encontrarse en carnes, mariscos y cereales. Sin embrago, se han reportado efectos de toxicidad
crónica en humanos por dosis de 1 mg Se/kg•día (Csuros y Csuros
2002, ATSDR 2005). El H2Se y algunos otros compuestos de Se son
muy tóxicos y se semejan al As en sus reacciones fisiológicas.
Es un elemento usado en la industria electrónica, del caucho y del
vidrio, y como pigmento en la industria de plásticos, pinturas, textiles y
esmaltes. Se utiliza también para la preparación de medicamentos, como
aditivo nutricional en alimentos y como ingrediente de champús contra
la caspa, así como en formulaciones de ciertos pesticidas y fungicidas.
El Se es liberado al ambiente tanto por procesos naturales como por
actividades humanas. Bajos niveles de Se pueden terminar en suelos o
agua a través de la erosión de las rocas. Sin embargo, una alta concentración de este elemento en el suelo puede deberse principalmente a
la deposición de partículas provenientes de la combustión de carbón
y aceite (Lide 1997, Greenwood y Earnshaw 1997, ATSDR 2005).
Talio (Tl)
Pertenece al grupo de metales de transición (IIIA) en la tabla periódica.
En forma pura, el Tl es un metal blanco azulino que se encuentra en
pequeñas cantidades (0.00006%) en la corteza terrestre, principalmente como compuesto minoritario en minerales de hierro, cobre,
sulfuros y seleniuros. El Tl elemental y sus compuestos son muy
tóxicos; para humanos, una dosis de Tl de 14 mg/kg puede ser fatal
(Csuros y Csuros 2002).
Es utilizado principalmente para aplicaciones eléctricas y electrónicas y para la fabricación de vidrios especiales. Anteriormente, el Tl
se utilizaba en rodenticidas, fungicidas y cosméticos; sin embargo,
actualmente estos productos están prohibidos debido a la toxicidad
del metal (Lide 1997, Csuros y Csuros 2002). El Tl puede encontrarse
Anexo 129
como contaminante ambiental por actividades antropogénicas, como la
combustión de carbón y la emisión de partículas de plantas de fundición;
en ambos procesos, el Tl es un contaminante del material crudo y puede
permanecer por largo tiempo, sin degradarse, en el aire, el agua o el suelo
(ATSDR 2005). Este elemento tiene valencias +1 y +3 y, debido a que
algunos de sus compuestos son solubles en agua, es muy móvil en los
suelos, por lo que puede migrar hacia los mantos freáticos y acumularse
en sedimentos (Lide 1997, Csuros y Csuros 2002).
Vanadio (V)
Se ubica en el grupo de los metales de transición en la tabla periódica. El
V es un elemento ampliamente distribuido en la corteza terrestre en varios
minerales, principalmente como óxido de vanadio (V2O5), y también se
encuentra presente en el petróleo crudo. Es un metal blanco grisáceo,
encontrado generalmente en forma de cristales. El V puede encontrarse
también como oxianión trivalente de vanadato, que tiene una estructura
similar al fosfato y, por lo tanto, se ha identificado como un inhibidor de
ATPasas, ya que puede ingresar a las células por los mismos sistemas de
captación que los fosfatos. Las sales de V tienen baja toxicidad por vía oral
y mediana por inhalación (Nies 1999, Csuros y Csuros 2002).
El V se utiliza en pequeñas cantidades para la manufactura de
caucho, plásticos, cerámicas y otros productos químicos. El óxido de
vanadio es el compuesto más utilizado, y se emplea principalmente
como aleación para dar resistencia a un tipo especial de acero, en partes
de automóviles y también como catalizador en la industria de plásticos.
El V puede encontrarse con valencias +2, +3, +4 y +5 y su presencia
en el ambiente puede atribuirse principalmente a la combustión de
petróleo crudo. Debido a que no es muy soluble y a que se combina
con otros elementos y partículas, tiende a acumularse en suelos y
sedimentos (ATSDR 2005).
130 Suelos contaminados
Zinc (Zn)
Se clasifica como un metal de transición (grupo B) en la tabla periódica. El
Zn es uno de los elementos más comunes en la corteza terrestre, con una
concentración promedio de 40 ppm. Es un elemento que no se encuentra
naturalmente en forma elemental, por lo que generalmente se extrae de
la esfalerita ((ZnFe)S), forma comúnmente asociada a la galena (PbS). El
Zn tiene una valencia +2 y forma complejos con aniones, aminoácidos y
ácidos orgánicos. Es un elemento traza esencial en la nutrición humana y
también un componente importante de enzimas; sin embargo, el consumo
excesivo puede inhibir la absorción de Cu y producir una deficiencia de
este elemento (Lide 1997, Csuros y Csuros 2002).
El principal uso industrial del Zn es como cubierta anticorrosiva
para hierro o acero. También se utiliza en compartimentos de baterías
secas y como metal de aleación en la fabricación de latón y bronce.
El óxido de zinc es el compuesto más ampliamente utilizado en la
industria, principalmente, en la de pinturas, plásticos, cosméticos,
farmacéutica, tintas, textiles, eléctrica y electrónica (Lide 1997,
ATSDR 2005). Las concentraciones naturales de Zn en aire, agua
y suelo, están aumentando debido a actividades humanas como la
minería, la producción de acero y la combustión de petróleo, entre
otras. Una vez en el ambiente, el metal generalmente permanece en
el suelo, ya que forma compuestos insolubles. Sin embargo, es uno de
los metales pesados más móviles debido a que se encuentra en forma
soluble a pH neutro o ácido. A pH alcalino puede formar carbonatos
e hidróxidos. Bajo condiciones reductoras, en sistemas muy contaminados cuando se encuentra presente en concentraciones muy elevadas,
puede precipitar fácilmente como Zn(OH)2, ZnCO3, ZnS, o Zn(CN)2
y co-precipitar con óxidos de Fe o Mn (Evanko y Dzombak 1997).
Anexo 131
132 Suelos contaminados
Bibliografía
Agency for Toxic Substances and Disease Registry (ATSDR). 2004. Toxicological Profile Information Sheet. Disponible en Internet en: http:
//www.atsdr.cdc.gov/toxpro2.html.
———. 2005. Division of Toxicology. ATSDR Information Center: http:
//www.atsdr.cdc.gov/toxfaq. html#bookmark05.
Alexander, M. 1994. Biodegradation and Bioremediation. Academic Press,
San Diego. 302 pp.
Álvarez-Manilla, A., G.E.I. Martínez Peña, A. Pérez Salazar y J.C. Vázquez
Paulino. 2002. Caracterización de suelos y control espacial por medio
de los sistemas de información geográfica; caso Valle de Querétaro.
Secretaría de Comunicaciones y Transportes, México. 56 pp.
Averett, D.E., B.D. Perry y E.J. Torrey. 1989. Review of removal, containment, and treatment technologies for remediation of contaminated
sediment in the Great Lakes. Prepared for EPA by USACE-WES, Vicksburg, MS.
Barkay, T. y J. Schaefer. 2001. Metal and radionuclide bioremediation: issues, considerations and potentials. Current Opinion in Microbiology
4: 318-323.
Barth, D.S.,B.J. Mason, T.H. Starks y K.W. Brown. 1989. Soil Sampling
Quality Assurance User s Guide. Segunda edición. U.S. Environmental
Protection Agency. EPA 600/8-89/046. 225 pp.
Bibliografía 133
Beaudette, L.A., M.B. Cassidy, L. England, J.L. Kirk, M. Habash, H. Lee y
J.T. Trevors. 2002. Bioremediation of Soils. En: Encyclopedia of Environmental Microbiology. John Wiley & Sons, Inc.
Becerril, J. y M.E. Navarrete. 1993. Recopilación, aplicación y evaluación
de las tecnologías de estabilización/solidificación para el tratamiento
de residuos peligrosos. Cenapred, México. 96 pp.
Bosecker, K. 2001. Microbial leaching in environmental clean-up programs.
Hydrometallurgy 59: 245-248.
Brombacher, C., R. Bachofen y H. Brandl. 1997. Biohydrometallurgical
processing of solids: a patent review. Applied Microbiology and Biotechnology 48: 577-587.
Brooks, R.R., M.F. Chambers, L.J. Nicks y B.H. Robinson. 1998. Phytomining. Perspectives 3 (9): 359-362.
Caldwell, J.A. y C.C. Reith. 1993. Principles and practices of waste encapsulation. Lewis Publishers, Michigan, EE.UU. 410 pp.
Cantafio, A., K.D. Hagen, G.E. Lewis, T.L. Bledsoe, K.M. Nunan y J.M. Macy.
1996. Pilot-scale selenium bioremediation of San Joaquin Drainage water with
Thauera selenatis. Applied and Environmental Biotechnology 62: 3298-3303.
Chaney, R.L., M. Malik, Y.M. Li, S.L. Brown, E.P. Brewer, J. Scott Angle y
A.J.M. Baker. 1997. Phytoremediation of soil metals. Current Opinion
in Biotechnology 8: 279-284.
Coremi 1992a. Serie monográfica geológico-minera del estado de Coahuila.
Coremi, México. Pp. 55-108.
———. 1992b. Serie monográfica geológico-minera del estado de Guanajuato.
Coremi, México. Pp. 52-100.
———. 1992c. Serie monográfica geológico-minera del estado de Guerrero.
Coremi, México pp. 127-213.
———. 1992d. Serie monográfica geológico-minera del estado de Hidalgo.
Coremi, México. Pp. 51-90.
———. 1992e. Serie monográfica geológico-minera del estado de Jalisco.
Coremi, México. Pp. 49-101.
134 Suelos contaminados
———. 1992f. Serie monográfica geológico-minera del estado de México.
Coremi, México. Pp. 82-125.
———. 1992g. Serie monográfica geológico-minera del estado de Querétaro.
Coremi, México. Pp. 49-92.
———. 1992h. Serie monográfica geológico-minera del estado de San Luis
Potosí. Coremi, México. Pp. 63-187.
———. 1992i. Serie monográfica geológico-minera del estado de Sinaloa.
Coremi, México. Pp. 70-133.
———. 1992j. Serie monográfica geológico-minera del estado de Sonora.
Coremi, México. Pp. 72-174.
———. 1992k. Serie monográfica geológico-minera del estado de Zacatecas.
Coremi, México. Pp. 55-129.
———. 1992l. Serie monográfica geológico-minera del estado Michoacán.
Coremi, México. Pp. 65-150.
———. 1993. Serie monográfica geológico-minera del estado de Durango.
Coremi, México. Pp. 60-183.
———. 1994. Serie monográfica geológico-minera del estado de Chihuahua.
Coremi, México. Pp. 104-268.
———. 1999. Serie monográfica geológico-minera del estado de Baja California. Coremi, México. Pp. 107-143.
Costello, C. 2003. Acid mine drainage: innovative treatment technologies. U.S. Environmental Protection Agency. Office of Solid Waste and
Emergency Response/Technology Innovation Office. Washington, DC.
47 pp. Disponible en Internet en: www.clu-in.org.
Csuros, M y C. Csuros. 2002. Environmental sampling and analysis for metals. Lewis Publisher. 372 pp.
Cunningham, S.D. y D.W. Ow. 1996. Promises and prospects of phytoremediation. Plant Physiology 110: 715-719.
Diels, L.; N. van der Leile y L. Bastiaens. 2002. New developments in treatment of heavy metal contaminated soils. Reviews in Environmental
Science & Bio/Technology 1: 75-82.
Bibliografía 135
Duffus, J.H. 2001. “Heavy Metals”- A Meaningless Term. Chemistry International. 23 (6). Disponible en: http://www.iupac.org/publications/ci/
2001/november/heavymetals.html.
Eccles, H. 1999. Treatment of metal-contaminated wastes: why select a
biological process? Trends in Biotechnology 17: 462-465.
Ehrlich, H.L. 1997. Microbes and metals. Mini-review. Applied and Environmental Biotechnology 48: 687-692.
Evanko, C.R. y D.A. Dzombak. 1997. Remediation of metals-contaminated soils and groundwater. Ground-Water Remediation
Technologies Analysis Center (GWRTAC) “E” Series Report. 53 pp.
Disponible en Internet en: http://www. gwrtac.org/ html/tech_eval.
html#METALS.
Ford, P.J., P.J. Turina y D.E. Seely. 1984. Characterization of hazardous waste
sites- A Methods Manual: Volume Il. Available sampling methods. Segunda edición. EPA-600/4-84-076. 300 pp.
Freeman, H.M. 1998. Standard handbook of hazardous waste treatment and
disposal. Mc Graw-Hill, Inc. New York. 1,437 pp.
Gadd, G.M. 2000. Bioremedial potential of microbial mechanisms of metal
mobilization and immobilization. Current Opinion in Biotechnology 11:
271-279.
Gerlach, R.W. y J.M. Nocerino. 2003. Guidance for obtaining representative
laboratory analytical subsamples from particulate laboratory samples.
U.S. Environmental Protection Agency. EPA/600/R-03/027. 134 pp.
Gocht, W.R., H. Zantop y R.G. Eggert. 1988. International mineral economics. Springer-Verlag, Berlin, 271 pp.
Gutiérrez, M. 2003. Minería Unión de Grupos Ambientalistas (UGAM).
Disponible en Internet en: http://w w w.union.org.m x /g uia/
actividadesyagravios/mineria.htm.
Gutiérrez, M.E. y M. Moreno. 1997. Los residuos en la minería mexicana.
INE, México. Disponible en Internet en: http://www.ine.gob.mx/ueajei/
publicaciones/libros/35/los_residuos.html?id_pub=35.
136 Suelos contaminados
GWRTAC . 1998. Ground-Water Remediation Technologies Analysis Cen-
ter. In Situ Flushing. Report TS-98-01. http://www.gwrtac.org/html/
tech_status.html#FLSH.
Gy, P.M. 1992. Sampling of heterogeneous and dynamic material systems: theories
of heterogeneity, sampling, and homogenizing. Elsevier, Holanda. 414 pp.
INEGI. 2003. Series de estadísticas sectoriales. “La minería en México”.
México, pp. 62-64.
Interstate Technology and Regulatory Cooperation (ITRC) Work Group: Phytoremediation Work Team. 1999. Phytoremediation Decision Tree. 25 pp.
Jaramillo, D. 2001. Introducción a la ciencia del suelo. Escuela de Geociencias,
Universidad Nacional de Colombia. Medellín. 590 pp.
Ledin, M. 2000. Accumulation of metals by microorganisms — processes
and importance for soil systems. Earth-Science Reviews 51: 1-31.
Lide, R, D. 1997. Handbook of Chemistry and Physics. CRC Press. 78th edition. Boca Raton, FL, 2512 pp.
Lovley, D.R. y J.D. Coates. 1997. Bioremediation of metal contamination.
Current Opinion in Biotechnology 8: 285-289.
Malone, G.P., W.L. Jones y J.R. Larson. 1982. Guide to the disposal of chemically stabilized and solidified Waste. Office of Water and Waste Management. US EPA. SW-872, Washington, D.C. pp 116-124.
Mason, B. 1992. Preparation of soil sampling protocols: sampling techniques
and strategies. US EPA, EPA/600/R-92/128. 169 pp.
Miller, T. 1994. Ecología y medio ambiente. Grupo Editorial Iberoamérica.
México, D.F. 867 pp.
Nies, D.H. 1999. Microbial heavy-metal resistance. Applied Microbiology
and Biotechnology 51: 730-750.
Peters, R. W. 1999. Chelant extraction of heavy metals from contaminated
soils. Journal of Hazardous Material 66 (1): 151-210.
Pojasek, B.R. 1982. Solidification as an ultimate disposal option of hazardous
waste. Energy Resources Co., Ann Arbor Science Publishers, Inc. Vol. 1,
2 y 3, Cambridge, Massachusetts.
Bibliografía 137
Prasad, M.N.V y H.M. Freitas. 2003. Metal hyperaccumulation in plants
-Biodiversity prospecting for phytoremediation technology. Electronic
Journal of Biotechnology 6 (3): 285-321.
Probstein, R. F. 1994. Physicochemical hydrodynamics -an introduction.
Segunda edición, Wiley, New York, pp. 203–207.
Raskin, I., D.S. Smith y D.E. Salt. 1997. Phyotremediation of metals: using
plants to remove pollutants from the environment. Current Opinion in
Biotechnology 8: 221-226.
Rawlings, D.E. 2002. Heavy metal mining using microbes. Annual Review
of Microbiology 56: 65-91.
Rusin, P.A. 1993. Biological process for recovery of plutonium from contaminated soils. PCT Patent WO 93/19184.
Salager J.L. 1992. El mundo de los surfactantes. Ponencia presentada el 25 de
febrero de 1992 en el marco de la cátedra Hans Neumann, en la Escuela
de Ingeniería Química. Universidad de los Andes.
Salt, D.E., R.D. Smith e I. Raskin. 1998. Annual Review of Plant Physiology
and Plant Molecular Biology. 49: 643-668.
Sánchez, L.E. 1995. Manejo de residuos sólidos en minería. Aspectos Geológicos de Protección Ambiental. Vol. I, UNESCO. 239-250.
Schnoor, J.L. 1997. Phytoremediation. Ground-Water Remediation Technologies Analysis Center (GWRTAC) “E” Series Report. 37 pp.
Semarnat. 2004a. Estadísticas del Medio Ambiente, México 1997. Informe
de la Situación General en Materia de Equilibrio Ecológico y Protección al Ambiente, 1995-1996. Disponible en: http://carpetas.semarnat.
gob.mx/estadisticas_2000/incendios/indice_informe.htm.
———. 2004b. Información proporcionada por la Dirección General
de Gestión Integral de Materiales y Actividades Riesgosas. INE,
México.
Semer, R. y K. R. Reddy. 1996. Evaluation of soil washing process to remove
mixed contaminants from a sandy loam. Journal of Hazardous Material
45(1): 45-57.
138 Suelos contaminados
Singh, O.V., S. Labana, G. Pandey, R. Budhiraja y R.K. Jain. 2003. Phytoremediation: an overview of metallic ion decontamination from soil.
Applied Microbiology and Biotechnology. 61: 405-412.
Sposito, G. 1989. The Chemistry of Soils. Oxford University Press. 277 p.
Stephen, J.R. y S.J. Macnaughton. 1999. Developments in terrestrial remediation of metals. Current Opinion in Biotechnology 10: 230-233.
Tokunaga, S. y T. Hakuta. 2002. Acid washing and stabilization of an artificial arsenic-contaminated soil. Chemosphere 46 (1):31-38.
U.S. DOE . 1995. Electrokinetic remediation of heavy metals and radionuclides. En: Technology Catalogue. Segunda edición. Office of Environmental Management / Office of Technology Development, DOE/EM0235, pp. 201-203.
Universidad Nacional Experimental Sur (UNESUR). 2004. Factores naturales de
la producción agropecuaria. Disponible en: http://www.monografias.com/
trabajos15/suelo-erosion/suelo-erosion.shtml#SUELO.
US EPA. 1991. Site characterization for subsurface remediation. Center for
Environmental Research Information Office of Research and Development.
EPA/625/4-91/026. 259 pp.
———. 1996. Recent development for in situ treatment of metal contaminated
soil. Office of Solid Waste & Emergency Response. Technology Innovative
Office. Washington, DC.
———. 1997. Engineering bulletin: technology alternatives for the remediation of soils contaminated with As, Cd, Cr, Hg, and Pb. EPA/540/S-97/
500. Office of Emergency and Remedial Response/ Office of Research
and Development. Washington, D.C. 20 pp.
———. 1998. Guide to documenting and managing cost and performance
information for remediation projects - Revised Version. 542-B-98-007
———. 1999. Correct sampling using the theories of Pierre Gy. Office of Research
and Development. Environmental Sciences Division. Las Vegas, NV.
———. 2000. In situ chemical oxidation for remediation of contaminated
soil and ground water Ground water currents. Issue 37.
Bibliografía 139
———. 2001. Treatment technologies for site clean-up: annual status report.
10th Ed. Office of Solid Waste and Emergency Response/Technology Innovation Office. EPA-542-R-01-004. 38 pp. Disponible en Internet en:
http://clu-in.org/asr.
———. 2001. U.S. Environmental Protection Agency. Citizens Guide to
Soil Washing. Disponible en Internet en: http://cluin.org/ download/
citizens/soilwashing.pdf
USAEC. 1997. In-situ electrokinetic remediation for metal contaminated
soils. In: Innovative Technology Demonstration, Evaluation and Transfer Activities, FY 96 Annual Report, Report No. SFIM-AEC-ET-CR-97013,
pp. 87-88.
Valencia, I. E. y B. A. Hernández. 2002. Muestreo de suelos, preparación de
muestras y guía de campo. UNAM. 131 pp.
Valls, M. y V. de Lorenzo. 2002. Exploiting the genetic and biochemical
capacities of bacteria for the remediation of heavy metal pollution. FEMS
Microbiology Reviews 26 (4): 327-338.
Van Cauwenberghe, L. 1997. Electrokinetics. Technology Evaluation Reports TO-97-03. GWRTAC E Series. USA. Disponible en: http://www.
gwrtac.org.
Van Deuren, J., T. Lloyd, S. Chetry, R. Liou y J. Peck. 2002. Remediation
Technologies Screening Matrix and Reference Guide, 4th Edition. Technology Innovation Office, EPA Platinum International, Inc. Disponible
en Internet en: http://www.frtr.gov/matrix2/top_page.html.
Volesky, B y Z.R. Holan. 1995. Biosorption of heavy metals. Biotechnology
Progress 11 (3): 235-250.
Volke, T.L. y J.A. Velasco. 2002. Tecnologías de remediación para suelos
contaminados. INE-Semarnat, México. 64 pp.
Wang Y-T. y H. Sheng. 1995. Bacterial reduction of hexavalent chromium.
Journal of Industrial Microbiology 14: 159-163.
Watanabe, K. 2001. Microorganisms relevant for bioremediation. Current
Opinion in Biotechnology 12: 237-241.
140 Suelos contaminados
Webb, J.S., S. McGuiness y H.M. Lapin-Scott. 1998. Metal removal by sulphate-reducing bacteria from natural and constructed wetlands. Journal
of Applied Microbiology 84: 240-248.
White, C., A.K. Sharman y G.M. Gadd. 1998. An integrated microbial
process for the bioremediation of soil contaminated with toxic metals.
Nature Biotechnology 16: 572-575.
White, C., J.A. Sayer y G. M. Gadd. 1997. Microbial solubilization and immobilization of toxic metals: key biogeochemical processes for treatment
of contamination. FEMS Microbiology Reviews 20 (3-4): 503-516.
Bibliografía 141
Suelos contaminados por metales
y metaloides: muestreo y alternativas
para su remediación de Tania Volke Sepúlveda,
Juan A. Velasco Trejo y David A. de la Rosa Pérez
se terminó de imprimir en los talleres de la empresa
SyG Editores, S.A. de C.V., Cuapinol 52,
Santo Domingo de los Reyes, Coyoacán,
04369, México, D.F. durante
el mes de junio de 2005.
Se tiraron 400 ejemplares.