Procesos de biorremediación

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UNIVERSIDAD NACIONAL ABIERTA Y A DISTANCIA – UNAD
Escuela de Ciencias Agrícolas, Pecuarias y del Medio Ambiente
Procesos de Bioremediación
UNIVERSIDAD NACIONAL ABIERTA Y A DISTANCIA - UNAD
ESCUELA DE CIENCIAS AGRÍCOLAS, PECUARIAS Y DEL MEDIO AMBIENTE
358025 – PROCESOS DE BIOREMEDIACIÓN
(Sinke & van Moll, 2011)
Autor:
Bio. PhD. RAÚL HERNANDO POSADA
BOGOTÁ
2012
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Procesos de Bioremediación
ÍNDICE DE CONTENIDO
ÍNDICE DE CONTENIDO ........................................................................................................... 2
ÍNDICE DE CUADROS ............................................................................................................... 5
ÍNDICE DE FIGURAS................................................................................................................. 6
ASPECTOS DE PROPIEDAD INTELECTUAL Y VERSIONAMIENTO ............................................. 8
INTRODUCCIÓN GENERAL ...................................................................................................... 9
UNIDAD 1. CARACTERIZACIÓN DE CUERPOS Y CONTAMINANTES....................................... 12
CAPÍTULO 1. GENERALIDADES. ........................................................................................ 12
Lección 1. Introducción. ............................................................................................... 12
Lección 2. Conceptos básicos de bioremediación. ....................................................... 15
Lección 3. Características de los suelos: físicas, químicas y biológicas. ....................... 18
Lección 4. Características del agua: pH, aspectos físicos, químicos y aspectos
microbiológicos............................................................................................................. 23
Lección 5. Ventajas y desventajas de la bioremediación. ............................................ 26
CAPÍTULO 2. CONTAMINANTES.................................................................................... 29
Lección 6. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Hidrocarburos
(alifáticos aromáticos=BTEX, PAHs). ............................................................................. 30
Lección 7. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Hidrocarburos
clorados (PCBs, TCE, PCE, insecticidas, herbicidas). ..................................................... 34
Lección 8. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Compuestos
nitroaromáticos (TNT y otros). ..................................................................................... 37
Lección 9. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de metales pesados. 40
Lección 10. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de compuestos
organofosforados, cianuros, fenoles. ........................................................................... 43
CAPÍTULO 3. PROCESOS QUE INTERVIENEN EN LA BIOREMEDIACIÓN. ........................... 46
Lección 11. Interacciones microbianas......................................................................... 46
Lección 12. Adaptacion, aclimatación y bioacumulación. ............................................ 49
Lección 13. Biodisponibilidad y detoxificación. ............................................................ 52
Lección 14. Biodegradabilidad...................................................................................... 55
Lección 15. Sorción y biosorción. ................................................................................. 58
UNIDAD 2. ESPECIES EMPLEADAS PARA LA BIOREMEDIACIÓN. .......................................... 62
CAPÍTULO 4. BACTERIAS Y ALGAS. .................................................................................... 63
Lección 16. Introducción. ............................................................................................. 63
Lección 17. Metabolismo aerobio. ............................................................................... 66
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Lección 18. Metabolismo anaerobio. ........................................................................... 70
Lección 19. Metabolismo de metales. .......................................................................... 74
Lección 20. Aplicaciones. .............................................................................................. 77
CAPÍTULO 5. HONGOS Y LEVADURAS (MICORREMEDIACIÓN)......................................... 80
Lección 21. Introducción. ............................................................................................. 80
Lección 22. Metabolismo.............................................................................................. 83
Lección 23. Micorremediación con micorrizas. ............................................................ 86
Lección 24: Degradación de plaguicidas, insecticidas y organoclorados. .................... 89
Lección 25. Aplicaciones. .............................................................................................. 92
CAPÍTULO 6. PLANTAS (FITOREMEDIACIÓN). ................................................................... 96
Lección 26. Introducción. ............................................................................................. 96
Lección 27. Metabolismo.............................................................................................. 99
Lección 28. Clases. ...................................................................................................... 103
Lección 29. Procesos involucrados en la fitoremediacion. ........................................ 108
Lección 30. Aplicaciones. ............................................................................................ 112
UNIDAD 3. TÉCNICAS DE BIOREMEDIACIÓN. ..................................................................... 117
CAPITULO 7: ATENUACIÓN NATURAL. ........................................................................... 118
Lección 31. Introducción. ........................................................................................... 118
Lección 32. Parámetros de diseño.............................................................................. 121
Lección 33. Funcionamiento....................................................................................... 124
Lección 34. Posibles costos......................................................................................... 128
Lección 35. Parámetros de monitoreo y seguimiento. .............................................. 130
CAPÍTULO 8. BIOESTIMULACIÓN. ................................................................................... 134
Lección 36. Introducción ............................................................................................ 134
Lección 37. Parámetros de diseño.............................................................................. 136
Lección 38. Funcionamiento ....................................................................................... 139
Lección 39. Posibles costos......................................................................................... 142
Lección 40. Parámetros de monitoreo y seguimiento. .............................................. 143
CAPÍTULO 9. BIOAUMENTACIÓN. ................................................................................... 146
Lección 41. Introducción. ........................................................................................... 146
Lección 42. Parámetros de diseño.............................................................................. 149
Lección 43. Funcionamiento....................................................................................... 152
Lección 44. Posibles costos......................................................................................... 154
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Lección 45. Parámetros de monitoreo y seguimiento. .............................................. 157
BIBLIOGRAFÍA ..................................................................................................................... 161
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ÍNDICE DE CUADROS
Cuadro 1: Principales características del agua.
24
Cuadro 2: Límites permisibles para metales pesados, cianuros y contaminantes en agua de
acuerdo a la Universidad Autónoma de México (UAM, 2000).
25
Cuadro 3: Ventajas y desventajas de la bioremediación.
26
Cuadro 4: Ventajas y desventajas de la fitoremediación con respecto a otros métodos de
remediación.
27
Cuadro 5: Comparativo de las técnicas ex-situ de bioremediación (Villaseñor Roa, 2011). 28
Cuadro 6: Límites máximos permisibles para hidrocarburos específicos en suelos según la
norma oficial mexicana NOM -138-SEMARNAT/SS-2003 (SEMARNAT, 2005).
31
Cuadro 7: Límites permisibles de Cadmio, Niquel y Plomo en suelos de Ecuador.
41
Cuadro 8: Resumen de los umbrales de contaminación para elementos traza en la
comunidad andaluza.
41
Cuadro 9: Estándares de referencia para medir la biodegradabilidad en USA y Europa. 57
Cuadro 10: Géneros fúngicos que contienen especies que degradan hidrocarburos
poliaromaticos (PAHs)(Al-Turki, 2009).
81
Cuadro 11: Degradación de benzo(a)pyrenos por aislamientos fúngicos (Juhasz & Naidu,
2000).
90
Cuadro 12: Ventajas y desventajas de la fitoremediación (Delgadillo-López et al., 2011). 98
Cuadro 13: Ejemplos de plantas que fitodegradan contaminantes orgánicos (DelgadilloLópez et al., 2011).
99
Cuadro 14: Mecanismos de fitoremediación (Delgadillo-López et al., 2011).
108
Cuadro 15: Tecnologías de fitoremediación aplicables a diferentes tipos de
contaminantes1,2 (EPA, 2000).
110
Cuadro 16: Parámetros de monitoreo una vez implementada la fitoremediación, adaptado
de EPA (2000).
111
Cuadro 17: Ejemplo de métodos de remediación. Comparación de costos, tomado de
Delgadillo-López et al. (2011).
113
Cuadro 18: Costo estimado de la fitoremediación en el sitio Carswell.
114
Cuadro 19: Costos comparativos de diferentes tecnologías de remediación por unidad de
suelo, adaptado de Adriano (2001).
128
Cuadro 20: Estructura química y biodegradabilidad (EPA, 1994b).
151
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Procesos de Bioremediación
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1: Algunos tipos de estructura de suelo.
19
Figura 2: Movilidad de iones de acuerdo al pH del suelo.
20
Figura 3: Molécula de agua.
23
Figura 4: Estructuras, fórmulas químicas y pesos moleculares de 16 poluyentes PAHs de
acuerdo a la EPA (NRC, 1997).
31
Figura 5: Benceno, Tolueno, Etilbenceno y Xileno.
32
Figura 6: Estructura de los PCBs. Dos anillos fenilos rodeados por cloro.
34
Figura 7: Estructura química del DDT y DDE.
36
Figura 8: Algunos compuestos nitroaromáticos naturales y sintéticos (xenobióticos)
constituidos por un anillo bencénico como principal componente estructural.
38
Figura 9: Estructura química del Malation (Ortiz-Hernández & Sánchez-Salinas, 2010). 43
Figura 10: Grupo fenol y algunos derivados (Garric, 1979).
45
Figura 11: Adaptación y evolución en el humano.
49
Figura 12: Niveles crecientes de acumulación de xenobióticos como DDT en tejidos
animales.
51
Figura 13: Interacción de los metales pesados con las células de plantas (Navarro-Aviño et
al., 2007).
54
Figura 14: Esquema de las reacciones de acuerdo a Torres Delgado & Zuluaga Montoya
(2009).
66
Figura 15: Ruta de degradación (via catecol) de compuestos aromáticos (Eweis et al.,
1998) utilizada por bacterias como Pseudomonas putida.
67
Figura 16: Transformación bioquímica de los compuestos nitroaromáticos (Gomez Cruz,
2009).
68
Figura 17: Rutas aeróbicas oxidativas de degradación del anillo aromático de los
compuestos nitroaromáticos.
68
Figura 18: Dehalogenación reductiva de tetracloruro de carbono y tetracloroetileno.
70
Figura 19: Reacciones iniciales durante la degradación anaeróbica de hidrocarburos
saturados y aromáticos.
71
Figura 20: Reducción de los compuestos nitroaromáticos.
72
Figura 21: Reducción del nitrobenceno catalizada por la nitrobenceno reductasa (Tipo I) de
Pseudomoas pseudoalcaligenes.
73
Figura 22: Interacción entre metales y microorganismos explicando la precipitación,
acumulación, producción o liberación de sustancias y participación en el ciclo de
carbono. Adaptado de Ledin (2000).
75
Figura 23: Metabolitos intermediarios formados durante la degradación aerobia de TNT
por Phanerochaete chrysosporium (Spain, 1995).
83
Figura 24: Transformaciones fungicas del benzo(a)pyreno.
84
Figura 25: Mecanismo enzimático propuesto para Trichoderma spp. durante la
degradación de cianuro (Argumedo-Delira et al., 2009; Ezzi & Lynch, 2005).
84
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Figura 26: Degradación de Fenantreno y Pireno por Cyclothirium sp. (da Silva, Esposito,
Moody, Canhos, & Cerniglia, 2004)
85
Figura 27: Mecanismos de tolerancia al estrés pormetales pesados desarrollado por la
simbiosis MA.
86
Figura 28: Esquema de la fitoacumulación (EPA, 2000).
103
Figura 29: Esquema del proceso de rhizofiltración (EPA, 2000),
104
Figura 30: Esquema del proceso de fitoextracción y fitoacumulación (EPA, 2000).
104
Figura 31: Esquema del proceso de fitovolatilización (EPA, 2000).
105
Figura 32: Esquema del proceso de fitodegradación (EPA, 2000).
106
Figura 33: Esquema del proceso de rhizodegradación (EPA, 2000).
107
Figura 34: Diseño experimental en Carswell (Forth Texas), tomado de EPA (2000)
114
Figura 35: Procesos presentes en la atenuación natural (Field, 2005)
123
Figura 36: Rutas comunes de biodegradación (ITRCWG & RTDF, 1999).
126
Figura 37: Técnica de Landfarming, modificado de (EPA, 1994a).
126
Figura 38: Diagrama de flujo para evaluar la implementación de la atenuación natural,
adaptado de ITRCWG & RTDF, (1999).
132
Figura 39. Proceso de bioremediación in-situ de agua y suelo.
137
Figura 40. Localización geográfica del vertimiento EXXON VALDEZ en Alaska y foto del
proceso de bioremediación.
140
Figura 41: Representación gráfica de un sistema de biopilas alargadas (Velasco & Volke
Sepúlveda, 2003)
146
Figura 42: Unidades de tratamiento (Ercoli, 2008).
148
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Procesos de Bioremediación
ASPECTOS DE PROPIEDAD INTELECTUAL Y VERSIONAMIENTO
El contenido didáctico del curso académico Procesos de Bioremediación fue diseñado por
Raúl Hernando Posada A. quien es Biólogo, con un magister en microbiología y doctorado
en Ecología. Se ha desempeñado como investigador y coordinador en la empresa pública y
privada, también como docente universitario y consultor, al momento de la elaboración
de este material, es docente de la Universidad Autónoma y la Corporación Universitaria
Minuto de Dios. Para citar este material por favor hacerlo de la siguiente manera:
Posada, R.H (2012). Procesos de Bioremediación. Módulo didáctico. Bogotá: Universidad
Nacional Abierta y a Distancia – UNAD.
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Procesos de Bioremediación
INTRODUCCIÓN GENERAL
El desarrollo humano en las últimas décadas ha estado muy relacionado con la extracción
de los recursos naturales, en el proceso se han creado sustancias químicas no existentes
y/o de difícil descomposición. Entre estas sustancias se encuentran muchos productos
para la agricultura contra enfermedades y plagas, ampliamente utilizados por muchos
años en grandes extensiones de terreno en países desde tercermundistas hasta del primer
mundo, lamentablemente solo hasta hace pocos años se ha encontrado sus efectos
perjudiciales contra los humanos y el ambiente; esto sumado a su acumulación en suelo y
aguas ha llevado a grandes problemas ambientales. También podemos citar al petróleo y
sus derivados, los cuales aunque han sido la principal fuente de energía en los últimos
años, también se encuentran entre los productos más tóxicos y de los cuales es muy
frecuente escuchar derrames en ambientes naturales, con graves consecuencias
ambientales.
Por otro lado el desarrollo de materiales resistentes y de poca reactividad química se ha
buscado como una propiedad para solucionar problemas relacionados con la conservación
de alimentos, su transporte, conservación de edificaciones y desarrollo de las ciudades;
esta propiedad ha llevado a que se acumulen grandes cantidades de basuras de carácter
permanente. A lo anterior le podemos sumar los residuos de minería, los vertimientos de
metales pesados tanto a las aguas como al suelo, ocasionando intoxicaciones a animales,
incluido el hombre y a vegetales tanto de la región adyacente, como aguas abajo. Estos
minerales producto de la minería o utilizados en su extracción pueden acumularse en los
tejidos y ocasionar también graves problemas de fertilidad y de desarrollo animal y
vegetal, motivo por el cual es importante controlarlos desde su origen.
Bajo este panorama tan desolador hay alternativas de remediación cultural y natural y es
precisamente de este segundo a que hace referencia el presente curso. Microorganismos
como bacterias, algas y hongos u organismos más grandes como setas, helechos, plantas
acuáticas y árboles, o sus enzimas (en caso de ser muy altas las concentraciones
contaminantes), nos ayudan a reducir o eliminar estos compuestos tóxicos y perjudiciales
para el ambiente y los humanos. Con su ayuda ha sido posible remediar los problemas de
contaminación en el proceso denominado bioremediación, sin embargo son muchos los
esfuerzos infructuosos producto de la inexperiencia o del desconocimiento de los
procesos. Los procesos de bioremediación están en auge y constituyen un excelente
negocio, sin embargo es necesario conocer los detalles de su funcionamiento para poder
determinar cuál de todos es el más adecuado dependiendo del problema específico y las
condiciones ambientales.
El conocimiento adquirido ha servido para desarrollar herramientas de interés
biotecnológico como por ejemplo, el uso de las bacterias, o parte de ellas en procesos de
biomineria (extracción de metales de interés usando bacterias), de bioproducción de
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Procesos de Bioremediación
sustancias de interés tales como bioplásticos o biopolímeros, energía (electricidad),
sustancias de interés farmacológico, o enzimas que realizan procesos químicos de una
forma más eficiente y más respetuosa con el medio ambiente que la industria química.
Este módulo se estructura en 3 unidades, equivalente a 9 capítulos y 45 lecciones, y a
través de su contenido se fomentan competencias relacionadas con la comprensión de la
enorme importancia la bioremediación y su nivel de complejidad, al mismo tiempo que
diferencia el campo de acción de su formación académica del de otros programas que, de
igual forma, toman como objeto de estudio los tratamientos biológicos, pero desde la
perspectiva del tratamiento de aguas residuales, como uno de los tratamientos
secundarios o terciarios.
En este documento se comenzará en la primera unidad con los conceptos básicos del
ambiente, de los contaminantes, de bioremediación. En la segunda unidad se verán en
detalle los organismos más importantes involucrados en estos procesos, su metabolismo,
clases, procesos involucrados y sus aplicaciones. Finalmente en el tercer capítulo se
retomarán las técnicas más importantes de bioremediación existentes en la actualidad, el
proceso de selección del proceso más adecuado, los parámetros a tomar en cuenta,
parámetros de diseño, funcionamiento y los posibles costos involucrados.
Existen abundante información en la web, sin embargo solo unas pocas páginas se pueden
consultar en forma académica, acerca de los procesos de bioremediación en general o de
los procesos de contaminación ambiental directamente relacionados, lamentablemente la
mayoría se encuentran en inglés, entre ellas se encuentran:
La Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA, por su sigla en inglés).
http://www.epa.gov/nscep/index.html
El grupo de discusión en bioremediación.
http://www.bioremediationgroup.org/
Revista Internacional de contaminación ambiental.
http://www.revistas.unam.mx/index.php/rica/index
Con este panorama de aplicación y utilidad, dejamos las puertas abiertas al conocimiento
y la instrucción, con miras a la apropiación del conocimiento y una correcta utilización
futura en Colombia o donde se requiera.
Bienvenidos!
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Procesos de Bioremediación
UNIDAD 1
Nombre de la
CARACTERIZACIÓN DE CUERPOS Y CONTAMINANTES.
Unidad
CAPÍTULO 1
GENERALIDADES.
Lección 1
Introducción.
Lección 2
Conceptos básicos de bioremediación.
Lección 3
Características de los suelos: físicas, químicas y biológicas.
Lección 4
Características del agua: pH, aspectos físicos, químicos y aspectos
microbiológicos.
Lección 5
Ventajas y desventajas de la bioremediación.
CAPÍTULO 2
CONTAMINANTES.
Lección 6
Lección 7
Lección 8
Lección 9
Lección 10
Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Hidrocarburos
(alifáticos, aromáticos = BTEX, PAHs).
Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Hidrocarburos
clorados (PCBs, TCE, PCE, pesticidas, herbicidas).
Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Compuestos
nitroaromáticos (TNT y otros).
Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de metales
pesados.
Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de compuestos
organofosforados, cianuros, fenoles.
CAPÍTULO 3
PROCESOS QUE INTERVIENEN EN LA BIOREMEDIACIÓN.
Lección 11
Interacciones microbianas.
Lección 12
Adaptacion, aclimatación y bioacumulación.
Lección 13
Biodisponibilidad y detoxificación.
Lección 14
Biodegradabilidad.
Lección 15
Sorción y biosorción.
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Procesos de Bioremediación
UNIDAD 1. CARACTERIZACIÓN DE CUERPOS Y CONTAMINANTES.
CAPÍTULO 1. GENERALIDADES.
En el campo ambiental existen muchas disciplinas que entrecruzan conocimientos, tales
como biología, microbiología, ecología, ingeniería ambiental, ingeniería sanitaria,
ingeniería agroecológica entre otros y los conceptos acerca de los tópicos ambientales
difieren en mayor o menor medida en función de la formación que se está brindando. Sin
embargo el ambiente es solo uno y aunque existen muchos conceptos existe una única
realidad tangible, motivo por el cual es importante comprender claramente los conceptos
básicos a utilizar en el transcurso del documento, de esta forma los estudiantes tendrán
nociones comunes y podrán comprender y diferenciar mejor los procesos naturales y
antrópicos. Se comenzará con los conceptos básicos de bioremediación, suelos, agua y los
beneficios de diferentes métodos de bioremediación; luego se continuará con los
diferentes tipos de contaminantes, sus propiedades, composición y toxicidad, para
finalizar con los principales procesos que se deben de tener en cuenta en la
bioremediación para que sea efectiva, cualquiera que sea el procedimiento a utilizar.
Lección 1. Introducción.
La bioremediación, como su nombre lo indica (bio=vida, remediación=arreglo o
remediación) corresponde a el arreglo del ambiente con seres vivos, mas estrictamente
hablando, se refiere a los procesos de degradación de contaminantes o transformación de
ambientes contaminados con el uso de organismos vivos o sus derivados. Actualmente se
conoce como bioremediación a los procesos que utilizan las habilidades de los organismos
vivos para degradar y/o transformar contaminantes ambientales tanto en ecosistemas
terrestres como acuáticos hasta niveles que no representen peligro al humano o al
ambiente (Garbisu, Amézaga, & Alkorta, 2002).
Para la bioremediación se utiliza el potencial metabólico de los microorganismos
(bacterias, hongos y plantas) para transformar contaminantes en compuestos más
simples, poco o nada contaminantes, con el fin de realizar una mineralización (Compuesto
menos tóxico + CO2 + H2O), una transformación parcial, la humificación de residuos o de
agentes contaminantes y una alteración del estado redox de los metales y por lo tanto se
puede usar para limpiar terrenos o aguas contaminadas (Orosco Verdezoto & Soria Guano,
2008).
La biorremediación se ha centrado en la explotación de la diversidad genética y
versatilidad metabólica que caracteriza principalmente a las bacterias (bioremediación),
así como también a los hongos (micorremediación) y plantas (fitorremediación) para
transformar contaminantes en productos inocuos o, en su defecto, menos tóxicos, que
pueden entonces integrarse en los ciclos biogeoquímicos naturales (Garbisu et al., 2002),
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Procesos de Bioremediación
o para almacenar estos contaminantes en sus tejidos, retenerlos a nivel de suelo en forma
no perjudicial o volatilizarlos (fitoremediación).
Estrictamente hablando, el uso de organismos vivos para el tratamiento de contaminantes
ambientales no siempre se refiere a bioremediación, por ejemplo, un sistema de
tratamiento de efluentes o un sistema de compostaje no son biorremediación, son
tratamientos biológicos o mixtos para evitar la contaminación, en cambio la
biorremediación siempre se utiliza para revertir un daño. Sin embargo el compostaje es
una técnica amplia y con muchas variaciones, si se utiliza como método para revertir un
daño, empleando material extraído de un sitio contaminado en mezcla con material no
contaminado si se puede hablar de un uso para bioremediación, pero como lo veremos
posteriormente, solo es aplicable en casos específicos. Tanto el tratamiento de residuos
como la biorremediación usan microorganismos, pero lo distintivo de la biorremediación
es la aplicación de una tecnología a posteriori, una vez que se ha producido el daño
ecológico.
La naturaleza tiene mecanismos de defensa contra cualquier inclemencia (física, química o
biológica), lo que se conoce como capacidad de resiliencia, pero esta defensa o tolerancia
tiene ciertos límites, los cuales, de ser superados por factores externos producen daños
irreparables al ambiente. En muchas ocasiones los ecosistemas son tan seriamente
alterados, que los mecanismos de recuperación naturales son demasiado lentos y hacen
que el ambiente demore prolongados periodos para recuperarse; lamentablemente y
afortunadamente son muchos los mecanismos de recuperación, los cuales dependen de
las características físicas, químicas y biológicas de cada sitio específico, y en general del
ambiente, haciendo casi imposible hacer predicciones de los tiempos requeridos para su
recuperación total.
Existen muchas referencias de fracasos al intentar aplicar modelos predictivos elaborados
para reactores a procesos de biorremediación de aguas y suelos contaminados. Por
ejemplo, uno de los tratamientos más habituales que se realizan cuando se aborda la
biorremediación de una zona contaminada es la introducción de una cepa o población
microbiana que posea las rutas degradativas necesarias para metabolizar el contaminante
a eliminar (Garbisu et al., 2002), cuando en realidad el mejor mecanismo pudo haber sido
la fitoremediación con especies vegetales específicas o una combinación de tratamientos.
Gran parte de los elementos contaminantes son producidos de forma natural, pero
muchos de estos son de origen sintético o artificial (hidrocarburos alifáticos, aromáticos,
como BTEX, PAHs; hidrocarburos clorados como PCBs, TCE, PCE, pesticidas y herbicidas;
compuestos nitroaromáticos como TNT; metales pesados; compuestos organofosforados,
cianuros y fenoles), en cualquiera de los casos se convierten en contaminantes solo
cuando superan los límites máximos permisibles, principalmente para la salud humana, de
acuerdo a la legislación ambiental de cada país, siendo diferente los niveles permisibles
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Procesos de Bioremediación
para un mismo contaminante en suelos y en aguas, así como entre diferentes países, los
cuales se verán con cada contaminante en este mismo capítulo.
Muchos organismos son capaces de degradar compuestos o sustancias contaminantes
gracias a que su estructura química es similar a la de otras sustancias de las cuales se
alimenta naturalmente como fuente de carbono, este potencial reposa en su dotación
genética, la cual muchas veces es desconocido, de esta manera el organismo adapta su
metabolismo para degradar sustancias nocivas al ambiente. En ambientes severamente
contaminados la ausencia de otras fuentes de nutrientes obliga a los microorganismos
mejor dotados a degradar los contaminantes, pero debido a que no es su alimento
favorito o por encontrarse en muy altas concentraciones, puede repercutir en el
funcionamiento de los microorganismos.
En un ambiente súbitamente contaminado, las concentraciones de la sustancia a degradar
generalmente son muy altas y los organismos deben de pasar por un proceso de
aclimatación o adaptación a las nuevas condiciones para poder sobrevivir e iniciar su
proceso de biodegradación, o esperar largos periodos a que los niveles de contaminación
disminuyan, motivo por el cual el inicio de este proceso de forma natural es demorado y la
descontaminación puede ser un proceso prolongado. Gran parte de los microorganismos
aislados e incluso algas deben pasar por este proceso en condiciones de laboratorio, para
probar sus límites de tolerancia y su capacidad como biodegradadores de cada elemento,
esto se hace mediante aproximaciones a concentraciones crecientes de los diferentes
contaminantes, para posteriormente poder ser utilizados en condiciones de campo. Caso
contrario suele suceder con las plantas superiores, las cuales se pueden adaptar a las
condiciones del entorno en zonas contaminadas y al no incorporar los contaminantes en
su metabolismo, utilizan diferentes mecanismos para aislar o retener los contaminantes
en sus tejidos.
Muchos materiales nunca lograran ser degradados, pero para aquellos que si, existen
diferentes métodos para lograr este objetivo dependiendo de los contaminantes y las
herramientas disponibles. La bioremediación ha venido ocupando un lugar cada vez más
importante al respecto, debido principalmente a los costos implicados, la eficacia de los
procesos y los subproductos del tratamiento. No se pueden descartar las limitantes a los
procesos biológicos y hace falta mucho conocimiento al respecto, pero es una alternativa
poco invasiva y ambientalmente amigable con el entorno.
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Procesos de Bioremediación
Lección 2. Conceptos básicos de bioremediación.
En la primera lección ya abarcamos el concepto de bioremediación y lo diferenciamos de
los tratamientos biológicos o mixtos, en done se hace claridad que la bioremediación se
refiere a la recuperación a posteriori y no constituye un programa preventivo.
Sin embargo aunque no es tema de la bioremediación, se hace necesario aclarar que son
los tratamientos primarios y secundarios, los cuales suelen citarse frecuentemente en los
tratamientos de residuos; y es que cuando se habla de tratamiento de residuos
generalmente se habla de tratamientos de primario a terciario, en donde el tratamiento
primario corresponde a procedimientos mecánicos de separación de los desechos y el
secundario corresponde generalmente a la remoción de materia orgánica por procesos
químicos y/o biológicos. El objetivo principal de los tratamientos primarios es remover
aquellos contaminantes que se pueden sedimentar, como sólidos, arenas, arcillas o
aquellos que pueden flotar como las grasas, mientras el objetivo principal de los
tratamientos secundarios es la reducción de la Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO).
La demanda bioquímica de oxígeno o DBO es un término que sirve para explicar cuanto
material es susceptible de ser consumido o destruido por microorganismos, debido a que
son estos los que consumen bioquímicamente los residuos; generalmente es evalúa en un
periodo de 5 días, por eso la convención más frecuentemente encontrada es DBO5. Existe
un término muy asociado, la Demanda Química de Oxígeno (DQO), la cual es diferente al
DBO y corresponde a la cantidad de materia que es posible ser consumida por métodos
químicos, es decir que incluye a la DBO y por lo tanto es más alta que ésta; incluyendo lo
que pueden degradar los organismos vivos y algún otro material degradable por procesos
no biológicos.
Al realizar bioremediación existen dos grandes grupos de tratamientos, dados por su
nomenclatura en latín y son “ex-situ” e “in-situ” y se refieren al lugar de tratamiento. Insitu se refiere al tratamiento en el sitio donde existe el problema del contaminante, bien
sea una mina y sus alrededores, como los cuerpos de agua, ríos o lagos que sean
afectados, en este proceso el material a tratar no es removido mecánicamente del sitio
donde está depositado, solo por fenómenos naturales; consiste en estimular la actividad
de la población microbiana degradadora nativa del suelo, por adición y manejo de
nutrientes y oxígeno. Mientras ex-situ se refiere a los tratamientos en los cuales el
material a tratar, bien sea agua, suelo, turba, entre otros, es llevado de forma voluntaria al
sitio donde se va a realizar el tratamiento, generalmente es una planta de procesamiento
o un sitio preparado con este fin.
Existen varios modos de biorremediación in-situ: forma aeróbica, forma anóxica o
anaeróbica y cometabólica. La primera se refiere al requerimiento de oxígeno para que se
desarrolle, ha demostrado que es la más eficiente para reducir niveles de contaminantes
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alifáticos (como hexano) e hidrocarburos aromáticos del petróleo (como benceno y
naftaleno) muy frecuentes en gasolinas y gasoil. Los modos anaeróbicos o anóxicos son los
que no requieren oxígeno para ser desarrollados, a cambio se usa otro aceptor de
electrones como los metales, a menudo usados para la remediación de otros compuestos
tales como solventes clorados, pero generalmente son más lentos que los aeróbicos
rompiendo los hidrocarburos del petróleo (Manacorda & Cuadros, 2005).
El proceso denominado “cometabolismo” ó “cooxidación” consiste en la transformación
de aquellos compuestos orgánicos, que no pueden ser utilizados como fuente de carbono
ó energía por los microorganismos, pero pueden ser potencialmente degradados por
enzimas generadas por los mismos, para metabolizar otras sustancias (Pellini, 2006).
El uso del término “cometabolismo” se encuentra en discusión en el ámbito científico, ya
que algunos autores utilizan este término sólo si el cosustrato se encuentra presente
durante la metabolización del compuesto secundario (aquel que no aporta nutrientes y
energía para el crecimiento). Sin embargo, el término cometabolismo, ha sido el más
ampliamente empleado para describir el proceso donde un compuesto es transformado
fortuitamente, sin ser utilizado como sustrato para el crecimiento ó como fuente de
energía. Generalmente, los productos del cometabolismo son metabolitos ó subproductos
parcialmente oxidados ó transformados, que pueden ser utilizados por otros
microorganismos y de esta forma continuar hasta la degradación completa del compuesto
contaminante (Pellini, 2006).
Permeabilidad es un término empleado para referirse a la capacidad del suelo de retener
un determinado líquido sin alterar su estructura interna, siendo una superficie
impermeable aquella que no permite el paso de agua y permeable aquella que si lo
permite. En bioremediación se utiliza con la permeabilidad al agua o a diferentes
materiales tóxicos que se encuentran en forma líquida y es muy importante con respecto
a los cuerpos de agua para consumo.
Se denomina migración a todo desplazamiento de cualquier contaminante que se produce
desde un lugar de origen a otro destino y lleva consigo un cambio de la ubicación. Muy
relacionado está el término lixiviación, el cual conserva el significado ecológico que indica
el desplazamiento hacia los ríos y mares de los contaminantes, generalmente no en forma
superficial sino a través de las capas del suelo.
Algunos términos se siguen utilizando por su nombre en inglés, como:
Landfarming o laboreo del terreno: La técnica consiste en dispersar el contaminante a
biodegradar sobre la capa arable (15-20 cm superficiales) de un terreno destinado a tal fin
(Manacorda & Cuadros, 2005).
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Biosparging: es definida por Wilson (1999) como un método in-situ que combina el efecto
de la ventilación y la adición de nutrientes con la utilización de microorganismos
autóctonos para degradar compuestos orgánicos absorbidos por el suelo en la zona
saturada (Torres Rodríguez, 2003).
Compost o composta: es el producto que se obtiene del apilamiento y descomposición de
materia orgánica de forma controlada. La composta se forma de desechos orgánicos, que
en bioremediación se mezclan con los productos contaminantes para lograr su
descomposición por procesos aeróbicos.
Bioventeo: Consiste en la inyección de aire y oxígeno al suelo para estimular la
biodegradación aeróbica del contaminante. El proceso de bioventeo estimula la actividad
biológica in-situ y promueve la biorremediación (Manacorda & Cuadros, 2005).
Biofiltración: Es un proceso que se basa en la entrada de aire contaminado a birreactores
en los cuales la flora microbiana convierte los contaminantes orgánicos volátiles en
dióxido de carbono, agua y biomasa (Torres Rodríguez, 2003).
Lodo: es una mezcla de agua, microorganismos y nutrientes, con residuos sedimentables
(Riser-Robers, 1996), suele utilizarse en plantas de tratamiento para los procesos finales.
La concentración de microorganismos es una medida de la población de hongos, bacterias
y/o algas, generalmente se expresa en unidades por gramo, mililitro o centímetro cúbico.
Inhibición: es la interrupción de alguna respuesta, en bioremediación suele usarse para el
crecimiento o reproducción de los organismos, bien sean microscópicos o macroscópicos.
Biodegradar: se refiere al proceso de descomponer un compuesto en los elementos
químicos que lo conforman, debido a la acción de agentes biológicos bajo condiciones
ambientales naturales.
Biodisponibilidad: es la disponibilidad de una sustancia a ser degradada por los
organismos vivos, un fenómeno que afecta de forma negativa a la biodisponibilidad de los
contaminantes es el envejecimiento o “ageing” que se define como la pérdida de la
biodegradabilidad de los compuestos a lo largo del tiempo en el suelo (aunque la
población microbiana mantenga intacto su potencial catabólico), el cual es más
importante en suelos con elevado contenido en materia orgánica (Torres Delgado &
Zuluaga Montoya, 2009).
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Lección 3. Características de los suelos: físicas, químicas y biológicas.
El suelo es algo más que la superficie donde sembramos las plantas y donde se construyen
los edificios, el suelo es un sistema dinámico, un sistema vivo con muchos componentes
de tipo físico, químico y biológico, en cuyo interior todos los detalles de su composición
afectan y son afectados por el entorno y en el cual todos los componentes interactúan
para mantener un equilibrio dinámico. A continuación se nombraran secuencialmente y
en negrilla las propiedades físicas, químicas y biológicas más importantes.
La porosidad corresponde a los espacios del suelo llenos de aire y/o agua. Los macroporos
no retienen el agua contra la fuerza de la gravedad, y por lo tanto son los responsables del
drenaje y la aereación del suelo; los microporos son los que retienen agua, parte de la cual
es disponible para las plantas. La porosidad total o espacio poroso del suelo, es la suma de
macroporos y microporos. Las características del espacio poroso, dependen de la textura y
la estructura del suelo (Rucks, García, Kaplán, Ponce De León, & Hill, 2004).
La textura es la proporción de arena, limo y arcilla. Se dice que un suelo tiene una buena
textura cuando la proporción de los elementos que lo constituyen le dan la posibilidad de
ser un soporte capaz de favorecer la fijación del sistema radicular de las plantas y su
nutrición. Cuando en la textura domina la fracción arcilla, en la porosidad total del suelo
hay muchos más micro-poros que cuando domina la fracción arena. Lo anterior se
comprende claramente, si se piensa que entre las microscópicas partículas de arcilla los
espacios son pequeños; en cambio entre las partículas de arena los poros son mayores
(Rucks et al., 2004).
La textura tiene un impacto directo sobre las propiedades físicas, químicas y biológicas del
suelo, ya que la mayoría de los procesos de bioremediación la realizan los
microorganismos y la actividad de estos predomina en las arcillas, y por consiguiente
influye en las tecnologías de remediación (Pellini, 2006).
La estructura del suelo es el arreglo de las partículas del suelo, siendo las partículas, no
solo la arena, limo y arcilla, sino también los agregados o elementos estructurales que se
forman por la agregación de las fracciones granulométricas (Rucks et al., 2004). En la
Figura 1 se muestran algunos tipos de estructura; la estructura granular o migajosa
presenta unidades esféricas o casi esféricas, con bordes y caras más o menos
redondeados. Los contactos entre estas unidades se dan en pocos puntos y queda mucho
espacio entre ellos. Si las unidades mayores son «desarmadas», se ve que están
compuestas por unidades más pequeñas que poseen las mismas características. Se
desprende de lo anterior que las partículas secundarias tienen porosidad interna – cosa
que no ocurre en los granos de arena (Rucks et al., 2004).
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Figura 1: Algunos tipos de estructura de suelo.
A. Prismática, B. Columnar, C. Bloques angulares, D. Bloques subangulares, E. Laminar, F.
Granular (Rucks et al., 2004).
La permeabilidad es 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 (Pellini, 2006).
La temperatura es uno de los factores ambientales más importantes que afecta la
actividad metabólica de los microorganismos y la tasa de biodegradación. Generalmente,
las especies microbianas crecen a intervalos de temperatura entre 20 y 30 ºC, decreciendo
la biodegradación por desnaturalización de las enzimas a temperaturas superiores a 40 ºC
e inhibiéndose a inferiores a 0ºC. Aunque en general la velocidad de degradación aumenta
con la temperatura, alcanzando en el compostaje los 65 oC (Orosco Verdezoto & Soria
Guano, 2008; Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
El carbono es la fuente principal de alimento y se relaciona con casi todas las propiedades
edáficas, generalmente se le conoce como materia orgánica y generalmente es el
contaminante; un artículo muy completo que relaciona el carbono orgánico con las
propiedades del suelo fue publicado por Martínez H, Fuentes E, & Acevedo H. (2008).
Entre los macro-elementos o elementos que deben estar en grandes cantidades para el
desarrollo normal de las plantas y microorganismos están el fósforo y el nitrógeno, el
primero de los cuales se suele fijar a los suelos, mientras el segundo generalmente es
bastante abundante en el suelo. Ambos elementos son importantes por formar parte de
todos los tejidos de microorganismos y plantas. La dosificación de nitrógeno y fósforo se
realiza en función de la concentración del contaminante C:N:P (100:10:1)(Torres Delgado
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& Zuluaga Montoya, 2009). La fuente de fósforo interviene en la formación de
compuestos energéticos (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008).
Otros nutrientes esenciales como el Ca2+, Na+, Fe2+ y SO42- están presentes en cantidades
suficientes en el suelo; mientras que el calcio, magnesio, potasio, titanio, manganeso,
sodio, níquel y azufre se presentan en pequeñas cantidades. Además es importante
destacar que la acción de los nutrientes inorgánicos puede estar limitada debido a la
interacción química con los minerales del suelo (el amonio se puede unir a las arcillas por
intercambio catiónico y el fosfato puede unirse y precipitar con iones calcio, hierro y
aluminio) (Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
El pH es importante para el desarrollo de los organismos degradadores. En consecuencia,
cuanto mayor sea la diversidad de microorganismos existentes, potencialmente mayor
será el rango de tolerancia. No existen unas condiciones preestablecidas que sean óptimas
en todos los casos; en general, el pH óptimo para las bacterias heterótrofas es neutro (pH
6-8), mientras que es más ácido para los hongos (pH 4-5). El pH óptimo establecido para
procesos de biodegradación es neutro (pH 7,4-7,8) (Dible & Bartha, 1979; Orosco
Verdezoto & Soria Guano, 2008). Así mismo el pH también afecta directamente en la
solubilidad del fósforo y en el transporte de metales pesados en el suelo, entre más ácido
el suelo, mas soluble es el fósforo (Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009). El pH
también influye en la disponibilidad de los denominados metales pesados (Figura 2).
Figura 2: Movilidad de iones de acuerdo al pH del suelo.
(http://reformaminera.files.wordpress.com/2008/05/metales-pesados.pdf)
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La humedad es el contenido de agua en el suelo, es importante ya que actúa como medio
de transporte de nutrientes y oxigeno a la célula y es parte del protoplasma microbiano,
un exceso de humedad produce deficiencia de oxígeno, un déficit impide el desarrollo de
los microorganismos (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008). La humedad del suelo
puede limitar de forma severa la biodegradación, fundamentalmente en suelos
superficiales afectados por oscilaciones importantes en el contenido de agua. No obstante
el nivel óptimo de humedad depende de las propiedades de cada suelo y el tipo de
contaminación (Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
Los metales y sales en altas concentraciones intoxican a los microorganismos. En el caso
de los metales se puede aumentar el pH para inmovilizar el metal. Si se tienen suelos muy
contaminados con metales o sales se debería diluir con suelo limpio para reducir la
concentración (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008).
El oxígeno en el suelo no es continuo y está localizado en los poros separados por los
sólidos, este aire tiene generalmente una humedad más alta que la de la atmósfera. El
contenido de anhídrido carbónico (CO) es por lo general más alto y el del oxígeno más
bajo que los hallados en la atmósfera. La mayor parte de los contaminantes son
degradados con mayor extensión y rapidez de forma aeróbica (O2 como aceptor final de
electrones), ya que en ausencia de O2, y en presencia de aceptores de electrones
alternativos (NO3-, SO42-, CO2, Mn4+ y Fe3+) los contaminantes pueden ser degradados,
pero con unas tasas de biodegradación muy inferiores a las aeróbicas (Torres Delgado &
Zuluaga Montoya, 2009).
La diversidad de microorganismos ayuda a que exista un mayor potencial de degradación
de sustancias tóxicas, bien sea por la producción de enzimas o biosurfractantes o por la
presencia de proteínas de superficie (moléculas de adhesión, receptores y/o
transportadores de contaminantes) que puedan facilitar la degradación de los
contaminantes. Suelos con mayor diversidad de organismos es más factible que se pueda
desarrollar el proceso de bioremediación más fácilmente en forma natural. Aunque la
porción de los organismos vivos solamente ocupan un 1% del suelo, son los responsables
en la mayoría de los casos de los procesos de biodegradación en todo el suelo.
Entre los organismos a los que se ha encontrado propiedades de degradación de
contaminantes se encuentran hongos macroscópicos y microscópicos, bacterias, algas,
micobacterias y plantas, y la presencia de uno no impide la presencia de otros, incluso en
ocasiones trabajan de manera sinergística; de tal manera que el trabajo conjunto puede
ser más eficiente que el trabajo de un solo organismo, como suele suceder con plantas y
microorganismos a nivel de raíz, por lo tanto entre más diverso sea un sistema, mayor
posibilidad tiene de degradar diversos contaminantes.
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Finalmente, es importante resaltar las propiedades emergentes del sistema suelo, las
cuales son producto de las interacciones entre todos sus componentes, entre estas
propiedades emergentes se encuentran la capacidad de bioremediación, biosorción o la
capacidad de resiliencia o resistencia ante impactos externos.
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Lección 4. Características del agua: pH, aspectos físicos, químicos y aspectos
microbiológicos.
En 1781 el científico inglés Henry Cavendish (1731 – 1810) descubrió que el elemento
agua no es un elemento simple, sino complejo y susceptible de descomponerse en
oxígeno e hidrógeno. Pocos años más tarde el químico francés Gay-Lussac (1778 – 1850)
confirmó la teoría de Cavendish, al lograr obtener agua a partir de la mezcla de dos
volúmenes de hidrógeno con uno de oxígeno. El hecho vendría a confirmar que el agua es
un compuesto químico, un conjunto de dos moléculas formadas a su vez por
encadenamiento de dos átomos de hidrógeno con uno de oxígeno, de ahí la formula que
se emplea para designarla sea H2O.
Las propiedades del agua pesada (con deuterio) difieren ligeramente de las del agua
ligera, pero ambas poseen un momento eléctrico que se manifiesta en sus propiedades
físicas y eléctricas, es por ellos que el agua es del tipo de líquidos polares. Se adopta para
su representación, un modelo triangular que debido al carácter electronegativo del
oxígeno el ángulo que forman los enlaces H-O-H es de 105o aproximadamente.
La estructura del agua depende de su estado físico, el estado gaseoso (vapor) corresponde
exactamente a la formula H2O y, en especial al modelo angular indicado (Figura 3a). Los
estados condensados (líquido y sólido) son más complicados y esta complicación explica
sus propiedades anormales; en estado sólido, la disposición elemental consiste en una
molécula de agua central y cuatro periféricas, tomando el conjunto la forma de un
tetraedro (Figura 3b).
A.
B.
Figura 3: Molécula de agua.
A. en estado líquido (tomado de http://www.kalipedia.com/ecologia/tema/graficosmolecula-agua.html?x1=20070417klpcnatun_87.Ees&x=20070417klpcnatun_97.Kes), B.
En estado sólido (tomado de http://www.diasporaweb.es/13.html).
En el agua en estado líquido hay una asociación entre varias moléculas por enlaces
especiales llamados enlaces de hidrógeno: cada átomo de hidrógeno de una molécula de
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agua, se une al átomo de oxígeno de la molécula vecina; en el espacio la estructura es
tetraédrica; al respecto hay una animación muy sencilla en la dirección:
(http://www.ucm.es/info/diciex/proyectos/agua/estructura_moleculas.html).
En
el
Cuadro 1 se pueden observar las principales características del agua.
Cuadro 1: Principales características del agua.
Peso molecular (g/mol)
Temperatura crítica (oC)
Punto de ebullición a 1 atmósfera de presión (oC)
Punto de fusión a 1 atmósfera de presión (oC)
Conductividad eléctrica (µSiemens/m) a 20oC en estado “puro”.
Agua con sales (electrolitos) posee mayor CE, a mayor temperatura mayor CE
Densidad a 0oC en estado líquido (g/cm3)
Densidad a 4oC en estado líquido (g/cm3)
Densidad a 100oC en estado líquido (g/cm3)
Densidad de agua de mar (35 g/dm3) a 0oC en estado líquido.
Conforme la temperatura aumenta o disminuye a partir de los 4oC, disminuye la
densidad.
Capacidad calorífica a 15oC (cal/mol oC)
Calor de vaporización (Kcal /mol)
Calor específico (cal/g)
Calor de fusión (Kcal/mol)
Estos valores, relativamente muy elevados, hacen que el agua sea muy buena
termorreguladora.
Viscosidad cinemática a 0oC (m2/s)
Dificultad que ofrece un líquido para que algo se mueva a través de él, si aumenta
la temperatura, entonces disminuye la viscosidad, si existe concentración de sales,
entonces aumenta. Con un pequeño aumento de presión y baja temperatura,
disminuye la viscosidad (comportamiento anómalo).
Turbidez (mg /L SiO2, m de disco Secchi, JTU, UNF)
Dificultad en la transmisión de la luz, producida por partículas coloidales y en
suspensión. La transparencia depende de la longitud de onda de la luz que la
atraviesa, rayos UV pasan fácilmente, rayos IF penetran poco, el agua absorbe
bastante el anaranjado y el rojo, de allí la coloración verde-azul.
18.16
374.1
100
0
4.2 * 10-6
0.99987
1.0000
0.95838
1.0281
18.0
9.719
0.999
1.435
1.792
La gran estabilidad del agua en la naturaleza, sumado a sus propiedades eléctricas y a su
constitución molecular, le confieren el poder de disolver variados compuestos minerales,
productos orgánicos, de mezclarse con líquidos miscibles o inmiscibles, así también el de
disolver un buen número de gases. La disolución de sólidos (sales) esta favorecida por las
reacciones ácido-base, las reacciones de oxidación-reducción, la hidratación y la hidrólisis.
La velocidad de disolución depende de factores, tales como la concentración real en el
agua, la superficie de contacto que aumenta al triturar y al mezclar, la agitación, el tiempo
y la temperatura puesto que a mayor temperatura, mayor velocidad de disolución.
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Procesos de Bioremediación
Los límites permisibles para muchos elementos tóxicos o no, disueltos en el agua
dependen del uso que se le piense dar al agua y del elemento en cuestión, como se puede
observar en el Cuadro 2.
Cuadro 2: Límites permisibles para metales pesados, cianuros y contaminantes en agua de
acuerdo a la Universidad Autónoma de México (UAM, 2000).
Entre los elementos importantes para el crecimiento algal, en particular Chlorella vulgaris
(alga bioremediadora), se encuentra el contenido de P y N, así como su relación
estequiométrica, los cuales determinan su tasa de crecimiento, siendo ambos elementos
limitantes del crecimiento y no se pueden considerar por separado (Aguirre Ramírez,
Palacio Baena, Correa Ochoa, & Hernández Atilano, 2007).
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Procesos de Bioremediación
Lección 5. Ventajas y desventajas de la bioremediación.
Se pueden hacer varios comparativos respecto a las ventajas y desventajas de la
bioremediación. Por ejemplo se puede comparar la bioremediación con respecto a los
métodos mecánicos de remediación, también entre la fitoremediación y los otros
métodos de bioremediación; cualquiera que sea la comparación son más las ventajas que
las desventajas tanto económicas como ambientales.
Comenzaremos con el punto de vista más general, comparando la bioeremediación con
los métodos clásicos de remediación. A continuación en el Cuadro 3 se presenta un
compendio de las ventajas y desventajas de la bioremediación a partir de varios autores
como (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008; Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009;
Villaseñor Roa, 2011).
Cuadro 3: Ventajas y desventajas de la bioremediación.
Ventajas
Generalmente solo origina cambios físicos
menores sobre el medio.
Permite la revegetalización natural.
Puede ser útil para retirar algunos de los
compuestos tóxicos del petróleo.
Ofrece una solución más simple y completa que
las tecnologías físicas o químicas, como la
incineración utilizada para remover sustancias
tóxicas del suelo.
Es menos costosa que otras tecnologías.
Puede aplicarse in-situ o ex – situ.
Es más efectiva que otros métodos, pudiendo
lograr la detoxificación completa.
Como subproducto se obtiene un suelo útil
para la agricultura.
Apenas se generan residuos y los que se
generan en su mayoría no son tóxicos.
Es un proceso natural, aceptado por la opinión
pública y normativas medioambientales.
Mientras que los tratamientos físicos y buena
parte de los químicos están basados en
transferir la contaminación entre medios
Desventajas
Para muchos tipos de vertidos su efectividad no
ha sido determinada.
De muy difícil aplicación en el mar.
El tiempo necesario para la actuación es largo.
Su implementación es específica para cada
lugar contaminado; requiriendo de diversos
factores del sitio como la presencia de
microorganismos activos y condiciones de
crecimiento adecuadas.
El seguimiento y control de la velocidad y/o
extensión del proceso son dispendiosos.
Dificultad para predecir el funcionamiento de
este tratamiento.
El nivel de contaminantes no debe ser tóxico
para los microorganismos; en el caso de
hidrocarburos debe ser <30%.
Es aplicable casi solo a compuestos
biodegradables.
Es difícil predecir el tiempo de requerido para
un proceso adecuado.
Es difícil de extrapolar condiciones del
laboratorio o planta piloto al sitio final a
remediar.
La biodegradación incompleta puede generar
intermediarios metabólicos inaceptables, con
un poder contaminante similar o incluso
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Procesos de Bioremediación
gaseoso, líquido y sólido, en la biorremediación
se transfiere poca contaminación de un medio
a otro; lo que ocasiona es su degradación final.
Cuando se utiliza correctamente no produce
efectos adversos significativos.
superior al producto de partida y algunos
compuestos contaminantes son tan resistentes
que pueden incluso inhibir la biorremediación.
Requiere investigación multidisciplinaria para
determinar y optimizar las condiciones de
biorremediación.
No requiere de equipamiento especializado Su
optimización
requiere
información
para su aplicación, es poco invasiva y sustancial acerca del lugar contaminado y las
generalmente no requiere componentes características del vertido.
estructurales o mecánicos que signifiquen una
amenaza para el medio.
Conociendo las ventajas y desventajas de la bioremediación en comparación con los
tratamientos mecánicos, físicos y químicos, se puede observar mejor las ventajas y
desventajas solamente de la fitorremediación en comparación con otros métodos de
remediación (Agudelo Betancur, Macias Mazo, & Suárez Mendoza, 2005)(Cuadro 4).
Cuadro 4: Ventajas y desventajas de la fitoremediación con respecto a otros métodos de
remediación.
Ventajas
La fitorremediación utiliza las capacidades
existentes de las plantas y de los sistemas que
apoyan para limpiar los suelos, siendo más
rentable
que
los
métodos
usados
tradicionalmente para la recuperación de
suelos contaminados.
La fitorremediación implica menos trabajo y no
perturba los alrededores naturales del sitio de
la contaminación.
Los metales absorbidos por las plantas, pueden
ser extraídos de la biomasa cosechada y
después ser reciclados.
Puede reducir la entrada de contaminantes en
el ambiente, porque los contaminantes quedan
atrapados en las plantas.
Se puede utilizar para limpiar una gran
variedad de contaminantes, por su capacidad
de absorción de estos en sus raíces.
Es una buena manera de hacer uso de los
recursos naturalmente existentes.
Desventajas
La fitorremediación trabaja lo mejor posible
cuando los contaminantes están al alcance de
las raíces de las plantas, típicamente de tres a
seis pies de profundidad para las herbáceas y
10 a 15 pies para los árboles.
El metal pesado ó el contaminante emplea el
ciclo natural de plantas y por lo tanto toma
tiempo.
Algunas plantas absorben muchos metales
venenosos, lo que implica un riesgo potencial a
la cadena alimenticia
Finalmente se hace un comparativo entre los métodos de bioremediación ex-situ, en
varios aspectos de utilidad y costos (Cuadro 5):
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Procesos de Bioremediación
Cuadro 5: Comparativo de las técnicas ex-situ de bioremediación (Villaseñor Roa, 2011).
Técnica
Biopilas
Bioreactores
Compostaje
Landfarming
Descripción
Se utilizan cuando la sustancia contaminante es demasiado volátil como para ser
tratada por landfarming, ya que las emisiones gaseosas serían demasiado altas o
también se usa cuando se requiere acelerar el proceso de bioremediación. El
tratamiento se aplica para la eliminación de Carbono Orgánico Volatil (COV), de no
halogenados e hidrocarburos. Los COV halogenados, los compuestos semivolátiles y los pesticidas también pueden ser tratados mediante esta tecnología,
pero la eficiencia del proceso puede disminuir y puede ser solo aplicable a ciertos
compuestos dentro de estos grupos.
Cuesta entre 160 y 210 dólares el m3 de suelo.
Se aplica a explosivos, PAHs y plaguicidas.
Se requieren bioreactores secuenciales aeróbicos/anaeróbicos, los cuales mejoran
la remediación de PCBs y de algunos explosivos.
Cuesta entre 160 y 210 dólares el m3 de suelo.
Se aplica a explosivos y PAHs.
Se debe mantener las condiciones de aireación, humedad y temperatura.
Para la aireación se utiliza la mezcla mecánica de montones, mezcla estática e
inyección y bombeo en pilas.
Se debe controlar la emisión de VOCs.
Los costos van entre 150 y 220 dólares por m3 de suelo.
Se aplica a hidrocarburos del petróleo no VOCs, combustibles, PCP y algunos
plaguicidas.
Degrada, transforma e inmoviliza contaminantes.
Se deben recoger y tratar las escorrentías y los lixiviados.
Cuesta 150 dólares el m3 de suelo.
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CAPÍTULO 2. CONTAMINANTES.
Contaminante es un concepto muy amplio y se considera como tal cualquier agente que
tiende a modificar el equilibrio natural del medio ambiente y además puede incidir sobre
la biosfera. Es importante conocer que se conoce como xenobiótico a toda sustancia
extraña o ajena a las que proceden del metabolismo de los seres vivos, por lo tanto,
contaminantes de naturaleza química y que suelen producir efectos tóxicos, o al menos
alteraciones en el normal funcionamiento de las células vivas.
Entre los contaminantes más abundantes en el medio y perjudiciales para los sistemas
biológicos se pueden destacar los metales pesados y algunas sustancias orgánicas:
plaguicidas, hidrocarburos halogenados y no halogenados, PCBs, DBF y DBD, residuos
químicos tóxicos, junto con las radiaciones nucleares, etc. Su riesgo radica en su
persistencia y consecuente acumulación, en la formación de asociaciones químicas
complejas, en su capacidad de reacción y a veces, como consecuencia, su toxicidad
creciente.
Un tóxico es cualquier sustancia que causa efectos adversos a los organismos vivos y
ejerce ese efecto con una relación dosis-respuesta. De acuerdo a la dosis, la toxicidad
puede ser aguda cuando causa mortalidad en el 50% de la población de estudio (DL50) o
crónica o de efecto lento (tumores, úlceras, irritaciones, etc.); además está sometida a una
fuerte influencia de factores externos (dieta, medio ambiente, forma de administración,
etc) e internos (edad, sexo, condiciones fisiológicas, genéticas, etc).
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Lección 6. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Hidrocarburos
(alifáticos aromáticos=BTEX, PAHs).
Los hidrocarburos alifáticos poliaromáticos (PAHs) se encuentran en todas partes, siendo
producidos de forma natural y principalmente antrópicamente. Las principales fuentes son
los incendios de bosques (Blumer & Youngblood, 1975), erupciones volcánicas (Ilnitsky,
Mischenko, & Shabad, 1977) y la degradación de los materiales biológicos (White & Lee,
1980). Las principales fuentes antropogénicas son la quema de carbón, producción de
petróleo, automóviles, incineradores comerciales y calefactores en base a madera (Lesage
& Jackson, 1992) y asfalto (Lacasaña Navarro, González Alzaga, Rodriguez Barranco, &
Daponte Codina, 2008; Quinn, 2012).
Además de estas fuentes contaminantes, el humo del tabaco es considerado como la
principal fuente de contaminación por PAHs y benceno en ambientes interiores, pudiendo
incrementar considerablemente su exposición con respecto a ambientes libres de humo
(Adgate, Chuch, & Ryan, 2004; Lacasaña Navarro et al., 2008; Quinn, 2012).
Los Hidrocarburos Aromáticos Polinucleares o Policiclicos son conocidos mas comúnmente
como PAHs por su sigla en inglés, son subproductos orgánicos del procesamiento del
petróleo o de su combustión incompleta. Muchos son carcinógenos a bajas
concentraciones. Aunque son relativamente insolubles en agua, su carácter peligroso para
la vida acuática y el humano los hace merecedores de evaluarse en aguas potables y de
desecho (Eaton, Clesceri, Rice, & Greenberg, 2005; Van Metre, Mahler, Scoggins, &
Hamilton, 2006). Son sustancias orgánicas neutras, no polares con dos o más anillos de
benceno en varias configuraciones. Estados Unidos ha incluido 16 PAHs en la lista de
poluyentes de alta prioridad a ser monitoreados en aguas y residuos (NRC, 1997), y
aunque existen cientos de ellos, los dos más comunes son el benzo(a)pireno y el naftaleno
(Quinn, 2012), los más peligrosos aparecen listados en la Figura 4.
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Figura 4: Estructuras, fórmulas químicas y pesos moleculares de 16 poluyentes PAHs de
acuerdo a la EPA (NRC, 1997).
Los hidrocarburos pueden llegar a ser un gran contaminante, sin embargo existen límites
permisibles, los cuales son establecidos de acuerdo a criterios en cada país, como se
muestra en el Cuadro 6.
Cuadro 6: Límites máximos permisibles para hidrocarburos específicos en suelos según la
norma oficial mexicana NOM -138-SEMARNAT/SS-2003 (SEMARNAT, 2005).
En Ecuador, los límites permisibles para la identificación y remediación de suelos
contaminados en la industria de hidrocarburos son diferentes, se evalúa los hidrocarburos
totales (mg/kg), los cuales deben ser: para uso agrícola (<2500), para uso industrial
(<4000) y para ecosistemas sostenibles (<1000) (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008).
Pueden continuar en el aire, agua y suelo por meses o años y entre los síntomas a corto
plazo se incluye la irritación ocular, nauseas, vómito, diarrea y confusión y aunque no son
claros los efectos a largo plazo, estos pueden incluir, cataratas, enfermedades renales y
del hígado, rompimiento de los glóbulos rojos e incluso en animales de laboratorio ha
inducido cáncer (Quinn, 2012).
En el trabajo de (Botello, Villanueva, Diaz, & Pica, 1995) realizado en un puerto de OaxacaMéxico, se encontró que las cantidades de PAHs se incrementaron en varios órdenes de
magnitud, lo que indico un importante proceso de bioacumulación de estos compuestos, y
sobre todo de aquellos conformados por 4 o 5 anillos bencénicos, los cuales se consideran
como carcinógenos ambientales, con sus consecuentes efectos e impactos en las
pesquerías (efectos deletéreos de tipo sub-letal en camarones – reducción en la tasa de
crecimiento, en la viabilidad de los gametos e irregularidades en el desarrollo larvario).
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BTEX es una abreviación usada para cuatro compuestos aromáticos volátiles encontrados
en los productos del petróleo: Benceno, Tolueno, Xileno y Etilbenceno (Figura 5), los
cuales son encontrados juntos en suelos contaminados (Communities, 2012).
Figura 5: Benceno, Tolueno, Etilbenceno y Xileno.
El benceno es usado en la producción de materiales sintéticos y productos para el
consumidor, tales como caucho sintético, plásticos, nailon, insecticidas y pinturas. El
tolueno es usado como un solvente para pinturas, cubiertas, gomas, aceites y resinas. El
etilbenceno puede estar presente en productos para el consumidor como pinturas, tintas,
plásticos y pesticidas. Los xilenos son usados como solventes para impresión, cauchos e
industrias de impresión (Communities, 2012).
Los límites permisibles para el BTEX son de 0.005, 1.0, 0.7 y 10 mg/L respectivamente. En
México los límites máximos permisibles para BTEX en agua potable son 0.05, 0.3, 0.7 y 0.5
mg/L respectivamente (Acuña Askar et al., 2008). La exposición a BTEX en población
general se produce fundamentalmente por inhalación o por contacto, más que por otras
vías como la ingestión a través de alimentos o bebidas contaminadas.
Por su carácter cancerígeno, el benceno ha sido catalogado como Categoria A por la
Internacional Agency for Research on Cancer (Lacasaña Navarro et al., 2008). Es un
contaminante ambiental ubicuo (Wallace, 1989) y se han constatado efectos graves en la
salud de los trabajadores expuestos al mismo. Con relación a estos efectos, la exposición
al benceno puede producir leucemia aguda no linfocitica y una variedad de otros
desordenes hematologicos. El nivel de riesgo establecido por la Organización Mundial de
la Salud está entre 3,8 y 7,5 casos de leucemia mieloide por cada millón de personas
expuestas durante toda su vida a 1 Bg/m3 de benceno (Lacasaña Navarro et al., 2008).
Además de los efectos cancerígenos del benceno también se han descrito otros daños en
la salud asociados con la exposición a altas dosis de estos Compuestos Orgánicos Volátiles
(COVs), tales como efectos respiratorios (asma), hematologicos (anemia, trombocitopenia,
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leucopenia, pancitopenia, anemia aplástica), inmunológicos, neurológicos y reproductivos
y de desarrollo (ATSDR., 2007; Lacasaña Navarro et al., 2008).
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Lección 7. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Hidrocarburos clorados
(PCBs, TCE, PCE, insecticidas, herbicidas).
Un compuesto organoclorado, hidrocarburo clorado, clorocarbono o compuesto orgánico
clorado es un compuesto químico orgánico, es decir, compuesto por un esqueleto de
átomos de carbono, en el cual, algunos de los átomos de hidrógeno unidos al carbono,
han sido reemplazados por átomos de cloro, unidos por enlaces covalentes al carbono.
Su amplia variedad estructural y las propiedades químicas divergentes conducen a una
amplia gama de aplicaciones. Muchos derivados clorados son controvertidos debido a los
efectos de estos compuestos en el medio ambiente y la salud humana y animal, siendo en
general dañinos para los seres vivos, pudiendo llegar a ser cancerigenos. Muchos de ellos
se emplean por su acción insecticida o pesticida.
Muchos compuestos organoclorados han sido aislados de fuentes naturales que van desde
las bacterias hasta los seres humanos. Los compuestos orgánicos clorados se encuentran
en casi todas las clases de biomoléculas, incluyendo alcaloides, terpenos, aminoácidos,
flavonoidess, esteroidess, y ácidos grasos. Los organoclorados, incluyendo las dioxinas, se
producen en ambientes de alta temperatura como los incendios forestales. Las dioxinas se
han encontrado en cenizas conservadas de incendios provocados por rayos anteriores a la
producción de dioxinas sintéticas. Además, muchos hidrocarburos clorados simples como
el diclorometano, cloroformo, y tetracloruro de carbono se han aislado a partir de algas
marinas. La mayor parte del clorometano presente en el medio ambiente es producido
naturalmente por descomposición de restos biológicos, incendios forestales y volcanes.
En la legislación para la provincia de Buenos Aires (Argentina) hay un extenso listado de
contaminantes de diferentes orígenes incluidos productos de desinfección, componentes
orgánicos (como hidrocarburos clorados) e inorgánicos con sus límites tolerables, a los
cuales puede acceder mediante la siguiente liga (ITAM, 2009).
Los PCBs o Bifenilos policlorados son compuestos volátiles solubles en tejido graso, usados
habitualmente como disolventes, aislantes o refrigerantes. Son hasta 200 sustancias
diferentes, con distinto grado de cloración y de sustitución (Figura 6).
Figura 6: Estructura de los PCBs. Dos anillos fenilos rodeados por cloro.
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C=Carbono, Cl=Cloro. El número de átomos de Cl varía de 1 a 10 (Arbeli, 2009).
La familia incluye cerca de 200 compuestos con estructura de bifenilo y que están clorados
en un grado variable. Generalmente en los PCBs comercializados se encuentran alrededor
de 50 o más de estos congéneres. La situación de los Cl sustituyentes permiten o impiden
la rotación de los anillos.
Presentan estabilidad inercial química (muy lenta degradación físico-química y biológica),
no son volátiles, resisten oxidación ácida y básica, son difícilmente hidrolizables,
hidrófóbicos, lipofílicos, presentan una baja evaporación. Son resistentes al calor (estables
hasta los 200oC), son difícilmente combustibles, buenos conductores de calor, son buenos
aislantes eléctricos (alta constante dieléctrica). Adicionalmente son absorbidos por los
suelos, sedimentos y acuíferos, pudiendo formar complejo con los suelos, produciendo
bioacumulación y biomagnificación.
Se absorben por los pulmones y sobre todo por vía cutánea, los compuestos menos
clorados desaparecen antes, son más degradables, también son más tóxicos. Los mas
clorados son más persistentes y bioacumulables en el tejido adiposo y tienen también
menor poder tóxico. En los humanos atraviesan la barrera hematoencefálica y la placenta;
retrasan el crecimiento y aceleran el metabolismo de drogas. Los compuestos altamente
clorados producen modificaciones en hígado, alteran los ciclos reproductivos e inducen
malformaciones.
La degradación de PCB ha sido estudiada ampliamente. Sin embargo, su aplicación en
campo es aún muy limitada. En general, es recomendable usar un esquema constituido
por un proceso de degradación anaeróbica, seguido por uno de degradación aeróbica,
complementado todo esto con la totalidad de la comunidad microbiana que es esencial
para degradar un amplio rango de congéneres, además de un gran número de productos
de degradación. La complejidad de la remediación de sitios contaminados con PCB
requiere de conocimientos detallados y, por tanto, es necesario seguir investigando y
mejorando la biodisponibilidad de PCB, la deshalogenación reductiva y el proceso de
degradación aeróbica para superar las barreras relacionadas con la biorremediación de
sitios contaminados con PCB (Arbeli, 2009). Los PCB han sido reemplazados por los éteres
de difenilo polibromados (PBDE), que poseen una toxicidad y problemas de
bioacumulación similares. Su bioremediación se desarrolla con microorganismos como
Phanerochaete, Acinetobacter y Alcalígenes.
El DDT y DDE (Dicloro-difenil-etano) se encuentran entre los insecticidas clorados, son
demasiado persistentes y tienden a acumularse en diferentes cadenas alimentarias (Figura
7). Debe distinguirse el efecto agudo de la exposición crónica a bajas dosis en animales y
humanos; si bien es frecuente encontrar casos de alergias en áreas urbanas limítrofes con
campos fumigados, siendo el problema que se pueden absorber de forma cutánea por
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piel, mucosa o tracto digestivo y pasar de allí al hígado, siendo metabolizados y pasando a
formar parte de las células grasas; en algunas especies de aves causa problemas
reproductivos (como adelgazamiento de la cáscara de huevo). Los insecticidas clorados
desarrollados orgánicamente son de una estructura molecular similar a la de los
hidrocarburos clorados, aunque se diferencian de estos últimos en que son estimulantes
del sistema nervioso central. No hay que olvidar que algunos de estos insecticidas
clorados se acumulan en la vida silvestre y de ahí pueden pasar al ser humano.
Figura 7: Estructura química del DDT y DDE.
La mayoría de los hidrocarburos clorados de bajo peso molecular como el cloroformo,
diclorometano (DCM), dicloroeteno (DCE) y tricloroetano (TCE) son disolventes útiles.
Estos disolventes tienden a ser relativamente no polares, por lo que son inmiscibles con el
agua y eficaces en aplicaciones de limpieza, tales como desengrasado y limpieza en seco.
La exposición a altos niveles de clorometano puede causar problemas serios al sistema
nervioso, incluso convulsiones y coma. También puede afectar al hígado, los riñones y el
corazón. Esta sustancia se ha encontrado en por lo menos 172 de los 1,467 sitios de la
Lista de Prioridades Nacionales identificados por la Agencia de Protección Ambiental (EPA)
(A. ATSDR, 2008).
Algunos de los síntomas por exposición a clorometanos incluyen dificultad para mantener
el equilibrio, visión doble o borrosa, mareo, fatiga, cambios de personalidad, confusión,
temblores, movimientos incoordinados, náusea o vómitos. Estos síntomas pueden durar
meses o años. En condiciones de laboratorio los ratones machos que respiraron aire que
contenía clorometano (1000000 ppb) durante 2 años desarrollaron tumores en los
riñones, sin embargo los ratones hembras y ratas de ambos sexos no desarrollaron
tumores. No se sabe si el clorometano puede producir esterilidad, abortos, defectos de
nacimiento o cáncer en seres humanos. La EPA considera al clorometano como
posiblemente carcinogénico en seres humanos (Grupo C) en base a evidencia limitada de
carcinogenicidad en animales (A. ATSDR, 2008).
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Lección 8. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de Compuestos
nitroaromáticos (TNT y otros).
Según Cazar & Lombeida (2011), los nitro-derivados (o nitrocompuestos o compuestos
nitro) son compuestos que tienen el grupo nitro (–NO2) en su componente estructural,
éste se encuentra presente en numerosos compuestos orgánicos. Son a menudo
altamente explosivos, impurezas o una manipulación inapropiada pueden fácilmente
desencadenar una descomposición exotérmica violenta. Los nitro-derivados en general se
caracterizan por:
 Poseer momentos dipolares elevados (altamente insoluble en agua): contienen un
átomo de nitrógeno cargado positivamente y dos átomos de oxígeno cargados
negativamente, la gran electronegatividad de los oxígenos hace que la mayor
densidad electrónica se sitúe sobre los dos átomos de oxígeno.
 Tienen puntos de ebullición anormalmente altos comparados con los valores de
compuestos de peso molecular similar.
 Son líquidos o sólidos a la temperatura ambiente.
 En su mayoría son solubles en solventes orgánicos.
Los nitro-derivados se pueden organizar en dos grupos: los compuestos nitroaromáticos
(nitrocompuestos aromáticos) y los nitroalifáticos (nitrocompuestos alifáticos), tienen
pocos usos directos que no sean en la fabricación de explosivos o como disolventes (Cazar
& Lombeida, 2011; Gomez Cruz, 2009).
Los compuestos nitroaromáticos se emplean en la industria química para la fabricación de
productos de consumo. Entre ellos se encuentran las espumas flexibles de poliuretano,
fabricados a partir de 2,4– y 2,6–dinitrotoluenos (DNT) que se usan en la industria de
colchones, ropa de cama, muebles, tintes y en bolsas de aire de automóviles; plaguicidas
como el paratión (dietil–p– nitrofenilmonotiofosfato) y el dinoseb (2–sec–butil–4,6–
dinitrofenol); explosivos convencionales como el TNT (2,4,6–trinitrotolueno) y el ácido
pícrico (2,4,6–trinitrofenol), que se han empleado como cargas explosivas en proyectiles
navales o altos explosivos sintéticos como la Goma–2; y los mono y dinitrofenoles, que se
encuentran como subproductos de la síntesis de plásticos, barnices, colorantes,
disolventes y fármacos (Luckenbach & Epel, 2005; Pérez–Reinado, 2005; M. D. D. Roldán,
Pérez–Reinado, Castillo, & Moreno–Vivián, 2008). También se han utilizado como
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propulsores de cohetes, aditivos de gasolina – aceites lubricantes (Chamberlain, 1976;
Gomez Cruz, 2009).
Algunos compuestos nitroaromáticos como los nitrofuranos son utilizados como agentes
antimicrobianos (nitrofurazona, furazolidona y nitrofurantoína). Es intermediario para
producir aminas, son básicos para la producción de los fármacos como el acetaminofén.
Uno de los nitroaromáticos naturales es el antibiótico cloramfenicol (Cazar & Lombeida,
2011; Chamberlain, 1976; Gomez Cruz, 2009)(Figura 8).
Figura 8: Algunos compuestos nitroaromáticos naturales y sintéticos (xenobióticos)
constituidos por un anillo bencénico como principal componente estructural.
Muchos compuestos con grupo(s) nitro son tóxicos y/o mutagénicos, según revelan
estudios en varios organismos, incluyendo bacterias, algas, plantas, invertebrados y
mamíferos (Rieger & Knackmuss, 1995; Robidoux, Hawari, Thiboutot, Ampleman, &
Sunahara, 1999; Schäfer & Achazi, 1999) por consiguiente, varios compuestos
nitroaromáticos están incluidos como agentes contaminantes prioritarios, según la
Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (Gomez Cruz, 2009)
Los derivados aromáticos de la hidroxilamina pueden reaccionar con las biomoléculas,
incluyendo el DNA, causando efectos tóxicos y mutagénicos. También, se ha propuesto
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que los efectos genotóxicos están asociados a los derivados de la hidroxilamina (Gomez
Cruz, 2009; Mastandrea et al., 2005). En mamíferos, los compuestos nitroaromáticos se
transforman en metabolitos que son transformados por la microflora intestinal. La
microflora intestinal a través de enzimas llamadas nitrorreductasas tienen un papel clave
en el metabolismo de los productos nitroaromáticos exógenos a los cuales se expone el
hospedador.
Las nitrorreductasas pueden reducir la mutagenicidad generando
compuestos inocuos (Aiub, Mazzei, Pinto, & Felzenszwalb, 2006; Gomez Cruz, 2009;
Mittal, Brar, & Soni, 2008).
En el caso de los dinitropirenos, los efectos tóxicos se pueden producir como resultado de
la reacción de arilaminas con otras moléculas, como la oxihemoglobina (proteína de la
sangre que ayuda al transporte de oxígeno). Ambas, tanto la arilamina como la
oxihemoglobina, se oxidan en presencia del oxígeno, formando un ciclo redox para
producir ferrihemoglobina e hidroxilamina, que puede reaccionar otra vez con la
oxihemoglobina (H. Singh, Purnell, & Smith, 2007; Umbreit, 2007), causando su
inactivación debido a la formación de puentes sulfonamidas (Gomez Cruz, 2009; L. Liu,
Wagner, & Hanna, 2008).
También se ha descrito la genotoxicidad y la carcinogenicidad potencial del TNT en seres
humanos expuestos a este explosivo y se ha encontrado la formación de uniones de
hemoglobina con amino– derivados del TNT (Jones, Liu, Sepai, Yan, & Sabbioni, 2005). El
ataque del TNT a las proteínas puede causar efectos citotóxicos en el hígado (Y. Y. Liu, Lu,
Stearns, & Chiu, 1992). Además, algunos compuestos nitroaromáticos actúan como
desacoplantes de la fosforilación oxidativa, inhibiendo la síntesis de moléculas energéticas
como ATP, como ocurre en el caso del 2,4–dinitrofenol y del ácido pícrico (Gomez Cruz,
2009; Hanstein & Hatefi, 1974).
Se ha demostrado la transformación microbiana de los compuestos nitroaromáticos
(Boopathy & Manning, 1996; Spain, Wyss, & Gibson, 1979). Aunque existen algunas
bacterias que mineralizan ciertos compuestos nitroaromáticos (Blasco et al., 1999;
Nishino, Spain, & He, 2000), como Desulfovibrio y Clostridium, en general las
características recalcitrantes y tóxicas de estas sustancias plantean una amenaza para el
ambiente y para la salud (Gomez Cruz, 2009; M. D. D. Roldán et al., 2008).
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Lección 9. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de metales pesados.
Se definen como “metales pesados” aquellos elementos químicos que presentan una
densidad igual o superior a 5 g/cm3 cuando están en forma elemental, o cuyo número
atómico es superior a 20 (excluyendo a los metales alcalinos y alcalinotérreos) (Vardanyan
& Ingole, 2006). Su presencia en la corteza terrestre es inferior al 0.1% y casi siempre
menor del 0.01%. Se pretende indicar con este término aquellos metales que, siendo
elementos pesados, son “tóxicos” para la célula. Sin embargo en realidad cualquier
elemento que a priori es beneficioso para la célula, en concentraciones excesivas puede
llegar a ser tóxico (Navarro-Aviño, Aguilar Alonso, & López-Moya, 2007).
Junto a ellos hay otros elementos que, aunque son metales ligeros o no metales, se suelen
englobar con ellos por orígenes y comportamientos asociados; es este el caso de Arsénico
(As), Boro (B), Bario (Ba) y Selenio (Se). Los metales pesados se clasifican en dos grupos: 1)
Oligoelementos o micronutrientes: Necesarios en pequeñas cantidades para los
organismos, pero tóxicos una vez pasado cierto umbral; incluyen As, B, Co, Cr, Cu, Mo,
Mn, Ni, Se y Zn. 2) Sin función biológica conocida: Son altamente tóxicos, e incluyen Ba,
Cd, Hg, Pb, Sb y Bi (Navarro-Aviño et al., 2007).
Los elementos pertenecientes a estos dos grupos también varían según los diferentes
autores. Además, cuando se habla de metales pesados tampoco se especifica el estado del
elemento, es decir, si se trata del elemento puro, o de algunos o la totalidad de sus
diversos estados de oxidación (compuestos), que no presentan las mismas propiedades
físicas, químicas, tóxicas ni ecotóxicas. Este aspecto complica todavía más su clasificación.
Por ejemplo, algunos compuestos de cromo hexavalente (Cr+6) son citados como
carcinógenos humanos, pero prácticamente no se encuentra información sobre cánceres
ocasionados por exposición a ese metal puro (Navarro-Aviño et al., 2007).
La toxicidad está causada frecuentemente por la imposibilidad del organismo afectado
para mantener los niveles necesarios de excreción. Estos elementos muestran una elevada
tendencia a bioacumularse y a biomagnificarse a través de su paso por los distintos
eslabones de las cadenas tróficas, debido a que los niveles de incorporación sufren un
fuerte incremento a lo largo de sus sucesivos eslabones, siendo en los superiores donde se
hallan los mayores niveles de contaminantes. A este proceso se le denomina
biomagnificación; es decir, muchas toxinas que están diluidas en un medio, pueden
alcanzar concentraciones dañinas dentro de las células, especialmente a través de la
cadena trófica (Delgadillo-López, González-Ramírez, Priego-García, Villagómez-Ibarra, &
Acevedo-Sandoval, 2011; Navarro-Aviño et al., 2007). En concentraciones elevadas,
ocasionan graves problemas en el desarrollo, crecimiento y reproducción de los seres
vivos (Delgadillo-López et al., 2011; Roy et al., 2005)
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La causa primaria del elevado nivel de toxicidad a nivel químico es que los metales
pesados poseen una gran capacidad para unirse con moléculas orgánicas. En efecto, estos
efectos tóxicos en sistemas biológicos dependen de reacciones con ligandos que son
esenciales para su asimilación, y estos ligandos están, a su vez, presentes en gran
abundancia en la célula, ya sea formando parte de moléculas de mayores dimensiones, ya
sea como moléculas aisladas. En este sentido, cabe destacar la gran afinidad que
muestran los metales pesados, como principales ligandos, por grupos sulfidrilo, radicales
amino, fosfato, carboxilo e hidroxilo. El resultado de estas uniones ligando-metal puede
ser muy perjudicial para la célula, destacándose por: (1) la acción genérica sobre proteínas
por inhibición de la actividad o por rompimiento en la estructura de las mismas, (2) el
desplazamiento de elementos esenciales de su metabolismo normal, produciendo
deficiencias, y (3) la catálisis de reacciones de generación de moléculas ROS (Reactive
Oxigen Species) o radicales libres que provocan fenómenos de estrés oxidativo (NavarroAviño et al., 2007) y que en la actualidad se suelen asociar a diferentes tipos de cáncer.
Los valores límites o de tolerancia definida son en su mayoría adoptados de la
reglamentación de otros países ya que faltan estudios específicos para cada metal, de tal
manera que son muy variables y dependen del uso del suelo o del agua; así, son muy
diferentes los niveles permisibles para consumo humano que para uso agrícola, industrial
o de ecosistemas. Los límites permisibles para la identificación y remediación de suelos
contaminados en la industria de hidrocarburos en Ecuador se resumen en el Cuadro 7.
Cuadro 7: Límites permisibles de Cadmio, Niquel y Plomo en suelos de Ecuador.
Parámetro
Unidad
Uso agrícola*
Uso industrial
Cadmio
Niquel
Plomo
mg/kg
mg/kg
mg/kg
<2
<50
<100
<10
<100
<500
Ecosistemas
sostenibles
<1
<40
<80
* Valores permisibles basados en protección de suelos y cultivos (Orosco Verdezoto &
Soria Guano, 2008).
Mientras en el Cuadro 8 se encuentran los valores límites para la comunidad andaluza en
España, en donde se incluyen mas metales y los valores límites suelen diferir.
Cuadro 8: Resumen de los umbrales de contaminación para elementos traza en la
comunidad andaluza.
Los valores representan concentraciones totales y están expresados en mg/kg (Aguilar,
Dorronsoro, Galán, & Gómez Ariza, 1999), citado por Galán Huertos & Romero Baena,
(2008).
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Mientras que para fuentes líquidas para consumo humano, los límites son mas
restringidos: Bario (0.1 mg/litro), Cadmio (0.005 mg/litro), Cromo (0,05 mg/litro), Plomo
(0.05 mg/litro).
Finalmente las enfermedades y síntomas que genera los niveles tóxicos son muy variados
y debido al conjunto de reacciones químicas descritas hasta ahora, la toxicidad de los
metales pesados se puede definir como elevada, tanto para microorganismos como para
animales y plantas. Los metales pesados pasan del suelo a las plantas, y de ahí a los
mamíferos. En humanos, en general, crean problemas en los tejidos reproductivos y en
desarrollo (Navarro-Aviño et al., 2007). Entre los efectos conocidos tenemos (para los
metales pesados que suponen un mayor problema):
As: bronquitis; cáncer de esófago, laringe, pulmón y vejiga; hepatoxicidad; enfermedades
vasculares; polineuritis. El efecto tóxico se produce al interaccionar con el ADN o con
proteínas, alterando el metabolismo (Navarro-Aviño et al., 2007; Ordoñez, 2012).
Cd: bronquitis; enfisema; nefrotoxicidad; infertilidad; cáncer de próstata; alteraciones
neurológicas; hipertensión; enfermedades vasculares y óseas. En el ambiente, el cadmio
es peligroso porque muchas plantas y algunos animales lo absorben eficazmente y lo
concentran dentro de sus tejidos (Navarro-Aviño et al., 2007).
Hg: alteraciones neurológicas y del sistema respiratorio. En realidad todas las formas de
mercurio son potencialmente tóxicas, pero el vapor de mercurio la forma más peligrosa,
dado que puede difundir a través de los pulmones hasta la sangre y luego hasta el
cerebro, donde puede causar daños importantes (Navarro-Aviño et al., 2007).
Pb: alteraciones neurológicas, nefrotoxicidad, anemia, cáncer de riñón. La anemia es el
primer síntoma de envenenamiento crónico producido por el plomo en los animales
(Navarro-Aviño et al., 2007).
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Lección 10. Clasificación, composición, propiedades y toxicidad de compuestos
organofosforados, cianuros, fenoles.
Figura 9: Estructura química del Malation (Ortiz-Hernández & Sánchez-Salinas, 2010).
Los pesticidas organofosforados (OF) constituyen un grupo ampliamente usado, son
compuestos muy heterogéneos que comparten una estructura química fosfórica derivada
de ácidos. Actualmente hay 140 compuestos OF usados como pesticidas y como
reguladores del crecimiento de planas alrededor del mundo. Estos compuestos son
componentes de mas de 100 tipos diferentes de pesticidas comercialmente disponibles
(tales como Paraoxon, Parathion, Caoumaphos y Diazinon, Figura 9), y ha sido estimado
que cerca de 1500 diferentes OF han sido sintetizados durante el siglo pasado (Kang, Choi,
& J., 2006; Ortiz-Hernández & Sánchez-Salinas, 2010).
Muchos compuestos OF sintéticos son altamente tóxicos y son inhibidores poderosos de
la acetilcolinesterasa, una enzima vital envuelta en la neurotransmisión, en forma de
sustitutos de acetilcolina (Bakry, El-Rashidy, Eldefrawi, & Eldefrawi, 2006; Grimsley,
Rastogi, & Wild, 1998). Los organofosfatos pueden también causar efectos neurotóxicos
demorados, los cuales no son debidos a la inhibición de la acetilcolinesterasa. La función
de otras esterasas encontradas en animales no es aún bien entendida. En la presencia de
OF, estas enzimas son fosforiladas e inactivadas. Una vez el 80% de la enzima es
inactivada, usualmente dentro de cuatro días después de la exposición, los síntomas
potencialmente letales pueden ser observados, incluyendo debilidad de los músculos del
cuello, diarrea y dificultad respiratoria (Ortiz-Hernández & Sánchez-Salinas, 2010).
Para la bioremediación de organofosforados se usa Agrobacterium radiobacter
Por su parte el cianuro es un término general que se aplica a un grupo de sustancias
químicas que contienen carbono y nitrógeno, con una conformación R-CΞN, donde R es el
grupo radical que se puede sustituir y CΞN es el grupo Ciano. Los compuestos de cianuro
contienen sustancias químicas (de origen humano) que se encuentran presentes en la
naturaleza o que han sido producidas por el hombre. Existen más de 2,000 fuentes
naturales de cianuro, entre ellos, distintas especies de artrópodos, insectos, bacterias,
algas, hongos y plantas superiores como la yuca y el sorgo. Las principales formas de
cianuro producidas por el hombre son el cianuro de hidrógeno gaseoso y el cianuro sólido
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de sodio y de potasio. Debido a sus propiedades únicas, el cianuro se utiliza en la
fabricación de partes metálicas y en numerosos productos orgánicos comunes como los
plásticos, las telas sintéticas, los fertilizantes, los herbicidas, los tintes y algunos productos
farmacéuticos (Logsdon, Hagelstein, & Mudder, 2001). Son sustancias muy reactivas y
participan en las reacciones de adición nucleofílica, pueden ser sólidos, líquidos o
gaseosos y su punto de ebullición es mayor que el de los alcoholes.
No obstante a pesar de su abundancia en muchas plantas y animales, el cianuro es una
sustancia "potencialmente" letal en la medida en que se use sin tomar precauciones
necesarias. Actúa a través de la inhibición de ciertas células, bloqueando el proceso de
respiración celular. Ello podría conllevar a posibles problemas en el corazón o en el
cerebro producto de la falta de oxigenación en el organismo. El envenenamiento por
cianuro, dependerá de la cantidad a la que haya estado expuesta una persona, la forma de
exposición y la duración de la misma. Dependiendo de ella se presenta síntomas como:
respiración rápida, dolor de cabeza, náuseas, convulsiones, presión sanguínea baja,
pérdida de la conciencia entre otros.
Los cianuros son relativamente móviles en el suelo. Una vez en el suelo, el cianuro puede
ser removido a través de varios procesos. Algunos compuestos de cianuro en el suelo
pueden formar cianuro de hidrógeno y evaporarse, mientras que otros serán
transformados a otras sustancias químicas por los microorganismos en el suelo.
Consecuentemente, los cianuros generalmente no se filtran hacia el agua subterránea. Sin
embargo, se ha detectado cianuro en aguas subterráneas de unos pocos vertederos y en
sitios para disposición de residuos industriales. Las concentraciones altas de cianuro que
se encuentran en algunos filtrados de vertederos y en la basura que se almacena en
algunos sitios son tóxicas para los microorganismos del suelo. Debido a que estos
microorganismos ya no pueden transformar el cianuro a otras formas químicas, el cianuro
puede pasar a través del suelo hacia el agua subterránea.
Por su parte los fenoles (Figura 10) son un grupo de compuestos orgánicos que presentan
en su estructura un grupo funcional hidroxilo unido a un radical arilo. Por lo tanto, la
fórmula general para un fenol se escribe como Ar – OH. Los fenoles se nombran,
generalmente, como derivados del miembro más sencillo de la familia que es el fenol o
hidroxibenceno. Para algunos fenoles, suelen emplearse nombres comunes como cresoles
(metilfenoles), catecol (o-dihidroxibenceno), resorcinol (mdihidroxibenceno) y e
hidroquinona (p-dihidroxibenceno).
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Figura 10: Grupo fenol y algunos derivados (Garric, 1979).
Los fenoles sencillos son líquidos o sólidos, de olor característico, poco hidrosolubles y
muy solubles en solventes orgánicos. Algunos se usan como desinfectantes, pero son
tóxicos e irritantes (Garric, 1979).
Debido a su mayor acidez, los fenoles reaccionan con bases fuertes como el hidróxido de
sodio formando fenóxidos. Siendo un aromático, el fenol se comporta como tal de
acuerdo al mecanismo de sustitución electrofílica. Las quinonas son los productos de
oxidación de ciertos difenoles, preparadas utilizando agentes oxidantes suaves como
cloruro férrico, óxido de plata o incluso aire. Algunos compuestos biológicos que
intervienen en etapas importantes de los procesos biológicos de oxidación – reducción
contienen un sistema quinoide. Un ejemplo importante es la ubiquinona o Coenzima Q o
CoQ, que interviene en una de las etapas de la cadena de transporte electrónico, donde se
realiza la producción celular de ATP. En la vitamina K2, uno de los factores de coagulación
sanguínea también aparece un rasgo estructural quinoide (Garric, 1979).
Algunos fenoles importantes son (Garric, 1979):
El fenol es un sólido cristalino, incoloro, ligeramente soluble en agua y de olor
característico. Poderoso germicida al igual que sus derivados. Se absorbe a través de la
piel. Es tóxico y cáustico.
Los cresoles son menos tóxicos que el fenol y de propiedades farmacológicas idénticas a
las del fenol.
El resorcinol es un bactericida y fungicida. Localmente, precipita las proteínas. En su
acción general, se parece al fenol con mayor excitación central.
El hexilresorcinol es un antiséptico, inodoro y no mancha. Es irritante a los tejidos.
La hidroquinona se usa para aclarar la tez en áreas de la piel oscurecida (pecas y lunares).
Conviene ensayar la sensibilidad del paciente antes de iniciar el tratamiento para
descartar reacción alérgica.
El p-clorofenol tiene propiedades y usos similares a las del fenol. Es un antiséptico mas
poderoso que el fenol, pero sus acciones cáusticas y tóxicas son también mayores.
El hexaclorofeno es un bis-fenol policlorado. Es un eficaz bactericida y se ha empleado en
forma diluida en la fabricación de jabones antisépticos y desodorantes. Es tóxico por vía
bucal y tópica.
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CAPÍTULO 3. PROCESOS QUE INTERVIENEN EN LA BIOREMEDIACIÓN.
Son variados los procesos que intervienen en la bioremediación y los organismos de los
que más se conoce son las bacterias ya que es la tecnología de bioremediación mas
difundida. Menos información es conocida acerca de los procesos relacionados con
hongos, algas y plantas, por lo tanto serán vistos en menor detalle dentro de cada
apartado.
Estos procesos se relacionan con diversos aspectos de los organismos, de los
contaminantes y del entorno, para que la biota pueda realizar la bioremediación, tales
como la expresión enzimática que hace que los contaminantes sean más disponibles para
ser degradados, o hacer mas biodisponible los contaminantes, la aclimatación ante las
altas concentraciones de éstos, la detoxificación, la biodegradabilidad de los
contaminantes y la sorción o retención por parte del suelo.
Lección 11. Interacciones microbianas.
La ecología es un campo que está adquiriendo importancia debido a que estamos
sintiendo los efectos y estamos padeciendo las consecuencias de no cuidar el medio
ambiente. La ecología abarca muchos aspectos tanto visibles como invisibles; invisible es
todo aspecto que no podemos ver a simple vista pero podemos saber que existe por sus
resultados, como sucede con los aspectos microbiológicos del suelo, los cuales no
podemos observar pero si podemos a largo plazo observar su efecto. Toma en cuenta
aspectos bióticos y abióticos y las relaciones existentes entre ellos, para comprender el
funcionamiento de todo sistema y de esta manera poder aplicar este conocimiento para
cumplir con los objetivos de bioremediación deseados.
El éxito de cualquier tratamiento de bioremediación depende no solo de factores
abióticos como el pH, temperatura, potencial de reducción y la disponibilidad de agua y
nutrientes, sino también de factores bióticos tales como la competencia microbiana,
amensalismo, parasitismo y depredación que pueden limitar el crecimiento y desarrollo de
las poblaciones inoculadas.
Comenzando con las interacciones organismo-ambiente, son importantes de tener en
cuenta algunos factores del entorno, en especial cuando los tratamientos se realizan en el
sitio de contaminación “in-situ”.
 Abundancia de hidrocarburos biodegradables (lineales de cadena sencilla) y escasa
presencia de resinas y asfaltenos muy pesados en la mezcla.
 Concentraciones bajas de contaminantes, que no sean tóxicas o inhibitorias para el
crecimiento de los bioremediadores.
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 Adecuada oxigenación, la mayoría de los bioremediadores requieren oxígeno para
funcionar adecuadamente, los organismos que trabajan sin oxígeno son menos
eficientes.
 pH entre 6 y 8, por arriba o debajo de estos límites principalmente los
microorganismos crecen menos o son menos eficientes, así mismo la producción
de enzimas en muchas ocasiones requieren un pH específico del medio para
poderse producir.
 Temperaturas superiores a 15oC e inferiores a 40oC, aunque se ha dado
biodegradación a temperaturas muy bajas (zonas articas) y muy altas
(compostaje), la velocidad del proceso se ve severamente reducida.
 Porosidad media para permitir la circulación de agua y oxígeno.
 Elevada permeabilidad del suelo para permitir la reducción de altas
concentraciones de contaminantes y la circulación de aire.
 Mineralogía uniforme, suelos arcillosos o arenosos afectan la eficiencia del
proceso, debido a la inmovilización de nutrientes esenciales para que los
microorganismos realicen la biodegradación o al lavado de estos elementos. Son
preferibles suelos francos o arcillosos y homogeneidad mineralógica.
 Homogeneidad hidrogeológica, esto nos permite saber cual va a ser el proceso de
irrigación adecuado para el crecimiento de los organismos.
Debemos combinar el enfoque tradicional proveniente del campo de la ingeniería (que
toma en cuenta solo aspectos ambientales como los mencionados anteriormente) con un
planteamiento más ecológico, que reconozca desde el comienzo que la naturaleza es
heterogénea y que se apoye en los principios que rigen el comportamiento de poblaciones
biológicas naturales (la ecología microbiana ha experimentado avances espectaculares en
los últimos años). De esta manera, el campo de la biorremediación sufriría un cambio
drástico pero, a su vez, muy beneficioso, pues supondría un avance de gran magnitud en
el conocimiento de los procesos de degradación de contaminantes y su aplicación con
fines ambientales.
Las interacciones bióticas son un factor clave en todo proceso biológico y en la
biodegradación por involucrar organismos vivos, deben ser abordadas para entender y
poder manejar este proceso. Las interacciones se refieren al efecto conjunto de dos o más
organismos para suplir una función que cada organismo por separado no podría cumplir o
sería menos eficiente; esto incluye relaciones simbióticas, quimitacticas y de
cometabolismo, tanto entre microorganismos así como también entre microorganismos y
plantas. La biodegradación de componentes orgánicos es catalizada por enzimas, las
enzimas son generalmente específicas para cada sustancia a degradar y es por ello, que
para una mezcla compleja de compuestos, como son el petróleo ó sus derivados, o para
una contaminación de minería, será necesaria una gran variedad de enzimas para
biodegradar totalmente los componentes orgánicos y/o disponer de los metales pesados.
De esta forma, la biodegradación de un compuesto es típicamente un proceso gradual,
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que implica la participación de varias especies de organismos, generalmente organizados
en asociaciones, consorcios ó cohortes, antes de que muchos compuestos recalcitrantes
puedan se mineralizados (Pellini, 2006).
La quimiotaxis es la habilidad que tienen algunos microorganismos, incluidas bacterias y
hongos, para detectar y responder a compuestos producidos por otros organismos. Este
fenómeno puede intervenir o tener importancia a muchos niveles diferentes, como puede
ser a nivel fisiológico, supervivencia o incluso intervenir a nivel poblacional.
Por ejemplo la quimiotaxis interviene en la formación de nódulos en las raíces de
legumbres por especies de Rhizobium, Agrobacteruim etc... Estas plantas producen
exudantes que contienen moléculas que pueden actuar como señales quimio-atrayentes y
que son capaces de inducir la expresión en estas bacterias de genes relacionados con la
formación de estas asociaciones. También se presenta entre muchas plantas y hongos de
micorriza (con función simbiótica) y entre plantas y microorganismos edáficos. Las raíces
de las plantas segregan una gran cantidad de sustancias las cuales estimulan la interacción
entre hongos de micorriza arbuscular y la raíces, simultáneamente promueven el
crecimiento de bacterias y hongos (principalmente benéficos para la planta) a su
alrededor, creando una zona con mayor densidad de organismos que el resto del suelo,
llamada rizósfera.
Debido a la abundancia de organismos y su diversidad en la rizósfera es más factible
encontrar organismos con potencial biodegradador en esta zona; de hecho es muy
frecuente este tipo de interacciones para procesos de bioremediación de hidrocarburos.
Mientras la relación simbiótica micorrícica es una característica que ha permitido y/o
potenciado el tratamiento de la contaminación con metales pesados, gracias a que
aumenta la tolerancia de las plantas a estos metales en sus tejidos o participan en su
retención en los tejidos del hongo.
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Lección 12. Adaptacion, aclimatación y bioacumulación.
Todos los organismos vivientes son diferentes y son estas diferencias las que los hacen tan
valiosos. Algunas de esas grandes diferencias se encuentran entre grandes grupos, como
son organismos microscópicos (observables solo por microscopio y estereoscopio) y
macroscópicos (observables a simple vista), en donde los primeros tienen ciclos de vida
cortos y los segundos son relativamente largos. Poniendo un ejemplo las bacterias pueden
duplicarse al cabo de cerca de una hora, de tal manera que en un dia se tienen 24
generaciones, en una semana 168, en un año 8760 generaciones y en cada generación
existe la posibilidad de mutaciones genéticas, logrando una tasa de mutación muy alta con
respecto a otros organismos. Por otro lado, las plantas solo alcanzan a dejar una
generación, aproximadamente a los tres meses si son de ciclo reproductivo corto,
logrando solo 4 posibles generaciones al año.
En este punto se encuentran dos conceptos claves, el primero es adaptación y consiste en
el ajuste de una población durante generaciones a cambios medioambientales asociados
(al menos en parte) a los cambios genéticos que resultan de la selección impuesta por el
propio cambio ambiental (Figura 11). De esta manera los microorganismos (bacterias,
hongos, actinomicetes) son los que logran una mejor adaptación a las condiciones del
entorno en menor tiempo y es el motivo por el cual es muy probable encontrar
microorganismos con capacidad de degradar compuestos tóxicos, una vez son expuestos
a estas condiciones, como pueden ser los repentinos derrames de crudo, explotaciones
mineras y exposición a desechos tóxicos en suelos y aguas.
Figura 11: Adaptación y evolución en el humano.
Es importante aclarar que los microorganismos que no tengan la dotación genética para
degradar los agentes contaminantes no lo van a hacer al exponerse a éstos, solo los que
tengan el potencial lo van a hacer; no van a adquirir esta capacidad por exponerse a los
contaminantes, pero tampoco indica que van a morir al no poderlo descomponer o
degradar. Es posible que sobrevivan al poder utilizar otras fuentes de alimento
directamente disponibles, o fuentes que se vuelvan disponibles al haber una degradación
parcial del contaminante principal, en un mecanismo de cometabolismo como fue
explicado anteriormente.
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Este es uno de los principios en los que se basa una de las técnicas empleadas para
obtener aislamientos microbianos aptos para la bioremediación. A partir de muestras de
material contaminado se hacen aislamientos de organismos, con la esperanza de que
algunos de estos tengan la capacidad de degradar el contaminante en estudio y
posteriormente poder potencial su capacidad con miras a utilizarse industrialmente
cuando existan vertimientos similares a donde fue aislado. Sin embargo el concepto de
adaptación no debe confundirse con el de aclimatación (FAO, 2004).
El segundo concepto es aclimatación, la cual es la adaptación de un organismo vivo
(planta, animal o microorganismo) a un cambio medioambiental que le somete a un estrés
fisiológico, y aunque tiene que ver con la dotación genética de los organismos, la
aclimatación no tiene que ver con los cambios generacionales (FAO, 2004).
Este concepto se aplica principalmente a organismos macroscópicos, y haciendo alusión a
la bioremediación, se refiere a aquellos organismos que son expuestos lentamente a un
contaminante, cuya concentración incrementa paulatinamente, como suele suceder en
explotaciones mineras. Principalmente las plantas, no tienen la opción de migrar a nuevas
locaciones evitando los contaminantes, de forma que solo les queda la opción de
aclimatarse o intoxicarse por la alta concentración de los contaminantes. Pero la
aclimatación es un proceso gradual, en el cual los organismos primero son expuestos a
bajas concentraciones, las cuales se incrementan por la acumulación en el sustrato (suelo
o medio de cultivo) y poco a poco va siendo mayor; los organismos que sobrevivan se dice
que están aclimatados a las condiciones del entorno, incluidos los contaminantes.
En fitoremediación (remediación con plantas), la tolerancia a altas concentraciones de
contaminantes, sin una intoxicación notoria, es un indicativo de aclimatación y de un
posible mecanismo de tolerancia, muy probablemente conducente a un mecanismo de
bioremediación. Esta aclimatación usa la dotación genética existente en las plantas, para
tomar los contaminantes y disponer de ellos, bien sea incorporarlos en su metabolismo,
excluyéndolos de éste, detoxificandolos o englobándolos de forma que no causen alguna
alteración fisiológica.
Finalmente, no todos los mecanismos de tolerancia conducen a la desintegración de los
contaminantes en materiales mas simples sin efecto tóxico, algunos de estos simplemente
son acumulados en los organismos, produciendo diferentes síntomas dependiendo del
tipo y concentración del contaminante y del organismo en cuestión que acumula estos
elementos. Muchos derivados del petróleo y metales pesados como cadmio, plomo y
mercurio se pueden acumular en los tejidos grasos de los animales, en vacuolas y paredes
celulares de plantas, en un proceso conocido como bioacumulación, sin efectos notorios a
menos que sobrepasen los límites tolerables; sin embargo las concentraciones de estos
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contaminantes pueden fácilmente aumentar en los niveles superiores de la cadena
alimenticia (Figura 12).
Figura 12: Niveles crecientes de acumulación de xenobióticos como DDT en tejidos
animales.
Algunos ejemplos de bioacumulación se presentan con uranio por la bacteria
Pseudomonas aeruginosa, el cual fue detectado íntegramente en el citoplasma, al igual
que en la levadura Saccaromyces cerevisiae. Algunas levaduras son capaces de acumular
importantes concentraciones de metales empleando sistemas de transporte activo.
En Colombia se han observado algunos problemas ambientales, debido al exceso de
xenobióticos o algunos problemas de bioacumulación progresiva de estos en cuerpos de
agua. Las repercusiones son notirias debido a la mortandad de peces, hecho que afecta
notablemente a las poblaciones costeras y que son debidas a vertimientos de
contaminantes xenobióticos en los cuerpos de agua, la absorción y acumulación de estos
en el plancton y la posterior incorporación e incremento de su concentración en peces.
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Lección 13. Biodisponibilidad y detoxificación.
La biodisponibilidad es un factor del entorno relacionado con la disponibilidad del
contaminante para ser accedido por los organismos que van a descomponerlo. La
toxicidad y biodisponibilidad de los productos de la degradación no siempre se conocen y
pueden movilizarse o bioacumularse en animales (Agudelo Betancur et al., 2005). Dos
características microbianas pueden aumentar esta biodisponibilidad y podrían ser
utilizadas en tecnicas de biorremediación.
Los hidrocarburos son moléculas hidrofóbicas que forman micelas entre ellas y son
altamente insolubles en agua. Esto hace que la superficie de contacto que tienen los
microorganismos diminuya en gran medida, por lo tanto reduce la biodisponibilidad del
sustrato. Para que ocurra la degradación de hidrocarburos es necesario que estos entren
en contacto directo con la membrana celular de los microorganismos para que el
xenobiótico sea interiorizado y puedan actuar las enzimas oxigenasas (las primeras que
actúan en el proceso de bioremediación).
Para que los hidrocarburos sean más disponibles se requiere de surfactantes que hagan
ese papel. Algunos microorganismos pueden producir algunos de éstos de forma natural y
estos biosurfactantes se pueden clasificar en dos grupos
 De bajo peso molecular: suelen ser glicolípidos (azúcar + lípido). El mas estudiado
es el rhamnolipido producido por diversas especies de Pseudomonas. La función
principal de estos biosurfactantes es reducir las tensiones entre las fases (aguaroca por ejemplo). Las Pseudomonas son bacterias productoras de este tipo de
biosurfactantes. Algunos microorganismos productores de biosurfactantes
extracelulares solubilizan y facilitan la penetración de los hidrocarburos a través de
la pared celular hidrofílica; contienen además enzimas degradadoras de
hidrocarburos en la membrana citoplasmática (Torres Delgado & Zuluaga
Montoya, 2009).
 De alto peso molecular: Son producidos por diferentes especies y suelen ser
polisacáridos, proteínas, lipoproteínas, lipopolisacáridos o mezclas de estos
polímeros. Estos biosurfactantes no son tan eficaces reduciendo tensiones entrefases, pero si son buenos emulsionantes. Además se ha demostrado que son
eficaces a bajas concentraciones y tienen una considerable afinidad por el sustrato;
entre estos se encuentra el Alasan, producido por Acinetobacter radioresistens.
Las funciones de estos biosurfactantes a la hora de aumentar la biodisponibilidad serían:
 Dispersar el petróleo aumentando la superficie de contacto.
 Aumentar la biodisponibilidad de compuestos hidrofóbicos.
 Son selectivos.
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 Brindan mayor eficiencia para aumentar la biodisponibilidad de compuestos
hidrofóbicos.
 Son menos estables, por lo tanto más biodegradables.
La detoxificación por su parte es el proceso mediante el cual una sustancia se transforma
de tóxica a no tóxica; los metales no se pueden descomponer en sustancias más sencillas
por no ser biodegradables, sin embargo lo que hacen las plantas y algunos
microorganismos es convertir los metales en forma tóxica mediante oxidación o reducción
a su forma no tóxica. Dentro de las biotecnologías modernas es común escuchar de
detoxificación de metales pesados por parte de las plantas.
La detoxificación es observable en bacterias sulfatorreductoras o sulfooxidantes mediante
la precipitación reductora usando enzimas. Muchos de los organismos utilizan los metales
como aceptores de electrones en su respiración anaerobia (sin oxígeno), acoplando su
reducción con la oxidación de compuestos orgánicos (reducción disimilatoria). Las formas
oxidadas más solubles se reducen a formas menos solubles y a su vez menos bioactivas,
las cuales luego se excretan al exterior de la célula dando como resultado la detoxificación
y/o precipitación del contaminante. Se ha comprobado con uranio (U), cromo (Cr),
vanadio (V), selenio (Se), molibdeno (Mo), cobre (Cu), oro (Au), mercurio (Hg), plata (Ag) y
tecnecio (Tc).
Los mecanismos de tolerancia en plantas varían entre las especies y están determinados
por el tipo de metal, eficiencia de absorción, traslocación y secuestro. Las fases del
proceso por el cual las plantas incorporan y acumulan metales pesados son las siguientes
(Delgadillo-López et al., 2011):
Fase I. Transporte de los metales pesados al interior de la planta y, después, al interior de
la célula. La raíz constituye el tejido de entrada principal de los metales, los cuales llegan
por difusión en el medio, mediante flujo masivo o por intercambio catiónico. La raíz posee
cargas negativas en sus células, debido a la presencia de grupos carboxilo, que
interaccionan con las positivas de los metales pesados, creando un equilibrio dinámico
que facilita la entrada hacia el interior celular, ya sea por vía apoplástica o simplástica
(Navarro-Aviño et al., 2007).
Fase II. Una vez dentro de la planta, las especies metálicas son secuestradas o
acomplejadas mediante la unión a ligandos específicos (Figura 13). Entre los quelantes
producidos por las plantas se encuentran los ácidos orgánicos (ácidos cítrico, oxálico y
málico), algunos aminoácidos (histidina y cisteína) y dos clases de péptidos: fitoquelatinas
y metalotioneínas. Las fitoquelatinas son ligandos de alta afinidad que tienen como
sustrato al glutatión (Navarro-Aviño et al., 2007).
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Las metalotioneinas son polipéptidos de unos 70-75 aminoácidos con un alto contenido en
cisteína, aminoácido capaz de formar complejos con cationes mediante el grupo sulfidrilo
y tienen una marcada afinidad por las formas iónicas de Zn, Cd, Hg y Cu (Navarro-Aviño et
al., 2007).
Figura 13: Interacción de los metales pesados con las células de plantas (Navarro-Aviño et
al., 2007).
Fase III. Corresponde a la compartimentalización y detoxificación, proceso por el cual, el
complejo ligando-metal queda retenido en la vacuola (Navarro-Aviño et al., 2007).
Uno de los aspectos más importantes de la acumulación de metales pesados es el que se
refiere al proceso de complejación. Un complejo o compuesto de coordinación es el
resultado de la interacción de un átomo central, esto es, un ion metálico con orbitales de
valencia vacíos que puede actuar como aceptor de electrones, y una o varias bases
dadoras de electrones con pares de electrones libres. La planta utiliza este mecanismo de
complejación en el interior de la célula para detoxificar (amortiguar) los metales pesados,
uniendo a ellos ligandos para formar complejos (Navarro-Aviño et al., 2007).
En plantas también se puede encontrar que incrementan la polaridad de los xenobióticos,
lo cual aumenta su difusibilidad y por tanto puede incrementar su velocidad de excreción.
Además, muchas sustancias tóxicas que ven incrementada su polaridad se convierten en
sustratos accesibles para posteriores reacciones de detoxificación, reacciones que, por
otra parte, no serían posibles de no incrementar la polaridad (Navarro-Aviño et al., 2007).
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Lección 14. Biodegradabilidad.
La biodegradabilidad ha sido definida como la capacidad intrínseca de una sustancia a ser
transformada en una estructura química más simple por vía microbiana. En el mismo
sentido una sustancia es biodegradable cuando puede ser descompuesta con cierta
rapidez por organismos vivientes (bacterias, hongos, gusanos e insectos), de los cuales los
más importantes bacterias aerobias. Lo contrario corresponde a sustancias no
biodegradables, como plásticos, latas, vidrios que no se descomponen o desintegran, o lo
hacen muy lentamente. Algunos órganoclorados, los metales pesados, algunas sales, los
detergentes de cadenas ramificadas y ciertas estructuras plásticas no son biodegradables.
Sin embargo el que una sustancia pueda ser degradada o descompuesta no implica que es
biodegradable, ya que los procesos químicos y físicos del ambiente pueden producir
degradación de ciertas sustancias, sin que intervengan organismos vivos. Muchos
productos artificiales son biodegradables, pero otros (insecticidas organoclorados y
detergentes "duros") son muy resistentes a la acción bacteriana, mientras el vidrio y las
latas no son biodegradables según el límite de tiempo que impone el concepto de
biodegradabilidad, generalmente de menos de 20 meses.
Cada material contaminante tiene sus propios tiempos de degradación, entre ellos
encontramos los vasos plásticos de polipropileno, el vidrio y el icopor (100 años), los
envases tetra-pack depende de sus componentes, el alunimio dura (30 años), las bolsas de
plástico (150 años), el papel (1 año), los pitillos y tapones plásticos (mas de 100 años), las
tapas de botellas (30 años) y los jabones (161 días) (Biodegradabilidad y
contaminación.pdf). Entre los derivados del petróleo las fracciones de alcanos (incluidos
los alcanos normales y ramificados) tienen una biodegradabilidad alta; los compuestos
aromáticos e hidrocarburos policiclicos aromáticos (de mayor importancia debido a su
toxicidad y tendencia a bioacumulación) tienen una biodegradabilidad media; mientras la
fracción polar, que son las resinas (piridinas, quinolinas, carbazoles, sulfóxidos y amidas) y
asfaltenos (fenoles, ácidos grasos, cetonas, esteres y porfirinas) son de muy baja
biodegradabilidad (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008).
De las distintas familias de hidrocarburos del petróleo, los n-alcanos y los alcanos
ramificados (isoprenoides) de cadena intermedia (10 a 20 carbonos) son los sustratos más
fácilmente degradables por los microorganismos del suelo, y que por lo tanto tienden a
ser eficazmente biodegradados. Sin embargo, los alcanos de cadena larga (> 20 carbonos)
son más difíciles de degradar debido a su (elevado peso molecular) y su baja solubilidad
en agua. Los cicloalcanos, por norma general, se degradan más lentamente que los nalcanos y alcanos ramificados. De igual forma, los HAPs que contienen de 2 a 3 anillos
aromáticos pueden ser biodegradados eficazmente en el suelo en condiciones
ambientales óptimas, mientras que los HAP de 4 anillos, y especialmente, los de 5 o más
anillos bencénicos presentan una mayor recalcitrancia inherente y una baja solubilidad.
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Procesos de Bioremediación
Las fracciones de resinas y asfaltenos son las que presentan una menor degradabilidad
debido a las complejas estructuras químicas y al elevado peso molecular de sus moléculas
(Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
El crecimiento de los microorganismos degradadores depende de varios factores como la
presencia de nutrientes suficientes, la disponibilidad de humedad, oxígeno, temperatura y
pH idóneos. Por su parte, la biodegradabilidad también depende de la complejidad
compuesto a degradar y del microorganismo utilizado. No existen organismos
especializados para cada tipo de sustancias (Morán y Morán & Espinosa Marván, 2008)
La biodegradación se puede presentar tanto en condiciones aerobias (bacterias, hongos,
algas y plantas superiores) como anaerobias (bacterias):
Biodegradación aerobia: en presencia de oxígeno suficiente y otros nutrientes
elementales, los organismos degradan los contaminantes orgánicos hasta convertirlos
finalmente en dióxido de carbono (CO2), agua (H2O) y nueva biomasa celular. En la
Bioestimulación es común la inyección del agua junto con los nutrientes y oxígeno
disuelto, que favorezca el proceso. En algunas ocasiones y para microorganismos
concretos se puede añadir peróxido de hidrógeno disuelto, que dará lugar al oxígeno para
que éste actúe como aceptor final de electrones.
Biodegradación anaerobia: en ausencia de oxígeno (condiciones anaerobias), los
contaminantes orgánicos son metabolizados hasta metano (CH4) y cantidades limitadas de
dióxido de carbono (CO2) e hidrógeno molecular (H2). Bajo condiciones sulfato-reductoras,
el sulfato es transformado a iún sulfuro o azufre elemental; y bajo condiciones nitratoreductoras se genera como producto final nitrógeno molecular (N2). A menudo, los
contaminantes son degradados a compuestos intermedios o finales que son más tóxicos
que el contaminante inicial. Por ejemplo, la biodegradación anaerobia del 1,1,1tricloroetano, más conocido como TCE, generará cloruro de vinilo, el cual es más tóxico y
persistente. Este Compuesto Orgánico Volatil (COV) puede ser degradado si se crean
condiciones aerobias.
El CO2 y CH4 son considerados como los indicadores de cantidad de sustrato utilizado por
los microorganismos, en procesos de biodegradación y es la base para los estándares
ASTM, ISO, EN y OECD para medir la biodegradabilidad de las sustancias químicas.
Técnicas como la Respirometría se basa en la medición del consumo de oxígeno por parte
de microorganismos que trabajan sobre un sustrato orgánico, el cual es degradado y
oxidado a CO2. Los análisis respirométricos permiten adquirir datos sobre el consumo de
oxígeno en respuesta al metabolismo de un sustrato por la respiración de
microorganismos tanto en condiciones aeróbias como anaerobias. La Respirometría
ahorra tiempo y trabajo requeridos con los experimentos de agotamiento de substratos y
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Procesos de Bioremediación
provee puntos de referencia de alta calidad para la valoración de parámetros biocinéticos
(Morán y Morán & Espinosa Marván, 2008).
La técnica de agotamiento de sustratos mas conocidas es el DBO5 o demanda bioquímica
de oxígeno, es una prueba empírica que se utiliza para determinar los requerimientos
relativos de O2 de las aguas. Mide el O2 utilizado durante un periodo de incubación
especificado (5 días) para la degradación bioquímica de materia orgánica y de forma
menos importante el gastado en la oxidación de los compuestos inorgánicos como
sulfuros, ión ferroso, etc, y también el utilizado para oxidar compuestos reductores de N 2,
a no ser que se adicione un inhibidor. La técnica se refiere a la determinación de la
degradación de sustancias principalmente orgánicas por microorganismos. Para llevar a
cabo esta degradación, las bacterias toman oxígeno del medio y liberan CO2 (Morán y
Morán & Espinosa Marván, 2008).
Finalmente, para la evaluación de la biodegradabilidad se han diseñado una serie de
pruebas, las cuales buscan cuantificar el grado de persistencia de estructuras químicas en
ambientes naturales o industriales, los cuales aparecen en el Cuadro 9.
Cuadro 9: Estándares de referencia para medir la biodegradabilidad en USA y Europa.
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Procesos de Bioremediación
Lección 15. Sorción y biosorción.
Sorción es un término general utilizado para describir la asociación de compuestos
químicos en forma disuelta o gaseosa con el suelo, “sin referirse a un mecanismo
específico”. Aunque se produce por una serie de fenómenos como son: la adsorción con la
materia particulada del suelo, absorción a la materia orgánica del suelo, a la baja
difusividad de los compuestos, principalmente desde los microporos; a la disolución en
fases líquidas no acuosas (FLNAs), y a la formación de uniones covalentes con la materia
orgánica e inorgánica del suelo (Alexander, 1994). Esta asociación puede ser adsorción en
una matriz de dos dimensiones o absorción en una matriz de tres dimensiones. Este
proceso de transferencia de fases puede darse entre una fase sólida y moléculas de vapor
o bién entre una fase sólida y moléculas en forma disuelta y es un fenómeno propio de la
transferencia de masas, que condiciona la biodisponibilidad de los contaminantes (Torres
Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
La sorción es uno de los mecanismos mediante los cuales en el proceso de atenuación
natural, se puede reducir el riesgo potencial los contaminantes, reduciendo su movilidad y
biodisponibilidad de los componentes uniéndolos al suelo o a la roca madre. Metales o no
metales pueden ser atenuados mediante adsorción, precipitación, absorción a la matriz
del suelo o partición con la materia orgánica. Sin embargo la atenuación no es completa,
para remediar los daños por contaminantes, solo contribuye en el proceso de atenuación
natural, es necesario estudiar su complementariedad con procesos como dilución,
dispersión a las aguas y las propiedades químicas de los suelos (Mateu, 2008; Torres
Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
Pero la sorción no elimina los contaminantes, solo son retenidos en el suelo y pueden
constituir un problema en los tratamientos biológicos. Con la finalidad de aumentar la
biodisponibilidad de los contaminantes para realizar una bioremediación existen ejemplos
en la bibliografía de la utilización de tensoactivos sintéticos y biotensoactivos en la
biorremediación de suelos contaminados por hidrocarburos (Torres Delgado & Zuluaga
Montoya, 2009).
La sorción no solo se presenta con contaminantes como hidrocarburos, es un fenómeno
natural de los suelos que en la ingeniería ambiental se conoce solo por la bioremediación,
en la sorción se incluye el proceso de inmovilización de nutrientes por parte del suelo, en
particular en fósforo, el cual suele ser agregado en los procesos de bioestimulación para
incrementar los niveles de nutrientes y que los microorganismos realicen sus procesos. La
mayor parte del fósforo agregado en forma mineral es inmovilizado en el suelo al
acomplejarse con los iones aluminio y hierro, abundantes en los suelos ácidos de la región
tropical, donde Colombia se encuentra ubicada. Al quedar inmovilizado no está disponible
ni para plantas ni microorganismos, reduciendo rápidamente los niveles de este nutriente
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Procesos de Bioremediación
y con éste, la eficiencia de los sistemas; debido a lo anterior los niveles de fósforo al
realizar la bioestimulación deben ser elevados.
Por otra parte, la biosorción o bioadsorción es la acumulación o atrapamiento pasivo y no
específica de algunas sustancias especialmente metales tóxicos en las estructuras externas
de las células por material biológico (vivo o muerto). Este proceso es independiente del
metabolismo celular (Garza González, 2005; Wase & Forster, 1997). Es uno de los
enfoques de bioremediación de metales actualmente empleados y consiste básicamente
en procesos de pseudo-intercambio iónico y/o adsorción: los iones metálicos son
retenidos en la biomasa por componentes de carga opuesta. Este mecanismo pasivo
reduce los costos de remediación, ya que no implica adición de nutrientes, al no requerir
un metabolismo activo.
Una de las características de la biosorción es que es un proceso de remoción de los
contaminantes muy rápida, pero dependiente de los factores del entorno, por ejemplo,
Gutiérrez, González, Sánchez, & Mellado (2005) mencionan que a pH 5,0 se presentó la
mayor tasa de bioadsorción de plomo (85%) en los primeros cinco minutos por parte de la
biomasa seca de Saccharomyces cereviceae, y que en valores de pH inferiores o superiores
a éste, la retención de plomo disminuye (Pauro Roque, Choque Yucra, Poccohuanca
Aguilar, & Mamani Canqui, 2009).
La biosorción incluye mecanismos físico-químicos por los que los metales son sorbidos y/o
complejados en la biomasa o productos microbianos, en la cual pueden generarse núcleos
de precipitación de minerales estables. Su eficacia depende de las características químicas
del metal, la concentración de éste, la temperatura, el pH del medio, la presencia de otros
cationes y aniones (Pauro Roque et al., 2009); es una técnica que se suele efectuar en
biorreactores pero en la actualidad al emplearse con plantas superiores no
necesariamente se realiza en éstos.
Como biosorbentes pueden emplearse organismos activos (bacterias, hongos, algas y
plantas superiores), biomasa muerta, biopolímeros como ácidos húmicos y fúlvicos,
polisacáridos entre otros. Los grupos funcionales implicados en la biosorción son los
hidroxilos, carbonilos, carboxilos, aminas, amidas, sulfhidrilos, tioéteres, fosfatos.
Cuando se utiliza la biomasa activa tiene la ventaja que se renueva por si sola, los
productos metabólicos excretados pueden contribuir a una mayor eliminación de metales
y el transporte intracelular da mayor capacidad acumuladora. Cuando se emplea la
biomasa inactiva se evita problemas de toxicidad, la biosorción se realiza en las
membranas celulares (no conlleva transporte), con lo que es más rápida, es más barata y
la recuperación de metales es más sencilla (sin destrucción celular).
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Procesos de Bioremediación
Por otra parte, algunos hongos poseerían habilidades de captación o bioadsorción de
metales pesados, gracias a la composición química de la pared celular, ya que contienen
diversos componentes quelantes tales como grupos carboxilos, fosfatos, amidas, tioles,
hidroxilos, quitina, glucoproteínas, las cuales jugarían un rol importante en la bioadsorción
de metales pesados. También se considera que se desprenden H+ equivalentes a la
cantidad de metal enlazado a la biomasa microbiana (Arica, Bayramoglu, Yilmaz, Bektas, &
Genc, 2004; Garza González, 2005; Naja, Deneux-Mustin, Rouiller, Hunier-Lamy, &
Berthelin, 1999).
Se ha utilizando biomasa seca de algunas especies de algas cafés (Ascophyllum y
Sargassum), para acumular metales (Pb, Cd) hasta más de 30% del peso seco de la
biomasa, el micelio de hongos de uso industrial (Rhizopus y Absidia) como biosorbente
para Pb, Cd, Cu y Zn y otros con retenciones de un 25% del peso seco de la biomasa.
Cepas de las bacterias Bacillus cereus, Bacillus brevis, Staphylococcus simulans,
Corynebacterium jeikeim, Pseudomonas sp., Pseudomonas fluorescens, Alcaligenes
faecalis y Acinetobacter sp. de los hongos Fusarium sp., Paecilomyces lilacinus,
Acremonium falcifolme, Rhizopus sp., Penicillium sp., Aspergillus sp., Trichoderma sp.,
Alternaria sp. y Rhodotorula mucilaginosa y el alga Chlorella pyrenoidosa presentan
Concentración Mínima Inhibitoria (CMI) de Pb(II), Cd(II), Zn(II), Cr(VI), y Cu(II) superiores a
500 mg/L; la elevada multitolerancia de estas cepas no ha sido informada en la literatura
(Garza González, 2005).
Se ha demostrado la capacidad de bioadsorción de Pb(II), Cr(VI), Cd(II), Cu(II), Zn(II) y Ni(II)
por Bacillus brevis, Rhodotorula mucilaginosa y Acremonium falciforme. De los cationes
evaluados, el plomo(II) fue el de mayor afinidad para ser removido de medio acuoso
(Garza González, 2005). Así también se ha demostrado la capacidad de Chlorella
pyrenoidosa de remover plomo(II), zinc (II), cobre(II), cadmio(II), níquel(II) y cromo(VI) en
soluciones mono-, bi- y multimetálicas. La mayor selectividad de la biomasa corresponde a
la remoción de plomo(II). La biomasa del alga tanto libre como inmovilizada reduce cuatro
veces la concentración de Pb(II) respecto al nivel mínimo permisible en las Normas
Mexicanas (Garza González, 2005).
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Procesos de Bioremediación
UNIDAD 2
Nombre de la
ESPECIES EMPLEADAS PARA LA BIOREMEDIACIÓN.
Unidad
CAPÍTULO 4
BACTERIAS Y ALGAS.
Lección 16
Introducción.
Lección 17
Metabolismo aerobio.
Lección 18
Metabolismo anaerobio.
Lección 19
Metabolismo de metales.
Lección 20
Aplicaciones.
CAPÍTULO 5
HONGOS Y LEVADURAS (MICORREMEDIACIÓN).
Lección 21
Introducción.
Lección 22
Metabolismo.
Lección 23
Micorremediación con micorrizas.
Lección 24
Degradación de plaguicidas, insecticidas y organoclorados.
Lección 25
Aplicaciones.
CAPÍTULO 6
PLANTAS (FITOREMEDIACIÓN).
Lección 26
Introducción.
Lección 27
Metabolismo.
Lección 28
Clases.
Lección 29
Procesos involucrados en la fitoremediacion.
Lección 30
Aplicaciones.
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Procesos de Bioremediación
UNIDAD 2. ESPECIES EMPLEADAS PARA LA BIOREMEDIACIÓN.
La bioremediación como proceso solo pueden realizarla los organismos vivos o sus partes
(tejidos secos o enzimas), y teniendo esto claro es necesario aclarar que no todos los
organismos vivos pueden realizar procesos de bioremediación. Como anteriormente se
mencionó solo lo pueden realizar aquellos organismos que tengan el potencial genético
(enzimas, tejidos, mecanismos, estructuras celulares, estructuras epidérmicas u otros) que
les permitan retener, metabolizar o transformar los contaminantes. Los contaminantes
referidos son de origen natural (petróleo y derivados, metales pesados) o artificial
(xenobióticos o productos de síntesis química).
Son conocidas principalmente las bacterias en los procesos de bioremediación, sin
embargo no todos los bioremediadores son microscópicos y tampoco son solo bacterias.
Los más conocidos en la actualidad son las bacterias, los hongos, las algas y las plantas
superiores, sin embargo hay otros organismos que pueden degradar contaminantes y
materia orgánica para obtener energía, como algunos nematodos (vermiremediación),
cianobacterias y protistos (Abed et al., 2002; Cortón & Viale, 2006; Torres Rodríguez,
2003).
La mayoría de los mecanismos descritos para la bioremediación se limitan a la
degradación aerobia y anaerobia, dando como producto de está el CO2, H2O, CH4 y
biomasa. Este es el reflejo del nivel de conocimiento adquirido hasta el momento, ya que
estos organismos degradadores son heterótrofos (se alimentan de materia orgánica
elaborada), mientras que actualmente se conoce del papel bioremediador de los
autótrofos (producen su propio alimento a partir de CO2 liberando O2), como las plantas
superiores y las algas.
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CAPÍTULO 4. BACTERIAS Y ALGAS.
Lección 16. Introducción.
Tanto las bacterias como las algas involucran organismos microscópicos, las bacterias
carecen de nucleo y por eso se les conoce como procariotas, mientras las algas tienen un
nucleo verdadero y por eso se les conoce como eucariotas. De los dos grupos solo las algas
pueden tener tamaños visibles y formar tejidos de varios metros de longitud. Aunque los
dos grupos son casi cosmopolitas (habitan en todas las regiones del planeta), sus
metabolismos son diferentes, las bacterias son heterótrofas, mientras las algas son
autótrofas y esto repercute grandemente en los mecanismos de degradación, que se
verán con mayor detalle en la lección 17 o de metabolismo.
Existen bacterias útiles para degradar una gran cantidad de contaminantes, se incluyen
Achromobacter sp., Alcaligenes denitrificans, Arthrobacter, A. sulphureux, Acidovorax
delafieldi, Bacillus cereus, Brevibacterium sp., Burkholderia sp., Chryseobacterium sp.,
Jambacter sp., Mycobacterium sp., M. flavescens, Pseudomonas sp., Pseudomonas putida,
Pseudomonas aeruginosa, Ralstonia sp., Rhodonobacter sp.,
Rhodococcus sp.,
Staphylococcus sp., Stenotrophomonas sp., Sphingomonas sp., Terrabacter sp. y
Xanthomonas sp. para degradar derivados del petróleo, aromáticos y similares.
Existen por ejemplo bacterias que pueden degradar con relativa facilidad el petróleo,
benceno, tolueno y otros derivados. Los metales pesados como uranio, cadmio, y
mercurio no son biodegradables, pero las bacterias pueden concentrarlo y aislarlos para
poder eliminarlos más fácilmente (Montoya, 1990). También son inhibidas por altas
concentraciones de los contaminantes, por ejemplo se ha encontrado que los mayores
valores de Concentración Mímima Inhibitoria (CMI) oscilan entre: 200- 3700 mg.L-1 de
plomo (II), 200 - 3400 mg.L-1 de cromo (VI) , 200 -2400 mg.L-1 de cadmio (II), 200 – 3700
mg.L-1 de cobre (II), 200 - 3200 mg.L-1 de zinc (II), y níquel (II) 200-3200 mg.L-1 para
aislamientos bacterianos de los géneros Bacillus, Pseudomonas, Acinetobacter,
Alcaligenes, Staphylococcus y Corynebacterium (Garza González, 2005).
Tres de las grandes ventajas de las bacterias residen en su alta velocidad de replicación y
crecimiento, en su amplia variabilidad genética y en el hecho de que son los únicos
organismos que pueden trabajar en condiciones anaerobias para degradar gran cantidad
de xenobióticos y contaminantes, estas características hacen que las bacterias sean
altamente adaptables a muchas condiciones del entorno. El hecho de poder trabajar en
condiciones anaerobias las capacita para trabajar en condiciones de anoxia,
predominantes en regiones húmedas, en lechos acuáticos, pantanos, lagos y similares,
incluso condiciones anaerobias producidas por los mismos derrames.
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Procesos de Bioremediación
En condiciones “in-situ”, altas concentraciones de crudo pueden cubrir grandes áreas
impidiendo el ingreso de oxígeno, bajo estas condiciones se puede favorecer el
crecimiento de bacterias anaerobias o anaerobias facultativas como Pseudomonas
aeruginosa o Phormidium sp. para la degradación de hidrocarburos, la cual es lenta pero
efectiva. De la misma manera se ha empleado bacterias anaerobias en condiciones de
rellenos sanitarios, donde la profundidad de los contaminantes dificulta el tratamiento
aerobio. En el trabajo “ex-situ” en muchos casos son requeridos bioreactores para
procesos de degradación aerobia y/o anaerobia para abarcar todos los contaminantes que
en encuentran en los suelos; es frecuente encontrar que sea necesario un tratamiento
anaerobio inicial, para producir sustratos degradables por la vía aerobia, motivo por el
cual es imprescindible el trabajo de las bacterias; como sucede con el benceno,
hidrocarburos aromáticos y poliaromáticos. Sin embargo el ser anaerobias no exime que
sus respuestas no dependan del pH, acidez, temperatura y capacidad de intercambio
catiónico del suelo.
Las algas por su parte, son importantes productores primarios en la cadena alimenticia.
Las algas tienen la capacidad de modificar el pH, la alcalinidad, el color y la turbiedad. En
el proceso de purificación natural, las algas oxigenan el agua y utilizan los subproductos
del proceso de depuración. Las pequeñas algas verdes unicelulares son las más
importantes para mantener el nivel adecuado de oxígeno disuelto en los estanques de
estabilización (Rivas Cevallos & Vera Vera, 2011). La importancia de las algas para el
funcionamiento del planeta es enorme, aunque desde el punto de vista (terrestre) pasan
inadvertidas. Las algas son enormemente diversas (desde unicelulares de 1μm de
diámetro hasta gigantescas algas marina de 50m de largo) y están presentes en
prácticamente todos los ecosistemas de la biosfera (Rivas Cevallos & Vera Vera, 2011).
Una de las características más importantes de las algas es su capacidad depuradora del
medio ambiente, ya que a través del proceso de fotosíntesis incorporan oxígeno,
contribuyendo de esta manera a la oxidación de la materia orgánica, por una lado y por el
otro a aumentar el oxígeno disuelto en el agua, el cual será utilizado por las otras
comunidades u organismos que componen la flora y fauna del medio acuático donde
viven (Lujan de Fabricius, 2000), citado por Rivas Cevallos & Vera Vera (2011).
Algunas microalgas se cultivan en fitorreactores para procesos de depuración de aguas
residuales y de desechos industriales (Rivas Cevallos & Vera Vera, 2011). En el Centro de
Investigación y de Estudios Avanzados del Instituto Politécnico Nacional (CINVESTAV) en
México, se ha tenido algunas contribuciones relacionadas con el tratamiento terciario de
aguas residuales porcinas, en los que ha explotado el potencial de las cianobacterias
Phormidium sp. y Spirulina maxima. Los resultados obtenidos indican que el crecimiento
de las cianobacterias disminuyó la demanda química de oxígeno (DQO) de los residuales
dando como resultado un efluente terciario cuya calidad hace posible su vertimiento a
cuerpos de agua o su utilización en actividades de regadío y de limpieza. Para Phormidium
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Procesos de Bioremediación
sp., los mejores resultados de remoción de nutrientes se obtuvieron utilizando residual
anaerobio diluido al 25% y residual aerobio diluido al 50%. En tanto que el mayor
crecimiento de Spirulina maxima se obtuvo en residual aerobio diluido al 50% (FerreraCerrato, Rojas-Avelizapa, Poggi-Varaldo, Alarcón, & Cañizares-Villanueva, 2006)
En los últimos 10 años, se ha venido investigando la capacidad de las microalgas para
biotransformar y biodegradar contaminantes orgánicos como hidrocarburos, plaguicidas,
etc., que resultan de alta peligrosidad para los seres vivos. Los contaminantes orgánicos
en el medio acuático son biodegradados por diversos microorganismos, incluyendo algas,
las cuales han demostrado que son capaces de biotransformar y biodegradar
contaminantes aromáticos comúnmente encontrados en aguas naturales y residuales
(Semple, Cain, & Schmidt, 1999). Las microalgas y cianobacterias proveen carbono
reducido y nitrógeno a la microbiota presente en los ecosistemas acuáticos, lo que
incrementa el potencial de degradación y eliminación de contaminantes (Ferrera-Cerrato
et al., 2006).
La utilización de organismos fotosintéticos para la oxidación de compuestos orgánicos
incluyendo los hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA), ha sido demostrada.
Microalgas como Prototheca zopfii, Selenastrum capricornutum, Scenedesmus acutus,
Ankistrodesmus braunii, Chlamydomonas ulvaensis, Chlorella pyrenoidosa y Scenedesmus
brasiliensis, el fitoflagelado Euglena gracilis y las cianobacterias Anabaena cylindrica,
Phormidium foveolarum, Oscillatoria sp. y Agmenellum quadruplicatum, han mostrado ser
eficientes para degradar diversos compuestos orgánicos incluyendo derivados del
petróleo y HPA (Ferrera-Cerrato et al., 2006)
Respecto a la cianobacteria Spirulina maxima y su capacidad para remover HPA utilizando
fenantreno (compuesto altamente tóxico para los organismos acuáticos), se encontró que
cuando la concentración de fenantreno fue de 100 ppm (partes por millón o mg/kg), se
logró una remoción de 4.72% a las 72 horas de exposición, mientras que a 200 ppm la
remoción fue de 4.34% en el mismo tiempo de incubación. La presencia del contaminante
no afectó de manera directa el contenido de proteína ni el crecimiento de la
cianobacteria, no obstante, la clorofila a resultó ser un factor de respuesta importante en
el comportamiento del cultivo expuesto a fenantreno (Ferrera-Cerrato et al., 2006).
Con respecto a los metales pesados, algunas Geobacter sp. son capaces de respirar usando
metales, es decir de reducirlos, su aplicación en el terreno de la bioremediación es muy
amplia. Por ejemplo en el caso de la contaminación por Uranio (VI) el cual es insoluble,
pero que al ser metabolizada por Geobacter sp. es reducido a Uranio (IV), el cual es
soluble y puede ser removido.
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Lección 17. Metabolismo aerobio.
En esta lección se hará énfasis solo en el metabolismo bacteriano aerobio, debido a lo
extenso y complejo de todo el metabolismo, posteriormente en la sección de
fitoremediación se hara alusión al metabolismo de algas, debido a las similaridades que
presentan en gran parte del metabolismo.
Para los sustratos que pueden ser biodegradados existen dos mecanismos de
degradación, aeróbio y anaerobio, cuyas reacciones siempre producen CO2 y materia
orgánica (Figura 14).
Figura 14: Esquema de las reacciones de acuerdo a Torres Delgado & Zuluaga Montoya
(2009).
La biodegradación se basa en la cadena respiratoria o en la cadena transportadora de
electrones, la cual produce una serie de reacciones de oxido-reducción con el fin de
obtener energía. La cadena se inicia con un sustrato orgánico externo a la célula y actúa
como dador de electrones, de modo que la actividad metabólica de la célula termina
degradando o consumiendo dicha sustancia. Los aceptores más comúnmente usados por
las bacterias son el oxígeno, nitratos, sulfatos y dióxido de carbono. Cuando se usa
oxigeno es un proceso aerobio, con cualquiera de los otros es anaerobio (Losser, 2001).
Cualquiera que sea el xenobiótico, lo primero que se hace es quitar este carácter
mediante la acción de enzimas específicas catabólicas (oxigenasas, hidrolasas,
deshidrogenasas, amidadas, transferasas, entre otras), para servir de intermediario
metabólico y posteriormente continuar en el metabolismo normal de las bacterias.
Enzimas ligninolíticas como las ligninoperoxidasas y manganeso peroxidasas utilizan H 2O2
como aceptor de electrones y catalizan la oxigenación de diversos compuestos incluyendo
los polímeros de lignina. Numerosas bacterias y hongos degradan hidrocarburos lineales,
solventes halogenados y cicloalcanos en condiciones aeróbicas, en ocasiones en
cooxidación de otros metabolitos.
Los microorganismos han involucrado sistemas enzimáticos catabólicos para el
metabolismo de compuestos aromáticos. En la oxidación de compuestos aromáticos el
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Procesos de Bioremediación
oxígeno es la clave para la hidroxilación y fusión del anillo aromático. La biodegradación
de una molécula aromática sigue dos pasos: la activación del anillo y el rompimiento del
anillo (Figura 15). La activación involucra la incorporación del oxígeno molecular al anillo,
esto es, dihidroxilación del núcleo aromático. Este paso es llevado a cabo por enzimas
conocidas como oxigenasas. Las dioxigenasas, catacterísticas de las bacterias, catalizan la
incorporación de dos átomos de oxígeno molecular en un solo paso para formar un
dihidrodiol. Los hidrodioles después se oxidan a derivados dihidroxilados como los
catecoles, que son precursores del rompimiento del anillo. El catecol puede ser oxidado ya
sea por la via orto para dar el ácido mucónico, o la via meta que va a dar el semialdehido
2-hidroximucónico (Eweis, Ergas, Chang, & Schroeder, 1998).
Figura 15: Ruta de degradación (via catecol) de compuestos aromáticos (Eweis et al.,
1998) utilizada por bacterias como Pseudomonas putida.
Si bien el grupo nitro aumenta la resistencia del anillo aromático a la biodegradación,
diversos autores han descrito aislamientos bacterianos capaces de utilizar estos
compuestos como fuente de carbono, liberando nitrito al medio. Entre estas cepas se
incluyen especies pertenecientes a los géneros Arthrobacter (Chauhan, Chakraborti, &
Jain, 2000), Bacillus (Kadiyala, Smets, Chandran, & Spain, 1998), Pseudomonas (Zeyer,
Kocher, & Timmis, 1986), Burkholderia (Bhushan, Chauhan, Samanta, & Jain, 2000),
Rhodobacter (M. D. Roldán, Blasco, Caballero, & Castillo, 1998), Sphingomonas
(Zablotowicz et al., 1999), Nocardioides (Ebert, Rieger, & Knackmuss, 1999) y Rhodococcus
(Gomez Cruz, 2009; Lenke, Pieper, Bruhn, & Knackmuss, 1992).
En general, los compuestos nitroaromáticos pueden ser degradados a través de dos tipos
diferentes de mecanismos dependiendo del número de sustituyentes nitro del anillo: uno
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de ellos es el mecanismo oxidativo típico de compuestos mononitroaromáticos y el otro es
el mecanismo reductivo que ocurre frecuentemente en los compuestos
polinitroaromáticos (M. D. D. Roldán et al., 2008). La oxidación de los compuestos
nitroaromáticos ocurre en aerobiosis (Spain, 1995; Spain et al., 1979; Zeyer et al., 1986);
sin embargo, la reducción de los compuestos nitroaromáticos ocurre tanto en aerobiosis
como en anaerobiosis (Gomez Cruz, 2009; Hallas & Alexander, 1983)(Figura 16).
Figura 16: Transformación bioquímica de los compuestos nitroaromáticos (Gomez Cruz,
2009).
El metabolismo oxidativo puede seguir la ruta de las mono o dioxigenasas, las monooxigenasas se ha encontrado que actúan sobre el 4-nitrofenol, 4–nitrocatecol (Chauhan et
al., 2000; Jain, Dreisbach, & Spain, 1994), o–nitrofenol (Xiao, Zhang, Liu, & Zhou, 2007;
Zeyer et al., 1986) y dependiendo del aislamiento pueden eliminar el grupo nitro en forma
de nitrito, aunque también se puede hidroxilar el anillo sin salida del grupo nitro (Gomez
Cruz, 2009)(Figura 17a).
Figura 17: Rutas aeróbicas oxidativas de degradación del anillo aromático de los
compuestos nitroaromáticos.
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(a) conversión de p-nitrofenol a nitrocatecol y su posterior degradación y (b) conversión
de o-nitrotolueno a metilcatecol (Castillo et al., 2005; Gomez Cruz, 2009).
Cuando se emplean dioxigenasas se adicionan simultáneamente dos grupos hidroxilos
(Figura 17b), se ha encontrado en las rutas de biodegradación del 2,4–dinitrotolueno, 1,3–
dinitrobenceno, 3–nitrobenzoato, 2–nitrotolueno y nitrobenceno (Caravatti, 2007). Sin
embargo, la oxidación de compuestos dinitroaromáticos tales como el 2,4–dinitrotolueno
(DNT) se ha demostrado solamente en pocas ocasiones (Gomez Cruz, 2009; Heidi,
Boardman, & Freedman, 2000).
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Lección 18. Metabolismo anaerobio.
Debido a la amplitud de los procesos, se van a tomar solo el metabolismo de solventes
halogenados, hidrocarburos lineales, compuestos aromáticos y nitroaromáticos.
Los solventes halogenados son degradados en condiciones aeróbicas y anaeróbicas. La
dehalogenación reductiva de un halógeno a la vez, puede ser utilizada como fuente única
de carbono. Las dehalogenasas reductoras usan la decloracion reductiva, mientras las
alquil succinato sintetasas usan la adición de fumarato (Figura 18).
Figura 18: Dehalogenación reductiva de tetracloruro de carbono y tetracloroetileno.
Para profundizar un poco mas acerca del metabolismo anaerobio de halogenados, se
recomienda la siguiente lectura (Janssen, Oppentocht, & Poelarends, 2001).
Los hidrocarburos saturados y todos los hidrocarburos aromáticos, incluido el benceno,
tienen un proceso de biodegradación anaeróbica que tiene que pasar por una activación
inicial que puede ser carboxilación, metilación, hidroxilación o adición de fumarato, donde
la ruta mas utilizada es la adición de fumarato (Figura 19).
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Figura 19: Reacciones iniciales durante la degradación anaeróbica de hidrocarburos
saturados y aromáticos.
a-d) adición de fumarato, e) hidroxilación, f) carboxilación (Widdel & Rabus, 2001). A estos
mecanismos ha de agregarse la metilación o adición de CH3.
Los procesos posteriores dependen del organismo que realice la biodegradación del
hidrocarburo específico, requiere de mecanismos enzimáticos específicos, muchos de los
cuales no se han dilucidado completamente. Para una visión mas completa de los
mecanismos durante la degradación de hidrocarburos aromáticos se puede revisar a
Widdel & Rabus (2001).
Por su parte, la presencia de los grupos nitro en el anillo de los compuestos
nitroaromáticos dificulta el ataque oxidativo y favorece el mecanismo reductivo. La
presencia de dos o más grupos nitro determina una mayor resistencia a la oxidación. Por
lo tanto, los compuestos polinitroaromáticos son degradados a través de rutas reductivas
(Gomez Cruz, 2009; Hallas & Alexander, 1983; M. D. D. Roldán et al., 2008).
Dos procesos se pueden llevar a cabo, bien sea la reducción del anillo mediante la adición
de iones hidruros, o bien a la reducción de grupo nitro para obtener los derivados: nitroso,
hidroxilamino o amino. El nitrito o el amonio liberado del anillo aromático por vías
degradativas pueden ser utilizados como fuente de nitrógeno para el crecimiento
bacteriano (Gomez Cruz, 2009; M. D. D. Roldán et al., 2008)(Figura 20).
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Figura 20: Reducción de los compuestos nitroaromáticos.
Reducción del anillo aromático (arriba) y reducción del grupo nitro (abajo). Adaptada de
M. D. D. Roldán et al. (2008).
Las nitroreductasas mas estudiadas son las tipo I (insensibles a oxígeno), que catalizan la
reducción de una gran variedad de compuestos nitroaromáticos mediante la adición de
pares de electrones formando intermediarios nitroso (–NO) e hidroxilamino (–NHOH) y,
finalmente, el producto amino–derivado (–NH2) (Gomez Cruz, 2009; Nishino et al., 2000;
M. D. D. Roldán et al., 2008)(Figura 21).
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Figura 21: Reducción del nitrobenceno catalizada por la nitrobenceno reductasa (Tipo I) de
Pseudomoas pseudoalcaligenes.
El proceso se realiza mediante la adición secuencial de pares de electrones del NADPH
(Gomez Cruz, 2009; Johnson & Spain, 2003; Nishino et al., 2000).
Eschericha coli, Salmonella entérica, Enterobacter cloacae, Klebsiella sp., Pseudomonas
pseudoalcaligenes, Pseudomonas putida, Vibrio fischeri, Vibrio harveyi, Synechocystis sp.,
Rhodobacter capsulatus, Bacillus subtilis, Staphyllococcus aureus y Clostridium
acetobutylicum se encuentran entre las bacterias que producen nitroreductasas
bacterianas tipo I (M. D. D. Roldán et al., 2008).
Por su parte, Rhododoccus sp. posee una gran variedad de vías metabólicas para la
degradación y modificación anaeróbica de compuestos aromáticos, hidrocarburos
alifáticos halogenados y numerosos compuestos aromáticos, como los PAH´s (Torres
Delgado & Zuluaga Montoya, 2009). Pseudomonas aeruginosa también degrada gran
cantidad de sustratos como el n-hexadecano, compuestos alifáticos, hidrocarburos
aromáticos y poliaromáticos en condiciones anaerobias (Torres Delgado & Zuluaga
Montoya, 2009). Finalmente también se ha encontrado Desulfomonile tiedjei como
degradador del Monoclorobenzoato (Compuesto orgánico volátil) en condiciones
anaerobias.
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Lección 19. Metabolismo de metales.
Para los metales pesados las rutas metabólicas son diferentes a las de otros
contaminantes, debido a que los metales no se degradan, solo sufren reacciones de
transformación para ser detoxificados o acumulados, pero no son utilizados como sustrato
para generar biomasa.
La mayoría de las transformaciones de metales efectuadas por microorganismos tienen
funciones primarias no relacionadas con la transformación de metales, pero que alteran
su solubilidad, movilidad y/o toxicidad, por lo tanto, pueden emplearse como estrategias
de remediación.
Las vías por las cuales los microorganismos pueden influenciar los metales pueden ser
(Figura 22):
1- Acumulación de metales de forma independiente del metabolismo (adsorción
pasiva) o intracelular o dependiente del metabolismo (absorción activa). Ambos
mecanismos pueden ocurrir en el mismo organismo. Si un metal es acumulado por
el microorganismo, el destino del metal, estará relacionado con el destino de la
célula. De otra parte si los microorganismos son transportados, el metal se moverá
con ellos.
2- Algunos metales pueden ser transformados por procesos redox (p. ej. Fe y Mn) o
por alquilación (p. ej. Hg). La movilidad y toxicidad del metal transformado
usualmente difiere en gran medida a su forma original.
3- Los microorganismos pueden producir o liberar sustancias, como compuestos
orgánicos o sulfuros que cambian la movilidad de los metales, reduciendo la
movilidad de éstos.
4- Los microorganismos participan en el ciclaje de carbono y por lo tanto influencian
la cantidad y características de la materia orgánica. Esto es de gran importancia
para la movilidad de los metales porque la materia orgánica se suele unir a los
metales. La degradación microbiana de los complejos órgano-metálicos puede
cambiar la especiación del metal. Sin embargo los metales unidos a varias
sustancias orgánicas pueden disminuir la degradación microbiana del compuesto
orgánico. El resultado puede ser materia orgánica con los metales acumulados, la
cual no es biodegradada.
5- En adición a estos procesos directos, los microorganismos pueden influenciar
indirectamente la movilidad de los metales debido a que afectan el pH y las
propiedades del suelo.
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Figura 22: Interacción entre metales y microorganismos explicando la precipitación,
acumulación, producción o liberación de sustancias y participación en el ciclo de carbono.
Adaptado de Ledin (2000).
Por su parte, la acumulación pasiva puede principalmente ser influenciada por: a) las
propiedades de la superficie tales como la carga y orientación de los grupos funcionales
del metal sobre la superficie de la célula y b) la especiación del metal y la química en la
fase acuosa (Ledin, 2000). En organismos que solo realizan acumulación pasiva, se ha
encontrado que se puede seguir un proceso, comenzando con una reacción electrostática
de los metales con los grupos de la superficie y luego se convierten en centros de
agregación de éstos, logrando alcanzar hasta el mismo peso de la célula, lo que lleva a que
la célula se precipite.
Algunas bacterias tienen capacidad para unirse a iones metálicos del exterior de la
superficie celular en un mecanismo de adsorción pasiva, y además utilizan los metales
para funciones estructurales y/o catalíticas, en este caso los transportan hacia el interior
mediante absorción activa, esto lo hacen mediante:
 Captación de metales traza en forma iónica para incorporación a metalo-enzimas o
para la activación de enzimas.
 Utilización de metales como donadores/aceptores de electrones en el metabolismo
energético).
 Detoxificación enzimática de metales tóxicos: son convertidos a formas con menor o
nula toxicidad por oxidoreducción enzimática.
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Procesos de Bioremediación
 Formación de una biopelícula, generalmente de polisacáricos en la superficie del metal
con diferentes tipos de bacterias; algunos productos metabólicos resultan corrosivos.
 Las bacterias (vivas o muertas) tienen la capacidad de unir cationes a la superficie
celular y acumularlos, lo cual depende de la presencia de sitios de unión de metales,
de la presencia de grupos carboxílicos como aminas y grupos fosfóricos.
 Algunas bacterias pueden promover con productos metabólicos la lixiviación (selectiva
o no) de constituyentes metálicos de minerales (Biolixiviación).
 Ciertos microorganismos excretan productos metabólicos inorgánicos (sulfuros,
carbonatos, fosfatos) en su metabolismo respiratorio que precipitan iones metálicos
(Bioprecipitación).
Entre los metales que pueden ser adsorbidos se encuentran Hg (II), U, Cd(II), Zn(II), (II),
Cu(II), Ag(I), La(III), Pb(II), Ni(II), Fe(III), Ca(II), Cr(VI), TcO4-, Sr(II), Mn(II) y Tl(I), por
microorganismos como Pseudomonas putida, Scherichia coli, Pseudomonas sp.,
Pseudomonas aeruginosa, Pseudomonas capecia, Bacillus subtilis, Bacillus cereus, Bacillus
mucilagenosus, Thiotrix sp., Rhodococcus erythropolis, Synechocistis sp., Synechococcus
sp. y Plectonema borianum (Ledin, 2000; Mo & Lian, 2010; Murthy, Bali, & Sarangi, 2012).
Entre los factores que afectan la eficiencia de adsorción de metales se encuentra la
temperatura, ya que las tasas de reacción se incrementan a altas temperaturas, pero muy
altas temperaturas también pueden matar las células; también es importante la edad de
las células ya que células de un solo día acumulan menos metales que aquellas de dos o
tres días, así también si la célula está muerta acumula la mitad de una célula viva (Ledin,
2000).
Entre los factores más influyentes se encuentra el pH del medio, la dependencia del pH
depende mucho de la concentración del metal, a altas concentraciones de Pb no hay casi
dependencia de la adsorción por Pseudomonas atlentica (Lion & Rochlin, 1989), mientras
la adsorción incrementa significativamente con el pH a bajas concentraciones de Pb. Lo
opuesto, un incremento de la dependencia del pH con el incremento de la concentración
del metal se ha visto con la acumulación de Cd en Pseudomonas cepecia (Savvaidis,
Hughes, & Poole, 1992).
La dependencia del pH en la acumulación microbiana de metales puede ser
completamente dependiente de los metales y organismos. Los perfiles de dependencia de
cada metal incrementan o disminuyen su acumulación con el pH, los valores mínimo y/o
máximo generalmente son encontrados alrededor de la neutralidad. Por lo general la
dependencia del pH por los aniones es significativamente diferente de la de los cationes.
Para una información mas completa se puede consultar el artículo escrito por (Ledin,
2000).
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Procesos de Bioremediación
Lección 20. Aplicaciones.
En esta lección se abarcarán algunos casos de aplicación de bacterias en procesos de
bioremediación, algunos casos corresponden a Colombia, mientras otros corresponden a
otras partes del mundo; también se debe considerar que la biotecnología basada en
bacterias es una de las mas difundidas y empleadas, por lo tanto los casos en que se
puede aplicar abarcan un amplio rango de contaminantes, los cuales intentare explicar la
forma mas sencilla posible.
En Colombia alrededor de una planta productora de TNT (Tri-nitro-tolueno, un
nitroaromático xenobiótico recalcitrante), se aislaron bacilos gran-negativos degradadores
de este elemento, se requirió adicionar una fuente de carbono al medio para favorecer la
degradación (Villegas Plazas, 2009), es una biotecnología importante debido al carácter
contaminante del TNT y su condición recalcitrante.
Según Golovleva, Aharonson, Greenhalg, Sethunathan, & Vonk (1990), las Pseudomonas
son las bacterias más eficientes en la degradación de compuestos tóxicos, la capacidad de
estas bacterias para degradar estos compuestos depende del tiempo de contacto con el
compuesto, las condiciones ambientales en las que se desarrollen y su versatilidad
fisiológica. En Peru, Vásquez y Reyes (2002) evaluaron tres especies de Pseudomonas para
la biodegradación del herbicida Aroclor 1242, los resultados obtenidos demuestran la
gran capacidad de las bacterias para degradarlo, encontrando un porcentaje de
degradación entre 99,8 y 98,4% (Torres Rodríguez, 2003)
En México se aisló un consorcio bacteriano de suelos agrícolas, capaz de degradar el
plaguicida tetraclorvinfos (ácido fosfórico, 2-cloro-1-(2,4,5-triclorofenil) etenil dimetil
ester, TVC). Este consorcio estuvo formado por seis cepas puras que fueron caracterizadas
con base en sus características bioquímicas y morfológicas. Las cepas fueron
presumiblemente identificadas como Stenotrophomonas malthophilia, Proteus vulgaris,
Vibrio metschinkouii, Serratia ficaria, Serratia spp. y Yersinia enterocolitica. El consorcio y
las seis cepas puras fueron cultivados en medios mineral y enriquecido, para evaluar su
capacidad para degradar TCV. Los resultados mostraron que el consorcio es capaz de
crecer en presencia de TCV como única fuente de carbono; todas las cepas removieron
este plaguicida en el medio enriquecido, sin embargo sólo una cepa removió el TCV del
medio mineral. Estos datos indican que las cepas aisladas pueden ser utilizadas para la
biodegradación de residuos o para la biorremediación de suelos o aguas contaminadas
con este plaguicida (Ortiz-Hernández & Sánchez-Salinas, 2010).
En el altiplano boliviano los drenajes ácidos de las minas están caracterizados por la
acidez extrema, altas concentraciones de metales pesados y sulfatos. Las bacterias sulforeductoras reducen sulfatos oxidando la materia orgánica para la producción de sulfuro de
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hidrógeno y bicarbonato. La bioremediación consiste en la precipitación insoluble del
sulfuro con los metales pesados y la alcalinización del medio por el bicarbonato. Se
establecieron dos consorcios sulfato reductores acidófilos, capaces de ser aplicados a
bioreactores para la producción de sulfuro de hidrógeno en condiciones ácidas. El
establecimiento de un sistema de bioremediación en dichas condiciones permitirá el
tratamiento directo de drenajes ácidos de mina utilizando residuos agrícolas como
materia orgánica oxidable (Gutierrez R., Terrazas S., & Alvarez A., 2007)
En Holanda, la refinería de Zn de Budel-Dorplein, está diseñada para remover
contaminantes metálicos de aguas subterráneas por reducción de sulfatos mediante
bacterias (bacterias sulfato reductoras). Esta planta tiene un afluente de 300 m 3/h con una
carga contaminante de 100 mg/l Zn, 1 mg/l Cd y 1000 mg/l sulfato, el efluente de la planta
tiene una carga contaminante de <0.3 mg/l Zn, <0.01 mg/l Cd y <200 mg/l sulfato. En esta
planta los sulfuros metálicos precipitados por el H2S y el S elemental producido por la
oxidación microbiana del exceso de H2S, son transportados a un horno de fundición donde
se recuperan los metales y el sulfuro es convertido en ácido sulfúrico. El pH se eleva
debido a la producción de bicarbonato como consecuencia de la oxidación de los
nutrientes orgánicos.
En la costa de Galicia suelos saturados con Diesel fueron tratados con sistemas anaerobios
debido a las limitantes de oxígeno ya que los hidrocarburos totales (HCT) se encontraban
a 4.6 mts de profundidad. Se recurrió al uso de aceptores alternativos de electrones,
mediante la adición de nutrientes y bioaumentación. Como resultado se eliminó más del
90% de los contaminantes en las zonas más críticas y una considerable reducción de
hidrocarburos en casi todo el lugar. A 4.6 metros de profundidad las concentraciones de
HCT se redujeron de 1000 mg/kg a menos de 100 mg/kg; se completó la remediación
aproximadamente de 27400 m3 de suelo y acuífero contaminado con diesel, cubriendo un
área de aproximadamente 12200 m2 a una profundidad de 6 metros, cumpliendo con
todas las regulaciones y leyes ambientales estatales y federales.
En un sistema de bioremediación por Landfarming en Argentina, una muestra de suelo en
actividad se usó para determinar la capacidad de la comunidad bacteriana de biodegradar
petróleo y sus destilados, de ésta se caracterizaron sus propiedades físicas, químicas y
microbiológicas. La comunidad bacteriana del suelo poseia la capacidad de biodegradar
los hidrocarburos existentes en el mismo, principalmente la fracción alifática, así como los
destilados gasoil, kerosén y aceite lubricante, mientras la fracción aromática, la polar y el
destilado nafta no fueron degradados. Está comunidad constituida principalmente por
Rhodococcus erythropolis, Achromobacter xylosoxidans y Brevundimonas diminuta,
mostró la utilidad del componente bacteriano en el sistema de landfarming para la
degradación de derivados de petróleo (A. Acuña, Pucci, Morales, & Pucci, 2010).
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Procesos de Bioremediación
En toda Colombia existen yacimientos de petróleo y los derrames más que un accidente
son una regla general, para lo cual el Instituto Colombiano del Petróleo (ICP) ha obtenido
aislamientos bacterianos y ha desarrollado tecnologías de vanguardia con las que pueden
sobrellevar estos vertimientos en un tiempo corto con una alta eficiencia, dependiendo de
la región y las condiciones de la zona que se necesita recuperar. En el Caribe colombiano
se han encontrado nueve aislamientos bacterianos con capacidad de degradación de
hidrocarburos alifáticos pero no de los aromáticos, que corresponden a los a los géneros
Klebsiella, Chromobacterium, Flavimonas, Enterobacter, Pseudomonas y Bacillus. Las
cepas evaluadas tienen el potencial enzimático para degradar hidrocarburos, básico para
disponer de un consorcio efectivo para la aplicación en campo adaptado a las condiciones
del Caribe colombiano (Narváez-Flórez, Gómez, & Martínez, 2008).
A nivel acuático se ha observado la remoción de fenantreno por Azolla caroliniana y su
microsimbionte Bacillus stearothermophilus, utilizando bioaumentación con
microorganismos hidrocarbonoclastas, en México se han encontrado resultados positivos
ante concentraciones menores a 60 mg/L, importante para la limpieza de acuíferos
contaminados con hidrocarburos (Castro Carrillo, Delgadillo Martínez, Ferrera Cerrato, &
Alarcón, 2008).
El último caso corresponde a una ex-refinería de hidrocarburos localizada en México a la
que denominaremos “18 de marzo”, cuyos suelos se encontraban contaminados. El área
total considerada para tratamiento es de 55 hectáreas. A partir del 18 de febrero de 2011
se contrataron los servicios de la Universidad Autónoma de Puebla para realizar los
trabajos de remediación, la cual procedió con cuatro tecnologías (bioventeo, cultivo sólido
o biopilas, biobarreras reactivas y fitoremediación), las cuales utilizan bacterias total o
parcialmente para sus procesos. A la fecha se tiene un avance general del 98% y se ha
retornado el material tratado al sitio de excavación.
Asimismo, el 30 de marzo del presente año el Instituto Tecnológico Agropecuario de
Oaxaca inició la remediación de 44672 m2 (89325 m3) aplicando las técnicas antes
mencionadas. Al momento se tiene un avance del 97% y se retorna el material tratado a la
zona de excavación.
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Procesos de Bioremediación
CAPÍTULO 5. HONGOS Y LEVADURAS (MICORREMEDIACIÓN).
Los hongos son un grupo muy grande de organismos, tanto hoy en día se consideran un
reino aparte, comprende desde organismos microscópicos hasta de hasta un metro de
longitud en sus estructuras reproductivas. Siendo un grupo tan diverso, heterogéneo y
ampliamente distribuido por el planeta, con un papel principalmente descomponedor o
saprobio de prácticamente toda materia orgánica, es de suponer que algunos de ellos
tengan propiedades de bioremediación.
Lección 21. Introducción.
La bioremediación en una de sus ramas, usa los hongos para limpiar ambientes
contaminados, aprovechando la capacidad que tienen algunas especies para degradar,
transformar, acumular, tolerar y/o extraer diversos contaminantes (orgánicos
xenobióticos, metales pesados, elementos radioactivos, etc)(Alonso, 2007).
Para la degradación de compuestos orgánicos y xenobióticos, como hidrocarburos
aromáticos se usan Trametes versicolor, Stereum hirsutum, Bjerkandera adusta, Phellinus
pini, Lentinus edodes, Hypholoma fasciculare, Pleurotus ostreatus y diversas especies de
Ganoderma, Phlebia, Phellinus, etc. Para eliminar iones metálicos como Torio y Uranio de
disoluciones y aguas contaminadas (Biosorción), se utilizan Saccharomyces, Aspergillus,
Penicillium y Rhizopus (Alonso, 2007).
Como técnica utilizando hongos se encuentra la micoextracción, la cual consiste en la
extracción con apoyo de hongos (generalmente se usan géneros o especies de gran
tamaño, de forma que sean visibles y fácil trabajar con ellos), de cadenas y sustratos
sólidos contaminados por metales pesados. Los mas empleados son Agaricus bisporus y
Pleurotus ostreatus con los cuales se ha logrado extraer platino de pilas de compost. Con
Agaricus macrosporus también se ha logrado extraer Cadmio, Mercurio, Plomo, Cobre y
Zinc (Alonso, 2007).
Hay una serie de ventajas en el uso de hongos en relación al uso de las plantas.
1. La infiltración del hongo al sustrato es muy superior al de las plantas (debido a que
su cuerpo constituido por hifas puede penetrar mas profundo por su diámetro mas
pequeño).
2. Las especies mas acumuladoras, especialmente el género Agaricus, sección
arvensis, poseen una capacidad de acumulación de metales como cadmio o
mercurio superior a la de las plantas. Su crecimiento y productividad no se ve
inhibido por la presencia de concentraciones elevadas de metales tóxicos como el
mercurio.
3. Los cultivos de Agaricus sobre sustratos ricos en materia orgánica esta
ampliamente estudiado y comprendido. Especies como Agaricus macrosporus o
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Agaricus arvensis son perfectamente cultivables con altas producciones de
carpóforos (cuerpos reproductivos).
4. La actividad descomponedora del micelio sobre el sustrato, permite no solo seguir
la depuración de metales, sino también la degradación de xenobióticos orgánicos
en las pilas de compost o el reciclado para un posterior uso agrícola.
5. El crecimiento y productividad de Agaricus macrosporus no se ve
significativamente afectada por la presencia de mercurio y otros metales (Alonso,
2007).
Sin embargo, también se presentan inconvenientes, como:
1. Conseguir la inoculación del micelio sobre sustratos pobres en materia orgánica
puede dificultase, debido a que requieren materia orgánica a descomponer para
poder crecer.
2. Obtener altas producciones de carpóforos en condiciones ambientales no
controladas, como son las condiciones de campo.
3. Posibles dificultades en el cultivo y producción por competencia con otros hongos
y microorganismos, ya que la mayoría de los micoextractores no son altamente
competitivos (Alonso, 2007).
Ciertos hongos son muy efectivos en la remoción de un amplio rango de contaminantes,
por ejemplo:
• Sustancias empleadas en la preservación de la madera.
• Hidrocarburos aromáticos policíclicos.
• Organoclorados.
• Bifenilos policlorados.
• Tinturas.
• Pesticidas.
• Fungicidas.
• Herbicidas.
• Lignina.
Aunque los macromycetos sean los preferidos para los procesos de fitoextracción, son los
hongos microscópicos los que predominan entre los degradadores de hidrocarburos
poliaromáticos, como se observa en el Cuadro 10.
Cuadro 10: Géneros fúngicos que contienen especies que degradan hidrocarburos
poliaromaticos (PAHs)(Al-Turki, 2009).
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Procesos de Bioremediación
Los hongos pueden biodegradar solos, en cooperación con plantas resaltando sus
funciones, o con bacterias en cometabolismo; cualquiera que sea el caso, algunos de sus
procesos metabólicos son similares o complementarios, p. ej, el uso de enzimas mono y
dioxigenasas para la degradación inicial, con la diferencia de que son diferentes enzimas,
como lignoperoxidasas y manganeso peroxidasas, las cuales usan H2O2 como aceptor de
electrones y catalizan la oxigenación de diversos compuestos incluyendo los polímeros de
lignina.
Al igual que las bacterias es mucha la información que se desconoce para poder ser
utilizada, se puede argumentar que los estudios en este campo están en desarrollo y
muchas de las rutas metabólicas y los mecanismos de biodegradación y biorecuperación
son específicos para géneros o especies, por lo tanto es difícil generalizar en cuanto a los
resultados que se pueden obtener en cifras y hechos. Los hongos tienen sus ventajas y
desventajas, los cuales pondremos en tela de juicio a lo largo del presente capítulo.
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Lección 22. Metabolismo.
Debido a la existencia de especificidad en los procesos metabólicos para degradar gran
parte de los contaminantes, se hará referencia solo a algunos procesos metabólicos
haciendo alusión a los organismos de los cuales se conoce su bioquímica. Se incluye la
degradación del TNT por Phanerochaete chrysosporium (Figura 23), la degradación del
benzo(a)pyreno por Cunninghamella elegans y Aspergillus ochraceus (Figura 24), Cianuro
por Trichoderma sp (Figura 25) y finalmente del Fenantreno y Pireno por Cyclothirium sp
(Figura 26).
Figura 23: Metabolitos intermediarios formados durante la degradación aerobia de TNT
por Phanerochaete chrysosporium (Spain, 1995).
Los intermediarios 2,2´, 6,6´-tetranitro-4,4´-aoxitolueno y 4-amino-2,6-dinitrotolueno han
sido reportados durante la degradación de TNT por Trichoderma viride (Argumedo-Delira,
Alarcón, Ferreta-Cerrato, & Peña-Cabriales, 2009; Bayman & Radka, 1997).
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Figura 24: Transformaciones fungicas del benzo(a)pyreno.
La formación de benzo(a)pyrenos hidrolizados y de dihidrodioles de benzo(a)pyreno
ocurre por la via de epóxidos de benzo(a)pyreno. Los dihidrodioles pueden ser
transformados a diol epóxidos los cuales posteriormente serán transformados para formar
tetraoles cis y trans (Juhasz & Naidu, 2000) adaptado de Datta & Samanta (1988).
Varias especies de Trichoderma tienen la capacidad de metabolizar cianuro vía rodanasa y
cianuro hidratasa (Figura 25), pero no se ha encontrado evidencia de que utilicen la ruta
de la β-cianoalanina sintetasa (Ezzi & Lynch, 2005), lo que indica que no es común
encontrar esta enzima en los hongos, en comparación con plantas y algunas bacterias
(Raybuck, 1992).
Figura 25: Mecanismo enzimático propuesto para Trichoderma spp. durante la
degradación de cianuro (Argumedo-Delira et al., 2009; Ezzi & Lynch, 2005).
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Figura 26: Degradación de Fenantreno y Pireno por Cyclothirium sp. (da Silva, Esposito,
Moody, Canhos, & Cerniglia, 2004).
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Procesos de Bioremediación
Lección 23. Micorremediación con micorrizas.
La micorriza es una asociación simbiótica entre grupos particulares de hongos y las
plantas, los dos tipos principales son las micorrizas arbusculares (MA) y las ectomicorrizas
(EM), se hará énfasis en las MA por ser las más estudiadas. Cabe señalar que debido a la
biotrofía obligada de los hongos de micorriza arbuscular (HMA), los mecanismos por los
cuales hacen frente a altos niveles de metales pesados (MP) se expresan prácticamente en
su totalidad en el estado simbiótico, formando la micorriza arbuscular (MA). Estos
mecanismos son en su mayoría muy similares a los que presentan las plantas, destacando
(Figura 27)(Cornejo, Meier, & Borie, 2008; Siddiqui, Sayeed Akhtar, & Futai, 2008):
(1) inmovilización en el suelo por la secreción de sustancias quelantes (reduce la toma o
incrementa el flujo, formación de complejos fuera de las células, liberación de ácidos
orgánicos, etc).
(2) enlace de MP a los biopolímeros de la pared celular (quitina, celulosa), melaninas en
las EM (Galli, Schüepp, & Brunold, 1994).
(3) inmovilización sobre la superficie de la membrana plasmática una vez atravesada la
pared celular.
(4) transportadores de membrana que ingresan MP desde el suelo al citosol.
(5) quelación intracelular por síntesis de ligandos como metalotioneínas, ácidos orgánicos,
polifosfatos, aminoácidos, etc.
(6) exportación de MP desde el citosol mediante transportadores de membrana.
(7) confinamiento de MP en vacuolas.
(8) absorción biológica via glomalina.
Figura 27: Mecanismos de tolerancia al estrés pormetales pesados desarrollado por la
simbiosis MA.
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Procesos de Bioremediación
Tanto la planta como el hongo poseen mecanismos similares: 1) quelación extracelular; 2)
enlace del MP a la pared celular; 3) membrana plasmática como barrera selectiva; 4)
incorporación mediante transportadores de membrana; 5) quelación en el citosol; 6)
exportación por transportadores; 7) secuestro en la vacuola. Sólo el hongo presenta los
siguientes mecanismos: 8) transporte de MP en las hifas; y 9) transporte a la planta a
través de arbúsculos (Cornejo et al., 2008), adaptado de Göhre & Paszkowsky (2006), en
los cuales se ha encontrado altas concentraciones de metales pesados (Siddiqui et al.,
2008).
El Cu se acumula principalmente en forma extracelular asociado al Fe, también se asocia
con trazas de arsenato dentro del citoplasma en el micelio externo de Glomus mosseae;
por su parte el arsenato también se puede acumular dentro del citoplasma en forma
similar a los polifosfatos, lo cual indica que existen diferentes mecanismos de acumulación
de Cu y Arsenato (Siddiqui et al., 2008), al igual puede suceder con otros metales.
El transporte de MP a través de las hifas es favorecido por tratarse de organismos con
hifas cenocíticas (sin septos o divisiones celulares claras). Por otra parte, la posible
existencia de transportadores en la membrana de los arbúsculos que exportan MP hacia la
matriz interfacial (zona de contacto íntimo entre la membrana plasmática del hongo y la
célula radical), permitiría una mayor incorporación de MP por la planta. Esto explicaría
que algunas especies de plantas micorrizadas incrementen sus contenidos de MP en la
parte aérea (Ebbs & Kochian, 1998). Esta asociación es un componente clave en
ecosistemas contaminados con estos elementos, como ocurre con los suelos afectados
por el depósito de residuos provenientes de la minería; además, se convierte en una
herramienta biotecnológica muy importante a tener en cuenta al momento de diseñar
programas de fitorremediación (Cornejo et al., 2008).
En suelos contaminados con altos niveles de MP, se ha observado la presencia de
poblaciones naturales de HMA que generan colonizaciones micorrícicas efectivas o incluso
incrementadas por altas concentraciones de Cd, Zn y Pb (Cornejo et al., 2008; Turnau,
Miszalki, Trouvelot, Bonfante, & Gianinazzi, 1996). Así mismo la tolerancia de las
micorrizas arbusculares y ectomicorrizas a altas concentraciones de MP se refleja en el
número de esporas de HMA, colonización de raíz por HMA y EM, y la abundancia de
cuerpos fructíferos de EM. En el mismo sentido el tipo de metaloide o metal pesado
influye en el sentido de estas variaciones, así por ejemplo la esporulación es la mas
reducida por estrés a metaloides (Al, As, Ba, Cd, Cr, Cu, Pb, Se, Sr y Zn) a largo plazo,
mientras el Ni aumenta la esporulación de HMA (Siddiqui et al., 2008). Estos hechos
revisten un elevado interés biotecnológico si se consideran las ventajas que la simbiosis
micorrícica puede aportar en la biorremediación de suelos afectados por actividades
mineras (Cornejo et al., 2008).
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Existen numerosos estudios que muestran la significativa contribución de los HMA en
biorremediación. Por ejemplo, se ha observado que la micorrización confiere a las plantas
una mayor capacidad de establecimiento en suelos afectados por actividades mineras
(Shetty, Hetrick, Figge, & Sshwab, 1994). Esto se puede deber a la mayor velocidad de
adaptación de los hongos respecto de las plantas frente a condiciones ambientales
adversas (Wilkinson & Dickinson, 1995). Esto los convierte en un grupo de organismos más
tolerantes a elevados niveles de MP y otras limitantes. Esta mayor tolerancia otorgada por
el HMA a las plantas, incluso sin otro beneficio evidente, justificaría el uso de este tipo de
hongos en biorremediación de suelos contaminados con MP, como los presentes en áreas
influidas por la actividad minera (Cornejo et al., 2008).
De forma más particular, se ha demostrado que plantas micorrizadas (como Avena sativa
y Hordeum vulgare) extraen cantidades considerables de algunos MP (como Pb y Zn),
llegando a igualar lo extraído por plantas hiperacumuladoras no micorrizables (como
Brassica juncea (Ebbs & Kochian, 1998), lo que demuestra su utilidad en procesos de
fitoextracción. Por otra parte, los procesos de fitoestabilización también se favorecen en
plantas micorrizadas, como lo demuestran diversos estudios donde se ha observado el
transporte de algunos MP (como Zn, Cd y Cu) por hifas y raíces de plantas micorrizadas de
Trifolium repens y Zea mays, sin que se produzca su posterior translocación a la parte
aérea. En este caso, el MP queda en el suelo, pero de formas menos disponibles para
otros organismos, por lo que se reduce su toxicidad. Por lo anteriormente señalado, los
HMA resultan una importante herramienta a considerar al momento de optar por el
desarrollo de procesos de fitoestabilización (Leyval, Joner, Del Val, & Haselbandter, 2002).
Aún sin que existiese un efecto promotor de la fitoacumulación o fitoestabilización, la
formación de MA efectivas sería muy beneficioso, ya que facilitaría el establecimiento de
una mayor densidad y diversidad de plantas (Pawlowska, Chaney, Chin, & Charvat, 2000),
generándose así una espiral de efectos beneficiosos para el sistema suelo-planta. Además,
en el caso particular de plantas bioacumuladoras, la micorrización puede incrementar su
crecimiento, viéndose incrementada también la cantidad total de MP extraída desde el
suelo (Cornejo et al., 2008; Khan, Kuek, Chaudhry, Khoo, & Hayes, 2000).
La asociación MA se encuentra en el 80% de las plantas en el planeta y su eficiencia en
cuanto a la tolerancia a los metales puede variar dependiendo factores como (Siddiqui et
al., 2008; Smith & Read, 2008):
 Los ecotipos de HMA (provenientes o no de suelos ricos en metales, sitios
metalíferos o minas poluidas con metales pesados).
 Expresión fúngica.
 Producción de metalotioneinas (proteína que se une al metal).
 La especie de HMA.
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Lección 24: Degradación de plaguicidas, insecticidas y organoclorados.
En suelos contaminados con TNT (1,1,1-Tricloro-2,2-bis(4-clorofenil)-etano) se ha logrado
aislar bacterias y hongos capaces de degradarlo, de los cuales se han identificado algunos
géneros fúngicos como Alternaria, Aspergillus, Penicillium, y Trichoderma, los cuales
muestran variaciones en su tolerancia hacia el TNT (Bennett, Hollrah, Waterhouseb, &
Horvathc, 1995). En el caso particular de Trichoderma viride, este hongo es capaz de
transformar al TNT en un 16 % en metabolitos solubles como 2,2’,6,6’-tetranitro-4,4’azoxitolueno, 4-amino-2,6-dinitrotolueno y 2-hidroxilamino-4,6- dinitrotolueno. Este
hongo presenta mayor tolerancia al TNT, en comparación con Schizophyllum commune y
Cladosporium resinae (Bayman & Radka, 1997). En condiciones anaerobias los grupos
nitrogenados del TNT se reducen uno a uno en grupos amino; sin embargo, cada proceso
de reducción es más lento y menos completo que el anterior. Si las condiciones pasan a
una condición aerobia, los intermediarios parcialmente reducidos forman productos de
condensación de tipo azo, que son moléculas más estables y por lo tanto más
recalcitrantes, además de ser agentes mutagénicos.
La ruta de degradación del TNT ha sido caracterizada a través de la actividad del hongo
causante de la pudrición blanca de la madera P. chrysosporium (Fernando, Bumpus, &
Aust, 1990; Spain, 1995). Algunos de los intermediarios formados durante la degradación
de TNT por P. chrysosporium, también han sido reportados para T. viride (ArgumedoDelira et al., 2009; Bayman & Radka, 1997).
La mayoría de los plaguicidas organoclorados como el DDT, el dieldrin y el endosulfán,
son persistentes en la naturaleza, (el DDT con una vida media mayor a 100 días, aunque
en algunos bosques su vida media llega a ser de 20 a 30 años; Mitra y Raghu 1998),
además presentan alta toxicidad. Hongos como Phanerochaete chrysosporium, son
capaces de transformar el DDT enzimáticamente al inducir la deshalogenación vía
procesos aerobios (Argumedo-Delira et al., 2009; Paszczynski & Crawford, 1995), y
Trichoderma es capaz de degradar los tres plaguicidas (Hay & FoCht, 1998; Snedeker,
2001). Los principales metabolitos de biodegradación de endosulfan por T. harzianum son
el sulfato de endosulfán y el diol de endosulfán, que se generan por la acción de un
sistema enzimático oxidativo. Lo anterior sugiere que la enzima hidrolítica sulfatasa es la
responsable indirecta de la formación del diol de endosulfan (Argumedo-Delira et al.,
2009; Mukherjee & Mittal, 2005).
Insecticidas como forato o carbofurano (con vida media en el ambiente de 9.1 a 10.4
meses) pueden estimular o inhibir el crecimiento de especies de Trichoderma (Das,
Chakravarty, Sukul, & Mukherjee, 2003). Más aún, T. viride contribuye en la degradación
del herbicida triflurina (concentración inicial: 1 mg/L) en más del 90 % en
aproximadamente 10 días (Zayed et al., 1983). Anderson & Domsch (1976) mencionan que
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la degradación del herbicida arvadex (concentración inicial: 2.5 mg/L) por T. harzianum es
muy lenta en cultivo líquido, ya que fue menor al 20% después de 10 días de incubación.
En contraste, las especies T. harzianum y T. longipilus son sensibles al herbicida
fosfinotricina a una concentración de 1 mM (Ahmad & Malloch, 1995; Argumedo-Delira et
al., 2009).
Los organofosforados son empleados como insecticidas, plastificantes y como armas
químicas, que se caracterizan por tener alta toxicidad hacia mamíferos y que se
encuentran contaminando tanto ecosistemas acuáticos como terrestres (B. K. Singh &
Walker, 2006). Así, T. harzianum es capaz de utilizar el insecticida organofosforado
clorpirifos como fuente de azufre y de fósforo (Omar, 1998) y también es capaz de
degradar glifosato y ácido aminometil fosfórico (Argumedo-Delira et al., 2009).
Una de las actividades industriales cuyas descargas causan efectos adversos sobre el
medio ambiente es la industria de la celulosa (Sponza, 2003), la cual utiliza cloro y dióxido
de cloro durante el proceso de blanqueo de la pulpa (Stinchfield & Woods, 1995). En este
proceso se generan diversos compuestos organoclorados altamente tóxicos, entre ellos se
encuentran
4,5-dicloroguaiacol,
3,4,5-tricloroguaiacol,
4-etil-2-metoxifenol,
pentaclorofenol, 2,3,5,6-tetra- cloro-4-metoxifenol, eugenol, tetracloroguaiacol, 4,5,6tricloroguaiacol, hexaclorociclohexano, ácido hexadecanoico, 2-metoxifenol, 2,6dimetoxifenol, 4,5-dicloro-2-metoxifenol, por mencionar algunos (Kovacs, Gibbons,
Tremblay, O´Connor, & Voss, 1995)(Gaete, Larrain, BaySchmith, Baeza, & Rodríguez,
2000).
Algunas
especies
del
género
Trichoderma
pueden
degradar
pentacloronitrobenceno y pentaclorofenol, pero no degradan al hexaclorociclohexano
(Montiel et al., 2004). En este sentido, se ha demostrado que T. harzianum tiene la
capacidad de degradar 2,4,6-triclorofenol, 4,5-dicloroguaiacol, 3,4,5-tricloroguaiacol,
tetracloroguaiacol y otros compuestos halogenados (Argumedo-Delira et al., 2009; van
Leeuwen, Nicholson, Levay, Hayes, & Mulcahy, 1997).
Gran cantidad de hongos puede degradar los benzo(a)pyrenos, creciendo sobre diferentes
sustratos con eficacias desde 18 a 99% en su remoción y con tiempos de incubación de 2
horas a 15 semanas; en el proceso producen metabolitos característicos de cada
aislamiento fúngico (Cuadro 11).
Cuadro 11: Degradación de benzo(a)pyrenos por aislamientos fúngicos (Juhasz & Naidu,
2000).
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a
Experimentos de degradación preparados con ligninasa cruda y preparada de P. chrysosporium.
Experimentos de degradación preparados con lacasa cruda y preparada de T. versicolor.
c
Experimentos de degradación preparados con lacasa purificada de T. versicolor.
d
MYPD: Extracto de malta, extracto de levadura, peptona y dextrosa.
e
Experimentos de degradación preparados con preparaciones de manganeso peroxidasa cruda de N.
frowardii.
f
Experimentos de degradación preparados con preparaciones de manganeso peroxidasa cruda de N.
frowardii y una sustancia mediadora (5 mM de glutation).
b
A los anteriormente mencionados debemos agregar hongos filamentosos como
Trichoderma viride, Fusarium solani y Fusarium oxysporum, con eficacias de (50%, 58% y
30% respectivamente) los cuales son capaces de degradar los benzo(a)pirenos cuando la
concentración inicial de éstos es inferior a 0.4 mM y se encuentran en condiciones
controladas a 25ºC durante 30 días (Argumedo-Delira et al., 2009).
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Lección 25. Aplicaciones.
Se pueden considerar tres clases de aplicación con hongos, biodegradación por hongos
independientes, degradación en simbiosis micorrícica y degradación por cometabolismo;
cualquiera que sea el mecanismo, la biosorción vía microbiana es más económica tanto en
términos de costo de instalación como de operación y mantenimiento, pues los métodos
químicos resultan costosos debido a que el agente activo no puede ser recuperado para su
posterior reutilización (Argumedo-Delira et al., 2009; Cañizares-Villanueva, 2000).
Aunque las bacterias poseen las rutas catabólicas para los PAHs, las cuales se presumen
degradan los Benzo(a)pirenos (Bap), su degradación puede no ocurrir debido a que estos
compuestos no pueden pasar la pared celular bacteriana (Hammel, 1996). Sin embargo
esta limitación no aplica a hongos debido a su habilidad de producir enzimas
extracelulares (enzimas degradadoras de lignina). La degradación fungica de los BaP no
resulta en una significativa reducción del compuesto, sin embargo las ligninasas
convierten el BaP en productos solubles al agua los cuales son mas biodisponibles
(Meulenberg, Rijnaarts, Doddema, & Field, 1997) y potencialmente mas tóxicas que los
productos de origen. Como la degradación de los PAHs por las bacterias está limitado por
su incapacidad de hidroxilar los compuestos, la transformación inicial de los BaP por los
hongos, seguido por la degradación bacteriana de los metabolitos polares puede llevar a
una estrategia efectiva de bioremediación, como se ha demostrado en algunos pocos
estudios. Este fenómeno también se ha observado con otros PAHs tales como pireno y
Antraceno (Juhasz & Naidu, 2000; Meulenberg et al., 1997).
La presencia de Elementos Potencialmente Tóxicos (EPT) puede afectar la nutrición del
hongo que se refleja en el limitado crecimiento del micelio, lo cual puede ser un serio
limitante para el tratamiento con hongos. Lo anterior se ejemplifica con la disminución del
micelio, longitud y ramificaciones de Trichoderma viride observada en presencia de Cu y
de Cd (Gadd, Ramsay, Crawford, & Ritz, 2001). Algunos estudios reportan la habilidad de
T. viride para tolerar y bioacumular Cu en su biomasa; por ejemplo, (Anand, Isar, Saran, &
Saxena, 2006) señalan una remoción de 3.4 mg/L en 72 h, a partir de una concentración
inicial de 100 mg de CuCl2/L, señalando también que la temperatura y el pH afectan la
biosorción de Cu por este hongo. Algunos EPT como el Cd (1-2 mM) además de reducir el
crecimiento, también pueden inducir cambios en la diferenciación morfológica y causar
mutaciones en T. viride (Frank, Támová, & Takácsová, 1993). En contraste, el crecimiento
de T. viride es significativamente inhibido a concentraciones de mercurio de 1 a 5 mM,
pero sin inducir mutaciones en este organismo (Argumedo-Delira et al., 2009; Frank et al.,
1993).
Por su parte el cianuro es liberado al ambiente en desechos sólidos y aguas residuales de
las diferentes actividades industriales como el galvanizado de metales, electrolisis de
aluminio, gasificación de carbón, lixiviación de minerales y en la síntesis de fármacos,
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fibras y plásticos. El hongo Trichoderma sp. se ha empleado para la destoxificación de
cianuro ya que posee dos enzimas (rodanasa y cianuro hidratasa) capaces de degradarlo
(Ezzi & Lynch, 2002). Además, la adición de glucosa como una fuente de carbono
alternativa al medio contaminado incrementa la velocidad de degradación del cianuro por
las cepas de Trichoderma spp. (Ezzi & Lynch, 2005). Varias especies de Trichoderma tienen
la capacidad de metabolizar cianuro vía rodanasa y cianuro hidratasa, pero no se ha
encontrado evidencia de que utilicen la ruta de la β-cianoalanina sintetasa (Ezzi & Lynch,
2003), lo que indica que no es común encontrar esta enzima en los hongos, en
comparación con plantas y algunas bacterias (Raybuck, 1992). A su vez, (Ezzi & Lynch,
2005) han demostrado que para la degradación de cianuro de potasio en el suelo (50 y
100 mg kg-1) es posible al utilizar Trichoderma spp. en combinación con plantas como
alverja (Pisum sativum L.) y trigo (Triticum aestivum L.). Lo anterior denota el potencial
uso de cepas del grupo Trichoderma en sistemas de fitorremediación, lo cual requiere de
mayor estudio (Argumedo-Delira et al., 2009).
El género Pestalotiopsis posee robusta actividad de degradación, sus microsporas son
capaces de crecer sobre un poliuretano en condiciones con y sin oxigeno, esto es posible
gracias a la enzima 'serina hidrolasa' la cual degrada poliuretano, una de las formas de
plástico existentes en la actualidad.
Las colillas de cigarrillos son basuras comunes en todo el mundo, que contaminan el
ambiente y se fuman cerca de 5,6 millones de cigarrillos al año. Las sustancias contenidas
en las colillas, como nicotina y alquitrán, son tóxicas para los peces tanto de agua dulce
como salada, según el British Medical Journal, citado por la UNAM. Además de la
contaminación del agua, los organismos marinos y terrestres, las colillas de cigarrillos
permanecen hasta 10 años sin descomponerse. Con este reto en manos, los estudiantes
de licenciatura en Biología en la Facultad de Estudios Superiores Iztacala, perteneciente a
la UNAM, colectaron las colillas de cigarrillos en la propia universidad hasta reunir 8
kilogramos. Después estudiaron la degradación por los hongos Pleurotus ostreatus y
Trametes versicolor. Los hongos degradaron cerca del 18% de las colillas e incluso
crecieron en el líquido resultante de la degradación.
Torres Rodríguez (2003) reportó que Ouahiba et al. en el 2001 aislaron varias especies de
hongos en suelos contaminados con pesticidas de Argelia. Las especies más frecuentes
fueron Aspergillus fumigatus, A. Níger, A. terreus, Absidia corymberifera y Rhizopus
microsporus var microsporis. 53 de las especies aisladas se destacaron por su habilidad
para la degradación del herbicida metribuzin en medio líquido; simultáneamente se
demostró que el herbicida promovía el crecimiento de los géneros Absidia y Fusarium, los
cuales lograron eliminar el 50% del compuesto después de 5 días. Por otra parte, 31
especies pudieron eliminar el metroburon, mientras Botrytis cinerea eliminó el
metroburón y el linuron casi completamente, destacandose de las otras especies (Torres
Rodríguez, 2003).
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Procesos de Bioremediación
Los hongos de pudrición blanca poseen un sistema enzimático oxidativo extracelular capaz
de degradar compuestos orgánicos persistentes. Esta capacidad les permite ser utilizados
en procesos de biorremediación de aguas y suelos contaminados. Sin embargo, el uso de
estos hongos requiere la determinación de condiciones adecuadas para aumentar su
crecimiento y expresión enzimática, en condiciones diferentes a su ambiente natural
(Rubilar Araneda, 2007).
Tres cepas fúngicas de pudrición blanca: Anthracophyllum discolor, Inonotus sp. y Stereum
hirsutum, fueron seleccionadas, cultivadas en medio líquido con concentraciones de
nitrógeno (0,2 y 1,2 g/L) y con dos fuentes de carbono (glucosa y carboximetilcelulosa),
para evaluar el efecto del medio de cultivo sobre la producción de las enzimas
ligninolítica: manganeso peroxidasa, lignina peroxidasa, versátil peroxidasa y lacasa (MnP,
LiP, VP y lacasa) y posteriormente ser usadas en la remoción de PENTACLOROFENOL (PCF)
adicionado en concentraciones de 50 y 100 mg/L (Rubilar Araneda, 2007).
En el medio con glucosa y con 0,2 g/L de nitrógeno se encontraron las mejores
producciones enzimáticas por A. discolor, así mismo una elevada remoción de PCF (90%
con 50 mg/L y 40% con 100 mg/L), después de 37 días de incubación. Llevando estos
resultados a condiciones de campo, se evaluó el efecto de la aplicación de diferentes
materiales lignocelulósicos (paja de trigo, granos de trigo y viruta de madera) en el
crecimiento de A. discolor. Se evaluó la biorremediación de suelo contaminado con PCF
(250 y 350 mg/kg) utilizando A. discolor y P. chrysosporium, colonizado en granos de trigo
(Rubilar Araneda, 2007).
Los granos de trigo utilizados como soporte lignocelulósico permitieron un mayor
crecimiento y colonización por A. discolor. Así mismo, la aplicación de los hongos A.
discolor y P. chrysosporium inmovilizados en granos trigo favoreció la propagación de los
hongos en el suelo y por lo tanto la remoción del PCF (70-85%). La aplicación de granos de
trigo en el suelo no inoculado, permitió la proliferación de microorganismos degradadores
de PCF. Por otro lado, se observó un efecto sinérgico entre la microflora autóctona y A.
discolor incrementando la remoción de PCF en los suelos. El pH del suelo influyó en la
adsorción de PCF, siendo más elevada en suelos ácidos (Umbrisol). Además, los suelos
ácidos redujeron la actividad de la enzima MnP de A. discolor, afectando la degradación de
PCF. Los hongos de pudrición blanca A. discolor presenta gran potencial para ser utilizado
en procesos de biorremediación de suelos y aguas contaminadas con compuestos
orgánicos persistentes (Rubilar Araneda, 2007).
Finalmente los hongos formadores de micorriza arbuscular y sus plantas asociadas han
sido empleadas para la remoción de residuos de plomo (Alvarado, Dagubta-Schubert,
Ambriz, Sánchez-Yañez, & Villegas, 2011), para la recuperación de suelos contaminados
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Procesos de Bioremediación
por actividad minera (Cornejo et al., 2008) y de suelos y aguas contaminados con
hidrocarburos de petróleo (Ferrera-Cerrato et al., 2006).
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Procesos de Bioremediación
CAPÍTULO 6. PLANTAS (FITOREMEDIACIÓN).
Lección 26. Introducción.
Ante la diversidad de organismos para bioremediación, se ha abierto las puertas a
organismos cuyo tamaño pueden hacer mas eficiente el proceso de descontaminación y
pueden aprovechar la energía del sol para apoyar el proceso, en este sentido se han
encontrado plantas con capacidad de bioremediación, con sus limitantes y beneficios,
pero que abre las perspectivas para poder incluirlas para los tratamientos mixtos que
incluyen tanto plantas como microorganismos.
La fitoremediación es el uso de plantas para contener, remover o neutralizar compuestos
orgánicos, metales pesados o compuestos radioactivos. Hay muchas especies vegetales
que tienen capacidades bajas o medias de acumular metales y contaminantes peligrosos,
las cuales se encuentran como habitantes en las zonas intervenidas y con problemas de
derrames, pero adicionalmente existen plantas con una gran capacidad para acumular
metales pesados, denominadas hiperacumuladoras, con capacidades cercanas a 10 veces
la capacidad de las tolerantes. Estas especies puede acumular Cd, As, Co, Cu, Cr, Ni y Pb,
entre otros contaminantes.
La fitoremediación usa las plantas para limpiar ambientes contaminados debido a la
capacidad que tienen algunas especies vegetales para absorber, retener, o eliminar
concentraciones altas de diversos tipos de contaminantes como metales pesados,
compuestos orgánicos o radioactivos.
Este tipo de uso vegetal en la limpieza de ambientes contaminados es un enfoque
novedoso e interesante, debido a que constituye una técnica de biorremediación basado
en el uso de plantas verdes y sus microrganismos asociados, así como el manejo de suelos
y técnicas agronómicas
que permitan la mejor absorción de los elementos
contaminantes.
La técnica de la fitoremediación (phyto = planta y remediación = mal, por corregir) es un
proceso que se realizar in-situ o ex-situ. Existen varios mecanismos de fitoremediación:
rizodegradación, fitoxtracción, fitodegradación y fitoestabilización (Agudelo Betancur et
al., 2005; Steven, 2005).
Las estrategias empleadas por las plantas para resistir los efectos tóxicos causados por los
metales pesados, se relacionan con diferentes mecanismos como el establecimiento de
enlaces entre los metales y la pared celular; el nivel de tolerancia por la membrana celular
hacia los metales; reducción del transporte por la membrana celular; flujo activo de
metales desde las células hacia el exterior; el nivel de tolerancia de las enzimas vegetales
hacia los metales; la acumulación o compartimentación del exceso de metales en órganos
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sub-celulares como las vacuolas; la quelación del metal por ligandos orgánicos y/o
inorgánicos, y la precipitación del metal al formar compuestos de baja solubilidad (Torres
Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
Los resultados de la técnica de la fitorremediación se han valorado como positivos y por lo
tanto su aplicación en la recuperación de suelos contaminados es cada vez mayor. Es una
alternativa especialmente atractiva en medios con bajo riesgo, donde los contaminantes
estén limitados a la zona radicular y donde no haya fuertes contrastes climáticos (Torres
Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
Cuando la planta ha realizado su función de acumulación de contaminantes, son
cosechadas y desechadas; sin embargo, si sus moléculas finales son inocuas como el
dióxido de carbono no requieren ser desechadas en su disposición final.
De acuerdo a lo establecido por Agudelo Betancur y colegas, (2005); existen varias
limitaciones que se debe considerar para la aplicación de la fitoremediación:
1. El tipo de plantas utilizado, ya que determina la profundidad a tratar.
2. La concentración de los contaminantes: altas concentraciones de contaminantes
pueden resultar tóxicas.
3. La estación climática en la que se haga el procedimiento.
4. La toxicidad y biodisponibilidad de los productos de la degradación no siempre se
conocen y pueden movilizarse o bioacumularse en los animales que las consuman.
La incineración controlada es el método más común para disponer las plantas que han
absorbido cantidades grandes de contaminantes. Este proceso produce cenizas, que se
pueden desechar en los sitios destinados para tal fin (Agudelo Betancur et al., 2005).
Ventajas de la fitoremediación:
 Las plantas suelen ser utilizadas como bombas extractoras de bajo costo para
depurar suelos y aguas contaminadas.
 Algunos procesos degradativos ocurren en forma más rápida con plantas que con
microrganismos.
 Es un método apropiado para descontaminar superficies grandes o para finalizar la
descontaminación de cualquier área.
Limitaciones de la fitoremediación:
 El proceso se limita a la profundidad de penetración de las raíces o aguas poco
profundas.
 La fitotoxicidad es un limitante en áreas fuertemente contaminadas.
 Los tiempos del proceso pueden ser muy prolongados.
 La biodisponibilidad de los compuestos o metales es un factor limitante de la
captación.
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
Se requiere comprender mejor la naturaleza de los productos de degradación
(fitodegradacion).
Las anteriores características son complementadas en el Cuadro 12.
Cuadro 12: Ventajas y desventajas de la fitoremediación (Delgadillo-López et al., 2011).
Para la descontaminación de elementos tóxicos en suelos se han empleado las técnicas de
fitoextracción y fitoestabilización o fitoinmovilización (Carpena & Bernal, 2007)
Para una guía completa de referencias que se pueden revisar en cuanto a fitoremediación
se puede recurrir a la (EPA, 2000) y a libros un poco mas actualizados como (Walker,
2007).
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Procesos de Bioremediación
Lección 27. Metabolismo.
La capacidad de metabolismo de las plantas verdes, en especial las plantas arbóreas, les
permiten sintetizar, modificar y degradar una gran y mayor cantidad de moléculas. Es
especialmente relevante en las fitoalexinas, ya que inhibe la germinación de esporas y el
desarrollo del micelio en hongos patógenos, rompiendo la pared celular.
De hecho, las reacciones que permiten crear nuevos enlaces intra e intermoleculares C-O,
han sido descritas en el metabolismo de benzofenonas y bencilisoquinolinas,
respectivamente, siendo catalizadas por citocromos P-450.
La existencia en plantas arbóreas de un metabolismo secundario capaz de sintetizar y
modificar compuestos aromáticos (Cuadro 13), cuya estructura es la base de
contaminantes orgánicos de primer nivel, abre la puerta a la identificación de enzimas
capaces de modificar y probablemente degradar xenobióticos.
Cuadro 13: Ejemplos de plantas que fitodegradan contaminantes orgánicos (DelgadilloLópez et al., 2011).
Algunos compuestos orgánicos son utilizados por los microrganismos como fuente de
carbono (Viñas, 2005). Los compuestos alifáticos se degradan fácilmente por oxidaciones
sucesivas, en cambio los compuestos aromáticos se degradan luego de la ruptura del
anillo.
El orden decreciente de biodegradación es generalmente: n-alcanos > isoprenoides >
aromáticos de bajo peso molecular > cicloalcanos > poliaromáticos > moléculas polares
(Delgadillo-López et al., 2011; Leahy & Colwell, 1990).
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Otro tema importante es la atracción electrostática que existe entre las cargas eléctricas
que generan las raíces de las plantas con las cargas opuestas de las partículas coloidales
que les permiten adherirse a las superficies de las raíces, donde son absorbidas y
transportadas a las partes aéreas donde las metaboliza o volatiliza.
La metabolización de los compuestos orgánicos en las plantas se realiza en tres pasos
(Delgadillo-López et al., 2011):
 Fase I: Involucra la conversión/activación de los compuestos orgánicos lipofílicos
(Komives & Gullner, 2005).
 Fase II: Permite la conjugación de los metabolitos de la fase I a una molécula
hidrofílica endógena como los azúcares, aminoácidos y glutationa (Dietz &
Schnoor, 2001).
 Fase III: Promueve la compartimentalización de los compuestos orgánicos
modificados en las vacuolas o formación de enlaces con los componentes de la
pared celular.
Los mecanismos de tolerancia a los compuestos orgánicos varían entre las distintas
especies de plantas y se determinan por el tipo de metal, eficiencia en la absorción,
traslocación y secuestro. La incorporación y acumulación de estos metales pesados se
resume en tres fases que son:
 Fase I: Inicia con el transporte de los metales pesados al interior de la planta, y
luego, al interior de la célula. La raíz tiene cargas negativas en sus células, por
contener grupos carboxilo que interaccionan con las cargas positivas de los
metales pesados, creando un equilibrio dinámico que facilita la entrada hacia el
interior celular (Delgadillo-López et al., 2011).
 Fase II: Los metales pesados ya ubicados en el interior de la planta, son
secuestrados o acomplejados mediante la unión a ligandos específicos.
 Fase III: Involucra la compartimentalización y detoxificación, proceso por el cual, el
complejo ligando-metal queda retenido en la vacuola.
Mecanismos usados por las plantas
a. Micorrizas: Las plantas micorrizadas presentan una mayor tolerancia a los metales
pesados, gracias a la capacidad para inmovilizar los metales en la raíz, impidiendo que
éstos pasen a la parte aérea de la planta (Navarro-Aviño et al., 2007).
El hongo restringe el movimiento del metal a las raíces de la planta de diversas
maneras, según el tipo de hongo, de planta y de metal. Además favorece la
acumulación, por lo que es una alternativa en la fitoremediación.
En general, los procesos de las micorrizas en la fitoremediación son:
absorción/adsorción de metales pesados en el hongo, reducción del acceso de los
metales pesados al apoplasto por hidrofobia, quelación de los metales pesados con
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Procesos de Bioremediación
exudados del hongo (Navarro-Aviño et al., 2007).
b. Protección de la membrana plasmática: El metal produce efectos específicos a la
membrana plasmática, según su tipo; generando daños mediante varios mecanismos:
oxidación y entrecruzamiento de proteínas (conteniendo grupos tiol); inhibición de
proteínas de membrana que son esenciales; cambios en composición y fluidez de los
lípidos de membrana y cambios en la permeabilidad.
La membrana genera mecanismos de reparación que mantienen su integridad
utilizando proteínas de choque término como método de protección; mejorando los
mecanismos de homeóstasis del metal incorporado; promoviendo un influjo reducido
y un eflujo selectivo de manera metabólica.
c. Compartimentalización vacuolar (Navarro-Aviño et al., 2007): El eflujo de iones y el
transporte al interior de la vacuola son dos formas diferentes de conseguir el mismo
objetivo: reducir la concentración de metales tóxicos en el citoplasma. El eflujo de
iones no confirma que el problema de la toxicidad esté resuelto; el transporte a la
vacuola si lo garantiza, ya que se forman complejos de alto y bajo peso molecular,
reafirmando que el procesamiento y almacenamiento es complejo y debe ser
estudiado mas a fondo.
d. Biotransformación (Navarro-Aviño et al., 2007): Se denomina biotransformación al
conjunto de procesos metabólicos por los cuales los tejidos incrementan la polaridad
de un tóxico o la transformación química de un compuesto en un organismo. Al
incrementar la polaridad aumenta la di fusibilidad del tóxico y por lo tanto puede
incrementar la velocidad de excreción. La función es convertir un xenobiótico no polar
en un compuesto soluble en agua.
La biotransformación se divide en dos fases:


Fase I: Biotransforma los xenobióticos convirtiéndolos en substratos de las
enzimas, haciéndolos más hidrófilos.
Fase II: Agrega un grupo polar de tamaño relativamente grande a los productos de
las reacciones de la fase anterior.
e. Mejora de la entrada y acumulación de metales pesados en plantas (Navarro-Aviño et
al., 2007): Para lograr que una planta acumule más metales se tiene que estudiar la
secuencia de acontecimientos que permiten la mayor acumulación del tóxico, a saber:
1. Transporte: Entrada y salida de metales pesados al interior de la planta y de la
célula.
2. Quelación: Secuestro de los metales contaminantes mediante la unión a ligandos
específicos.
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3. Compartimentalización: El complejo ligando-metal queda retenido en una vacuola.
4. Biotransformación: Conjunto de reacciones de descomposición, conjugación o
síntesis implicadas en el correcto procesamiento de los contaminantes.
5. Mecanismos de reparación celular: Respuesta celular al deterioro sufrido por el
metal tóxico, restableciendo sus características iniciales.
Se debe asegurar que el metal no produzca un efecto tóxico importante. El daño
no se producirá si el metal fluye de una manera rápida por la raíz y los tejidos.
Luego se debe disponer del complejo ligando-metal en vacuola, porque el metal
sigue siendo tóxico mientras no se deposite en este organelo. Después se
incrementa el transporte ya que el metal será adecuadamente dispuesto.
Finalmente quedan los procesos de biotransformación y los mecanismos de
reparación celular.
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Lección 28. Clases.
Existen varias clases de fitoremediación, se muestran los aspectos más importantes de
cada una de ellas.
A. FITOESTABILIZACIÓN.
Figura 28: Esquema de la fitoacumulación (EPA, 2000).
Permite inmovilizar contaminantes en el suelo a través de su absorción y acumulación
en las raíces, o por precipitación en la rizósfera (lugar donde están las raíces);
reduciendo la movilidad de los contaminantes y evitando su migración a aguas
subterráneas o al aire (Barton et al., 2005; Mendez & Maier, 2008)(Figura 28). En otras
palabras, reduce la biodisponibilidad de los contaminantes en el entorno, mejorando
las propiedades físicas y químicas del medio (Carpena & Bernal, 2007).
La fitoestabilización es más efectiva en suelos de textura fina con alto contenido de
materia orgánica (Padmavathiamma & Li, 2007), es de menor costo, fácil de aplicar y
estéticamente agradable.
Con este método se han tratado lagunas de deshecho de yacimientos mineros y aguas
residuales (Arias Martínez, Betancur Toro, Gómez Rojas, Salazar Giraldo, & Hernández
Ángel, 2010).
B. RIZOFILTRACIÓN.
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Figura 29: Esquema del proceso de rhizofiltración (EPA, 2000),
Utiliza las plantas para eliminar del medio hídrico contaminantes a través de la raíz
(Dushenkov, Kumar, Motto, & Raskin, 1995) Se cultivan de forma hidropónica. Cuando
el sistema radicular está bien desarrollado, las plantas se introducen en el agua
contaminada con metales, donde la raíz los absorbe y acumula. Cuando las raíces se
saturan, las plantas se cosechan y se disponen para su disposición final (Figura 29).
La rizofiltración está indicada para aguas contaminadas con cadmio, cobalto, cromo,
níquel, mercurio, plomo, selenio, zinc, isótopos radiactivos y compuestos fenólicos.
C. FITOEXTRACCIÓN O FITOACUMULACIÓN.
Figura 30: Esquema del proceso de fitoextracción y fitoacumulación (EPA, 2000).
Es la absorción de metales contaminantes mediante las raíces de la planta y su
acumulación en tallos y hojas (Figura 30). En este método se deben seleccionar las
plantas más adecuadas para el tipo de contaminante presente y sus características de
emplazamiento. Estas plantas se siembran y se permite que completen su desarrollo
vegetativo, luego de lo cual se cortan y se incineran, eliminando sus cenizas en un
vertedero de seguridad. Esta acción de puede repetir indefinidamente hasta que la
concentración de metales en el suelo este dentro de los límites aceptables (Kumar,
Dushenkov, Motto, & Raskin, 1995).
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D. FITOVOLATILIZACIÓN.
Figura 31: Esquema del proceso de fitovolatilización (EPA, 2000).
Se produce simultáneamente al proceso en el cual árboles y otras plantas en
crecimiento absorben agua con contaminantes orgánicos e inorgánicos. Estos
contaminantes pueden llegar hasta las hojas y evaporarse o volatilizarse en la
atmósfera en bajas concentraciones por medio de la transpiración (Figura 31). De esta
manera se han eliminado elementos volátiles como el benceno, tolueno y m-xileno,
reconocidos compuestos orgánicos tóxicos. También funciona para eliminar
contaminantes del aire.
La fitovolatilización se ha realizado en aguas residuales agropecuarias, aguas con
mercurio, selenio y solventes clorados.
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E. FITODEGRADACIÓN.
Figura 32: Esquema del proceso de fitodegradación (EPA, 2000).
Las plantas y los microrganismos asociados a ellas degradan los contaminantes
orgánicos en productos inofensivos o los mineraliza hasta llegar a CO2 y H2O. En este
proceso los contaminantes son metabolizados dentro de los tejidos vegetales y las
plantas producen enzimas que ayudan a catalizar la degradación (O. V. Singh & Jain,
2003).
Torres Delgado & Zuluaga Montoya (2010) lo presentan como el proceso mediante el
cual las plantas toman el contaminante y lo metabolizan transformándolo en un
material sin riesgos para el medio natural (Figura 32).
Esta técnica se ha empleado para eliminar explosivos como el TNT, DNT, RDX y
pesticidas organoclorados y organofosforados, entre otros (Hannink et al., 2001),
aguas residuales agropecuarias, solventes clorados, DDT, fenoles, nitrilos, etc. (Arias
Martínez et al., 2010).
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F. RIZODEGRADACIÓN.
Figura 33: Esquema del proceso de rhizodegradación (EPA, 2000).
También llamada biodegradación de la rizósfera, fitoestimulación o bioremediación
asistida, es la disminución de contaminantes en el suelo por medio de la actividad
microbiana por la presencia de rizosfera, siendo un proceso más lento que la
fitodegradación. Los microrganismos consumen y digieren sustancias orgánicas para
su nutrición y energía (Figura 33).
La rizodegradación se lleva a cabo en el suelo que rodea a las raíces. Las sustancias
excretadas naturalmente por éstas, suministran nutrientes para los microrganismos,
mejorando así su actividad biológica.
Algunos microrganismos consumen sustancias orgánicas como combustibles o
solventes que son peligrosos para los humanos y los degradan a productos inofensivos
por medio de la biodegradación.
G. FITOINMOVILIZACIÓN.
Provoca la sujeción y reducción de la biodisponibilidad de los contaminantes mediante
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Procesos de Bioremediación
la producción de compuestos químicos en la interfaz suelo-raíz, los que inactivan las
sustancias tóxicas por procesos de absorción, adsorción o precipitación (Carpena &
Bernal, 2007; Delgadillo-López et al., 2011).
En resumen, son 6 los mecanismos que pueden utilizar las plantas para la fitoremediación,
los cuales pueden usarse independientemente o pueden ser utilizados simultáneamente
Cuadro 14.
Cuadro 14: Mecanismos de fitoremediación (Delgadillo-López et al., 2011).
Proceso
Fitoestabilización
Mecanismo
Complejación
Fitoextracción
Fitovolatilización
Hiperacumulación
Volatilización a
través de las hojas
Acumulación en la
rizosfera
Uso de plantas y
microorganismos
asociados para
degradar
contaminantes
Uso de raíces para
absorber y
adsorber
contaminantes del
agua.
Fitoinmovilización
Fitodegradación
Rhizofiltración
Contaminantes
Orgánicos e
inorgánicos.
Inorgánicos
Orgánicos e
inorgánicos.
Orgánicos e
inorgánicos
Orgánicos.
Orgánicos e
inorgánicos.
Al proceso por el cual la concentración de contaminantes del suelo se reduce a niveles
tolerables a través de la acción de las plantas se le denomina FITODESCONTAMINACIÓN y
comprende:
- Fitoextracción.
- Fitovolatilización.
- Fitodegradación.
Lección 29. Procesos involucrados en la fitoremediacion.
La toma de una decisión de si usar o no una técnica de fitoremediación como una opción
viable es indicado por un conjunto de pasos (EPA, 2000).
1. Definir el problema, conduciendo una caracterización e identificando el problema:
medios/contaminantes, los requerimientos de la entidad reguladora, identificar los
108
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Procesos de Bioremediación
2.
3.
4.
5.
objetivos de la remediación, establecer criterios para definir el éxito de un sistema de
fitoremediación.
Obtener información del sitio.
 Localidad (también la información relacionada a la vegetación propia de la zona).
 Temperatura: promedio y rango.
 Precipitación: cantidad y periodicidad.
 Longitud del periodo de crecimiento.
 Cantidad de sol y sombra.
 Textura, salinidad, pH, fertilidad del suelo, contenido de agua, estructura, etc.
 Forma del contaminante y concentración.
 Consideraciones o características propias del sitio.
 Identificación de las plantas que crecen en la sección contaminada del sitio (provee
una idea de las plantas a seleccionar).
 Identificar las cosechas y plantas locales (brinda una idea de las plantas a
seleccionar).
Identificar criterios importantes para la selección de las plantas.
 General: Resistencia a enfermedades, tolerancia al calor y frío, tolerancia a
insectos, sequia, sales, a las condiciones químicas, condiciones de estrés,
seleccionar si leguminosa o no, si plantas anuales, bimensual o perenne.
 Requerimientos de cultivo: debido a que las plantas se someten a una nueva
condición de estrés, las condiciones de cultivo y mantenimiento han de ser
cuidadosamente monitoreados, como tratamiento de semillas antes de la
germinación, método de siembra, irrigación, control de pH del suelo, fertilización,
protección contra plagas y enfermedades, hojas caídas y residuos, requerimientos
para cosecha, la labor y costos no deben ser excesivos.
 Metabolicas: Características tóxicas, invasivas o indeseables, fuente de las semillas,
tasa de establecimiento, tasa y método de reproducción, tasa de crecimiento,
efectos alelopáticos o competitivos, valor de la planta como cosecha.
 Relacionados con la fitoremediación (Cuadro 15): Eficacia demostrada de la planta,
fitotoxicidad del contaminante, tipo y forma de la raíz, profundidad de la raíz,
profundidad y distribución del contaminante, especies deciduas o no, monocultivo
Vs cultivos mixtos, plantas nativas Vs no nativas, temporada de crecimiento,
esterilidad (masculino o femenino), rotación de plantas, tecnología de
fitoremediación mas adecuada.
Comparar los anteriores criterios con la lista de plantas propuestas y disponibles
 Seleccionar todos los candidatos apropiados (eliminar plantas no apropiadas).
 Desarrollar una evaluación detallada de los criterios de las plantas restantes.
 Realizar un análisis de costo-beneficio de las principales plantas.
 Realizar estudios preliminares para valorar la germinación, sobrevivencia y
biomasa.
Seleccionar las plantas e implementar la fitoremediacion (
109
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Procesos de Bioremediación
6. Cuadro 16).
 Diseñar y construir el sistema.
 Mantener y operar el sistema.
 Monitorear y evaluar el crecimiento de las plantas y el éxito de la fitoremediación.
 Reevaluar la selección de especies basado en las observaciones.
 Realizar una medición cuantitativa.
 Resembrar y replantar conforme sea necesario con la misma o diferentes plantas.
 Conocer los criterios de éxito.
Cuando se planea cualquier sistema de remediación, es importante primero definir el
objetivo de remediación deseado: el destino que se desea para los contaminantes y la
concentración que se desea al final. Una tecnología de remediación adecuada o diferentes
tecnologías como parte de un tratamiento pueden ser seleccionados, basados en las
características y desempeño de una tecnología en miras a alcanzar las metas.
Cuadro 15: Tecnologías de fitoremediación aplicables a diferentes tipos de
contaminantes1,2 (EPA, 2000).
Tecnología
Medio
Solventes clorinados
Metales
Metaloides
Municiones
No metales
Nutrientes
PAHs
PCBs
PCP
Pesticidas
Hidrocarburos de petróleo
Radionucleotidos
Surfactantes
1
Fitoextracción Rizofiltración Fitoestabilización Rizodegradación Fitodegradación
Suelo Agua
Agua
Suelo
Suelo
Suelo
Agua
T
F
G
F
F
F
F
F
T
F (Se)
T
G
G
F
T
F3
G
T
G
F
F
G
F
T
F
F
F
Fitovolatilización
Suelo
Agua
T
T
T (Hg)
G
F (Se)
F/F
F
F
F
T
T
G
T
La aplicabilidad de un método de fitoremediación en particular para cada tipo de
contaminante ha sido juzgado en el momento de aplicación, este es indicado por las
siguientes convenciones:
T – La aplicación está en estado teórico.
G – La aplicación ha de ser investigada en invernadero o laboratorio.
F – La aplicación ha de ser investigada usando cuadrantes de campo o ha de ser
aplicada a sistemas de campo a escala completa.
2
Todos los contaminantes pueden ser controlados usando coberturas vegetales. La
cobertura vegetal, corredores riparios, zonas de transición o buffer y el control hidráulico
no son incluidos en la tabla porque pueden ser considerados combinaciones de otras
tecnologías de fitoremediación.
3
En humedales construidos
110
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Procesos de Bioremediación
Cuadro 16: Parámetros de monitoreo una vez implementada la fitoremediación, adaptado
de EPA (2000).
Parámetro
Datos climáticos
Temperatura.
Precipitación.
Humedad relativa.
Radiación solar.
Dirección y velocidad del viento.
Plantas
Características visuales (viabilidad, síntomas
de estrés, daño por insectos o animales,
crecimiento, masa foliar, etc.).
Composición de tejidos (Raíces, tallos,
hojas).
Gases transpirados.
Tasa de transpiración.
Densidad de raíces.
Suelo
Parámetros geoquímicos (pH, concentración
de nutrientes, contenido de agua y oxígeno,
etc.).
Poblaciones microbianas.
Contaminantes y grado de rompimiento de
los éstos.
Aguas subterráneas.
Información de acuíferos (dirección y tasa de
flujo, profundidad).
Contaminantes y grado de rompimiento de
los éstos.
Razones de monitoreo
Mantenimiento de los
requerimientos de irrigación.
Determinar el balance de agua y
las tasas de evapotranspiración.
Mantenimiento (remplazo de
plantas, fertilizantes, aplicación
de pesticidas, etc.).
Cuantificar contaminantes y
subproductos.
Cuantificar y/o predecir la
operación del sistema.
Optimizar el crecimiento de la
parte aérea o radical de la planta o
de los microorganismos.
Determinar el balance hídrico y las
tasas de evapotranspiración.
Cuantificar contaminantes y
subproductos.
Cuantificar y/o predecir la
operación del sistema.
Cuantificar contaminantes y
subproductos.
Cuantificar y/o predecir la
operación del sistema.
111
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Procesos de Bioremediación
Lección 30. Aplicaciones.
La fitoremediación es un método para el tratamiento de aguas y suelos contaminados con
sustancias tóxicas que permite su remoción de acuerdo al tipo y tiempo del método
usado.
Se conocen alrededor de 400 especies de plantas con capacidad para hiperacumular
selectivamente alguna sustancia. Por lo general son plantas conocidas. El girasol
(Heliantus annus) es capaz de absorber grandes cantidades de uranio depositado en el
suelo. Los álamos absorben niquel, cadmio y zinc. Otras posibles fitoremediadoras que
están en estudio son la alfalfa, la mostaza, el tomate, la calabaza, el esparto, el sauce y el
bambú (EPA, 2000).
Se han utilizado plantas con hongos de micorriza arbuscular para la extracción de plomo
de sitios de alta concentración de este metal pesado, principalmente por el mecanismo de
fitoestabilización y fitoextracción del suelo (Alvarado et al., 2011).
El boletín docente “El cuaderno de por qué Biotecnologia” (Consejo Argentino para la
Información y el Desarrollo de la Biotecnología” indica ejemplos en laboratorio y campo
sobre experimentos con la técnica de la fitoremediación:
Encontraron que el geranio tolera más la contaminación por Ni y Pb mientras la mostaza
es más tolerante al Cd. El método de rizofiltración fue usado para la extracción de uranio
de aguas subterráneas de Asthabula, Ohio, USA. Tambien fue usada a nivel de cultivo in
vitro para detoxificar compuestos fenólicos en aguas contaminadas en la Universidad
Nacional de Rio Cuarto, Córdoba por el grupo de investigación de la Dra. Elizabeth
Agostini.
Se ha logrado la fitovolatilización de Hg por medio de plantas transgénicas que fueron
transformadas por dos genes provenientes de microrganismos que pueden transformar el
mercurio iónico en mercurio más estable. Haciendo uso también de plantas transgénicas
de tabaco con genes provenientes de bacterias que le permiten detoxificar TNT y GTN, se
han encontrado resultados positivos en suelos minados.
En conclusión, la fitoremediación es una alternativa novedosa, eficiente y con costos
menores en relación a los tratamientos convencionales de remoción de contaminantes
tóxicos. Se puede realizar tanto en medios acuáticos como terrestres y ofrece variedad de
opciones de acuerdo al tipo de contaminante, al tipo de planta usado como
fitoremediador y al método de remoción de dicho material.
112
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Se conocen alrededor de 400 especies de plantas con capacidad para hiperacumular
selectivamente alguna sustancia. En la mayoría de los casos, no se trata de especies raras,
sino de cultivos conocidos. Así, el girasol (Heliantus anuus) es capaz de absorber en
grandes cantidades el uranio depositado en el suelo. Los álamos (género Populus)
absorben selectivamente níquel, cadmio y zinc. También la pequeña planta Arabidopsis
thaliana de gran utilidad para los biólogos es capaz de hiperacumular cobre y zinc.
Los costos de la implementación de técnicas de fitoremediación implican considerables
reducciones y ahorros, sin embargo es poco generalizado su uso dado el desconocimiento
de las precisiones requeridas para cada especie vegetal y las condiciones de campo, en el
Cuadro 17, se detallan algunos costos comparativos entre el tratamiento convencional y
con fitoremediación.
Cuadro 17: Ejemplo de métodos de remediación. Comparación de costos, tomado de
Delgadillo-López et al. (2011).
Como algunos ejemplos puntuales se puede citar al área de Edgewood en Maryland (EPA,
2000) en el cual un suelo contaminado con Tricloroetileno a concentración de 170 ppm,
fue tratada con Populus tricocarpa X deltoides (conocido como Poplar híbrido), se sembró
un área de 1 acre y se logró la descontaminación en abril de 1996. En el procedimiento se
midió el crecimiento de las plantas por medio de observaciones visuales (diámetro, altura,
salud, reproducción y remplazo), también la zona bajo tierra mediante análisis en el cual
se determinó contaminantes volátiles, metales y nutrientes. El suelo fue muestreado para
evaluar la actividad de biodegradación y los derivados volátiles contaminantes; el
muestreo de tejidos fue analizado en cuanto a degradación de los productos absorbidos y
el contenido de compuestos volátiles. Adicionalmente se valoró el flujo de sabia para ser
correlacionado a los datos meteorológicos y se realizó un muestreo y análisis de los gases
transpirados mediante varios métodos para medir la tasa de evapotranspiración de
tricloroetileno en forma de vapor.
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Procesos de Bioremediación
El costo de instalación de cada árbol fue aproximadamente 80 dólares o
aproximadamente 15000 dólares por 184 árboles, el costo de monitoreo fue altamente
variable debido a las numerosas técnicas de monitoreo empleadas.
La fitoremediación usando árboles para limpiar aguas contaminadas con compuestos
orgánicos volátiles fue la decisión ideal para el sitio debido al bajo costo, bajo
mantenimiento y bajo impacto asociado con la tecnología.
En el sitio Carswell de Fort Worth, Texas (EPA, 2000) fue realizado un experimento para
evaluar la capacidad de biodegradación de Populus deltoides (algodón de madera del
este) en comparación a especies de Populus traídas y probadas. En un terreno de una
hectárea (Figura 34) contaminada a nivel subsuperficial con Tricloroetileno en 1996 se
sembraron los árboles, dejando como testigo algunos árboles de la misma especie en
zonas vecinas y hacia donde no se movilizaba el TCE. Al cabo de 16 meses se observó una
reducción substancial de la contaminación, con el inconveniente de que las tasas de
transpiración dependían mucho de la época del año y por lo tanto los tratamientos eran
mas efectivos en los meses de verano cuando las hojas habían alcanzado su máximo
tamaño.
Figura 34: Diseño experimental en Carswell (Forth Texas), tomado de EPA (2000).
Cuadro 18: Costo estimado de la fitoremediación en el sitio Carswell.
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Procesos de Bioremediación
Los costos son un poco elevados (Cuadro 18) debido a la innovación de la tecnología de
monitoreo. Los costos finales del proyecto no están dados en el documento consultado,
pero están alrededor del 10 al 20% del tratamiento mecánico.
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Procesos de Bioremediación
UNIDAD 3
Nombre de la
TÉCNICAS DE BIOREMEDIACIÓN.
Unidad
CAPÍTULO 7
ATENUACIÓN NATURAL
Lección 31
Introducción.
Lección 32
Parámetros de diseño.
Lección 33
Funcionamiento.
Lección 34
Posibles costos.
Lección 35
Parámetros de monitoreo y seguimiento.
CAPÍTULO 8
BIOESTIMULACIÓN.
Lección 36
Introducción.
Lección 37
Parámetros de diseño.
Lección 38
Funcionamiento.
Lección 39
Posibles costos
Lección 40
Parámetros de monitoreo y seguimiento.
CAPÍTULO 9
BIOAUMENTACIÓN
Lección 41
Introducción.
Lección 42
Parámetros de diseño.
Lección 43
Funcionamiento.
Lección 44
Posibles costos.
Lección 45
Parámetros de monitoreo y seguimiento.
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Procesos de Bioremediación
UNIDAD 3. TÉCNICAS DE BIOREMEDIACIÓN.
Una vez se conocen los conceptos básicos acerca de bioremediación, del suelo, el agua y
se han logrado diferenciar los términos que se usan en bioremediación del significado que
puede tener en otras disciplinas del conocimiento, se cuenta con el esqueleto sobre el que
se pueden basar los procesos de bioremediación. El conocimiento de los xenobióticos fue
explorado en detalle, para conocer su origen, clasificación, toxicidad, permanencia y
consecuencias de su presencia, de esta manera se posee los criterios para poder
diferenciar diferentes contaminantes, los cuales son báses para saber como estos pueden
ser degradados por entes biológicos o como pueden ser afectados por éstos.
Luego se conocieron los organismos con capacidad de degradar xenobióticos, los procesos
metabólicos que subyacen el proceso de degradación de éstos y se conoció la
especificidad y eficiencia de cada organismo con respecto a los contaminantes; todo esto
fue confirmado con ejemplos particulares, lo que indica que se comprendido la
importancia de los aspectos bióticos, por lo tanto se poseen las herramientas para poder
comprender las diferentes técnicas involucradas en la bioremediación.
Finalmente la presente unidad muestra una integración entre aspectos bióticos, químicos,
físicos, ambientales e ingenieriles en búsqueda de dar solución a los problemas de
contaminación por xenobióticos. Solo se pretende mostrar tres de las técnicas mas
usadas, como son la atenuación natural, la bioaumentación y la bioestimulación, así
mismo se muestra elementos importantes a tomar en cuenta para la selección de uno u
otro y la forma como se puede planear su implementación.
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Procesos de Bioremediación
CAPITULO 7: ATENUACIÓN NATURAL.
Lección 31. Introducción.
La atenuación natural aprovecha recursos naturales para contener la contaminación
causada por derrames de productos químicos y reducir la concentración y la cantidad de
contaminantes en los lugares afectados.
Conocida también como medidas correctivas intrínsecas, bioatenuación o biocorrección
intrínseca, es un método de tratamiento in-situ, o sea que se dejan los contaminantes
donde están mientras se produce la atenuación natural. Con frecuencia se utiliza la
atenuación natural como parte de la limpieza de un sitio donde también se recurre al
control o la extracción de la fuente de contaminación.
La atenuación natural es un método de bioremediación que puede ser utilizado
eficazmente en ambientes contaminados específicos. La bioremediación puede ser
efectiva para un amplio rango de hidrocarburos del petróleo, siendo de más rápida la
degradación de los solubles en agua, de cadena corta y bajo peso molecular que los
compuestos de cadena larga, alto peso molecular y menor solubilidad.
La bioremediación puede ser in-situ o ex-situ. La bioremediación in-situ busca estimular y
crear un ambiente favorable para el crecimiento microbiano a partir de los contaminantes
(Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008). Dentro de los métodos in-situ se encuentra la
forma aerobia, anaerobia y cometabólica. La aeróbica es mas eficiente para reducir
niveles de contaminantes alifáticos e hidrocarburos aromáticos del petróleo. Los métodos
anaeróbico y cometabólicos son a menudo usados para la remediación de otros
compuestos como solventes clorados (Manacorda & Cuadros, 2005).
Los métodos o técnicas más usados en la bioremediación in-situ son la bioestimulación,
bioventeo y bioaumentación. Los métodos ex-situ incluyen biodegradación, landfarming,
compostaje, biopilas y biorreactores.
Habitualmente la bioremediación es usada como un paso posterior a la limpieza por
medios físicos o mecánicos de la parte más palpable del vertido o bien directamente sobre
determinados residuos. Para implementar un programa de bioremediación se requiere un
estudio de bioviabilidad que debe contar con las siguientes fases (Rodríguez Gallego &
Sánchez Martín, 2003):
a. Revisión bibliográfica, para obtener datos sobre la biodegradabilidad de los
contaminantes del emplazamiento y sobre la existencia de casos similares (Head &
Swannell, 1999).
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Procesos de Bioremediación
b. Estudios iniciales, para obtener parámetros ambientales de importancia:
nutrientes, presencia de aceptores de electrones, potencial redox, pH,
temperatura, etc. (Gallego, Loredo, Llamas, & Sánchez, 2001a; B. Vallejo,
Izquierdo, Blasco, Pérez del Campo, & Luque, 2001).
c. Muestreo detallado, para analizar los microrganismos autóctonos, la densidad de
las poblaciones biodegradadoras y su potencial enzimático (Gallego, Loredo,
Llamas, & Sánchez, 2001b; Röling et al., 2002).
d. Estudios de laboratorio y a escala piloto, que permitan evaluar las diferentes
alternativas de bioremediación (Head, 1998; Rodríguez Gallego & Sánchez Martín,
2003; Skladany & Baker, 1994).
e. Evaluaciones permanentes a lo largo de un tiempo prolongado para mantener un
monitoreo de la eficiencia de la bioremediación y proponer medidas adicionales en
caso de ser necesario.
El estudio previo de los parámetros de degradación en el laboratorio es una fuente muy
valiosa para su aplicación posterior en el campo (Pritchard, 1997; Rodríguez Gallego &
Sánchez Martín, 2003). La capacidad intrínseca de asimilación de un medio depende de las
capacidades metabólicas de los microorganismos, del tipo de contaminante y de la
bioquímica e hidrogeografía de la zona (Orosco Verdezoto & Soria Guano, 2008).
Durante el desarrollo del proceso de bioremediación, la monitorización juega un papel
clave en la evaluación de la efectividad del trabajo, con el objeto de evaluar la
desaparición del contaminante con el tiempo y la disminución del riesgo para el medio
receptor (Rodríguez Gallego & Sánchez Martín, 2003; Shannon & Unterman, 1993).
La técnica de la atenuación natural se aplica en aquellos casos en los que exista
contaminación tanto en suelos como aguas subterráneas producidas por hidrocarburos
halogenados y no halogenados. Entre los factores que influyen en la eficacia y viabilidad
de esta técnica se destacan: a) la exigencia de protección y el riesgo de los potenciales
receptores durante el tiempo que dura la atenuación, b) la existencia de unas condiciones
geológicas y geoquímicas favorables, c) las necesidades de reducción de la masa
contaminante en un intervalo razonable de tiempo (meses a años), tanto en la superficie
del suelo como en la zona más subsuperficial del mismo, asi como de la calidad de las
aguas subterráneas, d) confirmación de la existencia de los tipos y números de
poblaciones de microrganismos que puedan biodegradar los contaminantes, e)
producción y conservación en el medio de subproductos de carácter persistente o más
tóxicos que los iniciales, durante y después de la atenuación natural, f) no existencia de
producto libre en flotación sobre el nivel freático, g) para condiciones aerobias la
condición ambiental óptima de concentración de oxígeno disuelto en el agua debe ser
superior a 0,5 mg/L., h) el potencial redox debe estar situado entre un rango de -400 y 800
mV, i) que se produzca una dilución suficiente para que la concentración se vea
disminuida aguas abajo del foco contaminante, j) la dispersión de los contaminantes aguas
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Procesos de Bioremediación
abajo del foco y en la dirección del flujo debe ser adecuada para que exista una mayor
disponibilidad y proporción entre los contaminantes y los aceptores de electrones
(Corona-Ramírez & Iturbe-Argüelles, 2005).
Los procesos de atenuación natural a menudo se clasifican en destructivos y no
destructivos. Los procesos destructivos destruyen el contaminante. Los procesos no
destructivos no destruyen el contaminante, sino que reducen su concentración. Estos
procesos pueden reducir la masa del contaminante (por medios de procesos destructivos
tales como biodegradación y transformaciones químicas), reducir su concentración
(mediante dilución o dispersión) o unir los contaminantes a partículas de tierra a fin de
que la contaminación no se propague o no se extienda demasiado (adsorción) (EPA, 1996).
La biodegradación o biocorrección es un proceso en el cual los microorganismos naturales
– levaduras, hongos o bacterias - descomponen o degradan sustancias peligrosas,
transformándolas en sustancias menos tóxicas o inocuas, principalmente dióxido de
carbono y agua en caso de la biodegradación aerobia. Una vez degradados los
contaminantes, la población de microorganismos disminuye porque ha agotado su fuente
de alimentos.
Los microorganismos muertos o una población pequeña de
microorganismos sin alimentos no presentan riesgo de contaminación. Ciertos
microorganismos pueden digerir sustancias orgánicas, como combustibles o solventes,
que son peligrosas para los seres humanos; la biodegradación también puede
descomponer solventes clorados, como tricloroetileno en aguas subterráneas. Cuando los
compuestos clorados se biodegradan, es importante que la degradación sea completa
porque algunos productos de la descomposición pueden ser más tóxicos que los
compuestos originales (EPA, 1996).
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Procesos de Bioremediación
Lección 32. Parámetros de diseño.
La atenuación natural (AN) es un método activo centrado en la confirmación y la vigilancia
de procesos de corrección natural. Los hidrocarburos móviles y tóxicos son buenos
candidatos para la atenuación natural; no sólo son difíciles de atrapar debido a su
movilidad, sino que también se encuentran entre los contaminantes que más fácilmente
se destruyen con la biodegradación. La atenuación natural es un método no invasivo, la
superficie del suelo puede seguir usándose mientras se produce la atenuación natural en
el subsuelo.
Para calcular el resultado que dará la AN y cuanto tardará se necesita un estudio
pormenorizado del lugar contaminado; la atenuación natural no es una opción apropiada
para cualquier lugar debido a que los procesos naturales generalmente son lentos. Se
necesita una vigilancia a largo plazo para comprobar que la concentración de
contaminantes disminuya continuamente y lo suficiente para que no se convierta en una
amenaza para la salud (EPA, 1996).
Como la eficacia de la AN como método de limpieza depende de diversas condiciones, es
necesario caracterizar bien el sitio a fin de determinar si se está produciendo o se
producirá atenuación natural. Los suelos con gran cantidad de materia orgánica, como las
zonas pantanosas o antiguos pantanos, con frecuencia son aptos para la atenuación
natural.
Hay muchos factores que pueden limitar o impedir la AN en un medio como: a) la ausencia
de elementos esenciales para los microorganismos, b) ausencia de aceptores adecuados,
generalmente oxigeno, c) ausencia de poblaciones microbianas con el potencial
enzimático adecuado para degradar los contaminantes, d) presencia de componentes
tóxicos en la mezcla contaminante (Corona-Ramírez & Iturbe-Argüelles, 2005).
El diseño y aplicación de los sistemas de biotratamiento comprende varias fases (Maroto
Arroyo & Rogel Quesada, 2001):
1. Investigación y Caracterización de la contaminación y del emplazamiento.
Para realizar el diseño del biotratamiento se debe hacer un estudio exhaustivo de la
caracterización del emplazamiento y del tipo y concentración de la contaminación
existente. Dicha caracterización se lleva a cabo mediante el estudio del mismo
detallando la volumetría del suelo a tratar, las condiciones geológicas e
hidrogeológicas, analizando las características del suelo y sus propiedades.
La caracterización del contaminante se centrará en la investigación del tipo y
concentración del mismo, así como la biodisponibilidad de los compuestos del
suelo.
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Procesos de Bioremediación
2. Análisis y elección de las medidas biocorrectivas.
Luego de la investigación inicial, se pasa al análisis y elección de las medidas
biocorrectivas más adecuadas. Para esto se debe tener en cuenta lo siguiente:
a. Identificar y cuantificar los contaminantes: Propiedades físico-químicas,
identificación y clasificación de los compuestos, concentración en suelos y aguas
subterráneas, caracterización de la presión de vapor, constante de Henry,
densidad y grado de solubilidad del contaminante.
b. Conocer los factores que influyen en la transformación biológica de los
contaminantes: Factores ambientales y microbiológicos.
c. Designar las medidas biocorrectivas: En función de los factores estudiados,
elegir el sistema de bioremediación más adecuados.
3. Diseño y evaluación del sistema.
Es necesario establecer unas etapas de trabajo que determinen los parámetros
fundamentales para la eficacia del diseño. Estas etapas son:
a. Evaluación de la viabilidad de la técnica.
b. Evaluación del diseño.
c. Evaluación del control y seguimiento.
4. Control y Seguimiento.
Para una correcta optimización se deben controlar los siguientes puntos:
a. Control de las condiciones de degradación y biodegradación.
b. Control de los parámetros que afectan directamente en el funcionamiento del
sistema.
5. Análisis e Interpretación de resultados.
En esta última etapa se analizan los resultados obtenidos, haciendo un balance
entre los objetivos alcanzados y los propuestos inicialmente. En este punto, si es
necesario, se deben proponer y estudiar mejoras o modificaciones necesarias para
la optimización del sistema.
Procesos de Atenuación Natural Monitoreada:
La Atenuación Natural Monitoreada (ANM) es un método de limpieza o remediación del
sitio cuidadosamente controlado y monitoreado, se usa en combinación con el control de
la fuente de contaminación. En la práctica se debe demostrar que la pluma de
contaminación no alcanzará ningún lugar de impacto ambiental y que los procesos de
remoción están ocurriendo activamente, siempre protegiendo la salud humana.
De acuerdo a Field, (2005) los procesos que intervienen en la ANM (Figura 35) son:
a. Biodegradación: es la parte más importante de la atenuación natural, ya que causa
la remoción total de los contaminantes tóxicos.
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Procesos de Bioremediación
b. Adsorción: La adsorción del contaminante a las partículas del suelo retardará y
reducirá la posibilidad de que el contaminante alcance a llegar a lugares de
impacto ambiental.
c. Dispersión y Dilución: A medida que la pluma del contaminante se mueve la
concentración del contaminante será menor debido a la dispersión. Se recomienda
ver detalladamente el video asociado (Video), en el cual se observa lo que puede
suceder con la dispersión del contaminante y su concentración a medida que se
dispersa en el suelo y se aleja de la fuente.
d. Reacciones
químicas: Son reacciones no biológicas que transforman al
contaminante.
e. Volatilización: Las pérdidas por volatilización son consideradas mayormente como
otras formas de dilución.
Figura 35: Procesos presentes en la atenuación natural (Field, 2005).
Para que la ANM sea un método de bioremediación eficaz se deben tener en cuenta los
siguientes aspectos:
1. Información específica requerida del sitio: datos históricos de la química del agua
subterránea y/o suelo, datos hidrogeológicos y geoquímicos, estudios de campo y
de microcosmos.
2. Tiempo estimado razonable: uso actual, potencial y futuro del agua subterránea
afectada, relatividad del tiempo estimado de uso del acuífero, aceptación pública
de la remediación a largo plazo, confiabilidad de los controles de monitoreo e
institucionales.
3. Condiciones necesarias: humedad (50-80%), temperatura (> 5oC requerida para
biodegradación significante), pH (6.5 a 8.5), disponibilidad de oxígeno, nutrientes,
aceptores de electrones alternativos, donadores de electrónes, potencial redox (>
50mV aeróbico, < 50mV anaeróbico).
4. Evidencia de atenuación natural: evidencia geoquímica (disminución del
contaminante en el campo, incremento de la población microbiana, cambios en los
aceptores de electrones, evidencia de isótopos) y estudios de microcosmos.
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Procesos de Bioremediación
Lección 33. Funcionamiento.
Cuando el medio ambiente se halla contaminado con sustancias químicas, la naturaleza las
elimina por cuatro vías:
1. Acción bacteriana: las bacterias que viven en el suelo y en las aguas subterráneas
utilizan algunas sustancias químicas como alimento. Cuando las sustancias
químicas están completamente digeridas, las transforman en agua y en gases
inofensivos.
2. Sorción: las sustancias químicas se pegan o sorben al suelo, que las fija al lugar. De
ese modo no se eliminan las sustancias químicas pero si se impide que contaminen
las aguas subterráneas y que escapen del lugar.
3. Mezcla y dilución: la contaminación se puede mezclar con el agua limpia, diluyendo
la contaminación.
4. Evaporación: algunas sustancias químicas, como el petróleo y los solventes, se
evaporan, lo que significa que se convierten de líquidos a gases dentro del suelo.
Además, si esos gases escapan al aire en la superficie del terreno, la luz del sol
puede destruirlos.
Tomando en cuenta las consideraciones necesarias para realizar el proceso de atenuación,
uno de los elementos mas importantes y críticos a considerar es asegurar proveer las
características adecuadas para el desarrollo de los microorganismos degradadores, entre
estas características se encuentra el contenido de oxígeno, el cual se debe asegurar a lo
largo del proceso en especial cuando la contaminación es por hidrocarburos. Según Pérez
& Saval (2007) las bacterias degradadoras de diesel inoculadas no sobreviven en el suelo
al parecer por la falta de nutrientes y oxígeno, lo que indica que el control de los
parámetros en la bioaumentación y en las compostas debe manejarse con mucho cuidado
para lograr los objetivos de bioremediación deseados.
Un aspecto importante es proveer desde el inicio y a lo largo del proceso los nutrientes
adecuados en la cantidad necesaria, la ausencia de los contenidos de nitrógeno, fósforo
necesarios para el crecimiento microbiano, la relación C: N: P debe ser 100:10:1, la adición
de nutrientes es clave para garantizar que los microorganismos logren realizar los
procesos metabólicos que sustentan la biorremediación. La adición de nutrientes debe
realizarse en base a un análisis previo ya que una sobreexposición puede inhibir el proceso
y provocar contaminación del suelo; por otro lado puede haber una pérdida de nutrientes
por la adsorción del suelo o procesos paralelos.
De acuerdo a los resultados de A. J. Acuña, Pucci, & Pucci (2008) en suelos deficientes de
nitrógeno en la Patagonia, es posible la degradación de hidrocarburos siempre y cuando
los tiempos de tratamiento sean más prolongados que en aquellos que se realiza una
fertilización con nitrógeno. El nitrógeno necesario para el proceso será obtenido por los
microorganismos del suelo por fijación biológica.
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Procesos de Bioremediación
En el trabajo de Garcia, Roldán, & Garzón (2011) se encontró que el empleo de sales
inorgánicas simples (SIS) estimularon más el metabolismo microbiano en comparación a
los fertilizantes inorgánicos compuestos (FIC), lo cual posiblemente esté relacionado con
el efecto inhibitorio generado por la acumulación de amoniaco, limitando el crecimiento
de la población degradadora.
Algunos sistemas recuperados con AN se recuperan más efectivamente que otros, lo cual
parece estar asociado al material parental, la presencia de piritas como material
constituyente del suelo. Soler, Otero, Mencio, Mas-Pla, & Torrento (2006) han mostrado
que la biodegradación funciona de una manera significativa a partir de la oxidación de las
piritas, abriendo nuevas perspectivas en cuanto a su uso en barreras permeables
reactivas.
La ANM funciona con mayor eficacia en los sitios donde se ha eliminado previamente la
fuente de contaminación. Dado que se realiza bajo tierra, no es necesario excavar ni
construir. Por lo tanto, no es necesario eliminar desechos enterrándolos, por lo que se
afecta menos el medio ambiente al evitar el contacto con la contaminación, siendo usada
en derrames de petróleo y gasolina de los tanques.
La técnica de tipo landfarming (Figura 37), aprovecha la superficie donde se ha realizado el
vertimiento, luego de hacer la remoción de éste, las operaciones principales son, en
primer lugar, la promoción de la humificación de manera controlada, mediante la adición
de materia orgánica al suelo, y en segundo lugar, el incremento del metabolismo de los
microorganismos mediante la agregación de fuentes de carbono de pequeño peso
molecular, fácilmente asimilables por los microorganismos, así como otros nutrientes; los
procesos bioquímicos que realizan los microorganismos a cada proceso en el transcurso
de la ANM se pueden observar en la Figura 36. Se trata de proporcionar poco nitrógeno
como nutriente, ya que de esta forma los microorganismos se verán obligados a degradar
los contaminantes, utilizándolos como fuente de nitrógeno (Cortón & Viale, 2006).
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Procesos de Bioremediación
Figura 36: Rutas comunes de biodegradación (ITRCWG & RTDF, 1999).
Figura 37: Técnica de Landfarming, modificado de (EPA, 1994a).
La atenuación natural se está usando para limpiar la contaminación causada por fugas de
petróleo de depósitos subterráneos en todo Estados Unidos. Ha sido uno de los métodos
de limpieza de 73 lugares con agua subterránea contaminada, siendo algunos de estos
sitios vertederos municipales e industriales, refinerías y centros de reciclaje.
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Procesos de Bioremediación
En Estados Unidos, al emplear la AN, en un sitio con presencia de aguas contaminadas con
Tricloroetileno (TCE), se pudo aevaluar su movimiento subterráneo desde su lugar de
origen hasta el punto de entrada al lago Michigan. En el predio se encontraron
concentraciones de TCE superiores a 200.000 microgramos por litro, pero cuando la estela
llegó a la orilla del lago Michigan, contenía mil veces menos TCE. La estela tardó alrededor
de 20 años en llegar desde la fuente de contaminación hasta el lago Michigan, dando
suficiente tiempo a los microorganismos naturales que están en el agua subterránea para
destruir el TCE sin intervención externa. De hecho, los microorganismos estaban
destruyendo alrededor de 270Kg de TCE por año (EPA, 1996).
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Procesos de Bioremediación
Lección 34. Posibles costos.
Son pocos los estudios comparativos encontrados en diferentes fuentes bibliográficas a
pesar de realizarse estudios comparativos cuando se van a proponer diferentes
alternativas de tratamiento, por lo tanto la información se restringe a algunos pocos
casos.
La atenuación natural puede ser menos costosa que otras opciones dirigidas para el
tratamiento de bioremediación, ya que no requieren una fuente de energía ni equipo
especial, como otros tratamientos que se usan para el agua subterránea (Olguin,
Hernández, & Sánchez-Galván, 2007).
De acuerdo con los diferentes estudios que se han realizado, la atenuación natural es un
proceso largo, lento generada por organismos autóctonos degradadores de petróleo y ha
demostrado su efectividad en manglares, pantanos y suelos limosos y arcillosos antes que
en los arenosos; ya que la permeabilidad permite poco desplazamiento de los
contaminantes.
La atenuación natural monitoreada requiere menos equipamento y trabajo que la mayoría
de otros métodos y por lo tanto resulta más económico (Cuadro 19). Puede que la
supervisión durante años sea costosa, pero el costo sigue siendo menos que el de otros
métodos de biocorrección.
Tratamiento in-situ
Enjuague de suelo
Bioremediación
Fitoremediación
Tratamiento ex-situ
Excavación y trasporte a vertedero
Disposición en un vertedero
Incineración o pirólisis
Lavado de suelo.
Bioremediación
Solidificación
Vetrificación
Costos (Dólares por m3)
50-80
50-100
10-35
30-50
100-500
200-1500
150-200
150-500
100-150
hasta 250
Cuadro 19: Costos comparativos de diferentes tecnologías de remediación por unidad de
suelo, adaptado de Adriano (2001).
Por otro lado, aún no existen estudios que especifiquen claramente las ventajas de las
diversas opciones de biorremediación en términos de costos. Sin embargo, es posible
prever que la opción de aireación a gran escala puede ser muy costosa y que
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Procesos de Bioremediación
prácticamente es preferible la opción de labranza manual para favorecer la aireación de
capas poco profundas del suelo de manglar (Olguin et al., 2007).
Limitando la visión sólo a los grandes trazos, puede decirse que a las ventajas que la ANM
presenta (menor cantidad de residuos, ausencia de riesgos asociados al traslado de
equipos, materiales y residuos, menor intrusión de estructuras superficiales, menor costo
potencial asociado a actividades de remediación, etc.), se contrapone la dificultad de
caracterización de cada situación específica, por el número y tipo de factores a tener en
cuenta, la incertidumbre asociada a los datos experimentales (algunos de difícil obtención)
y las predicciones que de éstos se implican. Hay que sumar, además, el costo y tiempo de
la mayor cantidad de análisis y monitoreos que involucra, en relación con otras
alternativas de remediación activas (Mateu, 2008).
En una comparación realizada por (ITRCWG & RTDF, 1999) entre la atenuación natural y
otras tecnologías de remediación con respecto a una fuente con solventes clorinados se
encuentran detalles como:
 Asumiendo el costo de 20 pozos.
 La restauración completa.
 El largo tiempo de restauración.
 El 3% de inflación.
 El impuesto del 12%.
Incluyendo todos los costos asociados al sistema de atenuación natural por un periodo de
30 años y mostrados en la tabla 4 del mismo documento (ITRCWG & RTDF, 1999), el costo
estimado es de U$ 908.300, mientras que el sistema con bombas el costo es de U$
2134.000, dando una diferencia de U$ 1225.700, lo cual confirma los menores costos de la
atenuación natural.
Siempre ha de considerarse la contraparte a los bajos costos en la atenuación natural,
como lo son la extensión del proceso de recuperación a años y el monitoreo asociado por
el mismo periodo de tiempo, el cual depende en muchas ocasiones de la voluntad de
seguimiento por parte de las instituciones encargadas, por el periodo estimado.
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Procesos de Bioremediación
Lección 35. Parámetros de monitoreo y seguimiento.
La decisión de emplear la ANM como remedio debe ser adecuadamente soportada en una
exhaustiva caracterización del sitio específico: ya que es necesario que esta sea más
compleja y detallada que cuando se trata de aplicar un método activo. También se
requiere la obtención de elementos adicionales, por ejemplo: evaluar las contribuciones
de la sorción, la dilución y la dispersión a las aguas subterráneas contaminadas (Mateu,
2008).
Una evaluación cuantitativa de la masa contaminante, el flujo del agua subterránea
incluyendo caminos preferenciales, la distribución del contaminante entre fases y la
partición entre suelo y agua, suelo y gas, y las tasas de transformación biológica y no
biológica, además de saber cómo todos estos factores varían con el tiempo, son también
necesarios para una adecuada decisión acerca de la viabilidad de la ANM (Mateu, 2008).
El monitoreo consiste en la caracterización inicial del sitio y/o material a remediarse, debe
de realizarse un monitoreo de por lo menos un muestreo con los respectivos análisis cada
6 meses y una caracterización final una vez concluidos los trabajos (Orosco Verdezoto &
Soria Guano, 2008), el cual muchas veces no se sabe cuando será. Los marcos temporales
requeridos para la ANM son a menudo más largos que los requeridos para otros remedios
activos, lo que incrementa la incertidumbre asociada a las determinaciones de las tasas de
atenuación, y a todo aquel factor sobre el cual deba ser efectuada una predicción a futuro
(Mateu, 2008).
Se determinan la mineralización y se mide el contenido de hidrocarburos, se deben hacer
recuentos bacterianos al inicio y final del experimento, para esto se deben realizar
siembras periódicas en medios de cultivo selectivos, en las cuales se determinarán las
UFC/g suelo de bacterias heterótrofas e hidrocarbonoclastas. Los aislamientos bacterianos
que crecen en cultivo utilizando el diesel como única fuente de carbono deben ser
caracterizados por métodos bioquímicos y moleculares (Arrieta Ramírez, 2011); también
se debe determinar el contenido de nitratos, nitritos y amonio de manera semanal (A. J.
Acuña et al., 2008), y se deben medir variables de control como humedad, tempratura, pH
y potencial redox (Arrieta Ramírez, 2011).
Diferentes factores deben ser puestos en consideración como la clasificación del recurso
afectado, el tiempo estimado en que el recurso tenga un determinado uso; condiciones
subsuperficiales que pueden llegar a afectar en el largo plazo otros recursos cercanos;
determinación de las masas de contaminantes y los análisis predictivos (Mateu, 2008).
Existen múltiples métodos para evaluar los procesos de biorremediación, entre los que se
encuentran:
Métodos no moleculares:
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Procesos de Bioremediación
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Cultivo y número más probable de organismos con actividad catalitica (NMP).
Patrones de utilización de sustrato (BIOLOG).
Respirometría (metabolismo aeróbico).
Evaluación del potencial redox (metabolismo anaeróbico).
Análisis de biomasa (acido muriámico para bacterias, ergosterol para hongos).
Análisis de la formación de sub productos, metabolitos o desaparición de sustratos en
el terreno, aguas contaminadas y/o percolados de pilas de biorremediación.
Uso de técnicas de análisis químico:
Predicción de biodegradabilidad mediante modelos (QSBRs): Acidos grasos de los
fosfolípidos (PLFAs).
Enzimas en suelo (deshidrogenasas, lipasas, ureasas, fosfatasas ácidas y alcalinas).
Métodos inmunoquímicos: (Elisa para el contaminante, inmunofluorescencia directa).
Metodos moleculares: Razón rDNA/rRNA 16S (RNA aumentado en condiciones de alto
metabolismo).
PCR / microarreglo para genes catabólicos especie específicos.
Biosensores.
Métodos analíticos para estimar el grado de biorremediación.
Mecanismos mixtos de remediación abióticos +bióticos.
Reacciones químicas o procesos físicos que complementan los procesos de
biorremediación.
Reacciones de fenton en hongos ligninolíticos.
Fotocatálisis mediada por TiO2.
Oxidación por Ozono, Permanganato, Ion ferrato (FeVI) .
Reacción de Fenton: Fe2+ + H2O2 ----> Fe3+ + .OH + OHFe3+ + H2O2 ----> Fe2+ + .OOH + H+
Adición: OH + C6H6 ----> (OH)C6H6.
Abstracción de hidrogeno: OH + CH3CH2OH ----> CH2CH2OH + H2O.
Transferencia de electrones: OH + [Fe(CN)6]4- ----> [Fe(CN)6]3- + OH.
Interacción con otros radicales: OH + OH ----> H2O2.
Durante todo el desarrollo del proceso de biorremediación, la monitorización juega un
papel clave en la evaluación de la efectividad del trabajo, con el objeto de evaluar la
desaparición del contaminante con el tiempo y la disminución del riesgo para el medio
receptor (Shannon & Unterman, 1993). En este sentido es necesario distinguir entre la
desaparición de contaminantes por fenómenos físicos o químicos y por la acción biológica,
para lo cual se aplican diversos procedimientos, como el análisis de biomarcadores (Bragg,
Prince, Harner, & Atlas, 1994; Rodríguez Gallego & Sánchez Martín, 2003).
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Para asegurar la correcta ejecución y un progreso adecuado del tratamiento se debe llevar
a cabo un plan de control y seguimiento del sistema, los cuales se pueden observar en la
Figura 38.
Figura 38: Diagrama de flujo para evaluar la implementación de la atenuación natural,
adaptado de ITRCWG & RTDF, (1999).
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Y para una correcta optimización se deberán controlar los siguientes puntos:
1. Control de las condiciones de degradación y biodegradación. Se registrará la
variación de concentración de TPH, BTEX, COV’s, CO2 desprendido y oxígeno
disuelto, variación de nutrientes (N, P, etc).
2. Control de los parámetros que afectan directamente en el funcionamiento del
sistema (Arrieta Ramírez, 2011).
No debe desestimarse que la necesidad de controles y monitoreos de largo plazo implican
voluntad institucional firme y estable para su mantenimiento durante largo tiempo y, por
sobre todo, la provisión de los recurso económicos para su realización (Mateu, 2008).
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CAPÍTULO 8. BIOESTIMULACIÓN.
Lección 36. Introducción
La bioestimulación así como la bioaumentación son métodos de bioremediación que
implican la circulación de oxígeno a través del suelo contaminado, para mejorar la
biodegradación de contaminantes orgánicos o la inmovilización de contaminantes
inorgánicos (Van Deuren, Wang, & Ledbetter, 1997). En muchos trabajos se requiere que
ambos métodos sean utilizados de forma simultánea o intercalada, brindando los mejores
resultados de degradación de contaminantes, sin embargo hay situaciones en donde solo
uno de ellos es necesario o adecuado para descontaminar el suelo o agua.
En actividades como el compostaje es una de estas situaciones particulares, donde se
adicionan los contaminantes a degradar en conjunto con el suelo, sustrato vegetal o
materia orgánica, cal, lo que constituye una bioestimulación, pero adicionalmente se
adicionan mezclas de microorganismos con el potencial de poder degradar los
contaminantes agregados, por lo tanto se está haciendo bioaumentación. En este caso es
necesario realizar ambos procesos para que se realice el compostaje, la diferencia radica
en los microorganismos utilizados, los cuales pueden ser generalistas o adicionados con
aislamientos especializados en la degradación de los contaminantes agregados.
Otro caso muy común es el landfarming o labranza del terreno, en la cual lo más común es
el arado del suelo con el fin de brindar oxígeno a la flora autóctona del suelo, en algunas
ocasiones con retroexcavadoras para hacer una labor mas profunda, en este caso se
puede hablar de una bioestimulación, sin embargo se encuentran reportes en literatura
donde para mejorar el proceso se adicionan nutrientes como N y P al suelo con el fin de
estimular la degradación de los contaminantes por la flora nativa. Actualmente con miras
a mejorar el proceso se ha optado por dos alternativas para la adición de
microorganismos, la primera es obtener los organismos nativos y cultivar aquellos que
presenten el potencial de degradación, o la segunda es agregar microorganismos
alóctonos con capacidad reconocida de degradación de los contaminantes; cualquiera sea
el caso se procura hacer la bioaumentación con el fin de acelerar o mejorar los procesos
biodegradativos.
En el capítulo 9 referente a la bioaumentación se hará más énfasis en los procesos de
compostaje y labranza de terreno “landfarming”, dando lugar a que en el presente
capítulo se haga énfasis en algunos procesos más específicos de aplicación de la técnica de
bioestimulación.
La bioestimulación es un método de bioremediación in-situ, que implica la circulación de
soluciones acuosas que contengan nutrientes y/o oxígeno a través del suelo contaminado,
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para estimular la actividad de los microorganismos autóctonos y mejorar asi la
biodegradación de contaminantes orgánicos o la inmovilización de contaminantes
inorgánicos in-situ (Van Deuren et al., 1997).
La bioestimulación no es un método recomendable para suelos arcillosos, altamente
estratificados o demasiado heterogéneos, ya que pueden provocar limitaciones en la
transferencia de O2. Otros factores que pueden limitar su aplicación, incluyen:
a) Que el tipo de suelo no favorezca el crecimiento microbiano.
b) El incremento en la movilidad de los contaminantes.
c) La obstrucción en los pozos de inyección provocada por el crecimiento microbiano.
La bioestimulación puede favorecer que los procesos se realicen de forma más acelerada
que con otros métodos de bioremediación como la atenuación natural, de tal forma que
en periodos prolongados los resultados pueden ser los mismos con diferentes
procedimientos, haciendo que la bioestimulación haga más rapidos los procesos como se
ha demostrado por V. Vallejo, Salgado, & Roldan, (2005) con los hidrocarburos totales de
petróleo, en un estudio realizado en la Universidad Javeriana sede Bogotá.
La bioaumentación también se ha usado con éxito para remediar suelos contaminados con
gasolinas, Compuestos Orgánicos Volátiles, Compuestos Orgánicos Solubles y pesticidas
(Alexander, 1994); incluso estudios a escala piloto, han mostrado la biodegradación de
suelos contaminados con desechos de municiones. También se ha demostrado su
eficiencia en el tratamiento de aguas subterráneas contaminadas con hidrocarburos,
derivados de petróleo, pesticidas, disolventes, conservantes de la madera y otros
químicos contaminantes.
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Lección 37. Parámetros de diseño
La bioestimulación requiere para su diseño los siguientes estudios iniciales:
A. Caracterización general del área: Comprende entre otros la topografía, hidrogeología,
las características climáticas, características edáficas del suelo, características
microbiológicas, procedencia y composición del residuo. La entrega de nutrientes
depende de las características hidrogeológicas del terreno: Terrenos compactos, rocosos,
impermeables así como fracturas en la superficie disminuyen distribución de nutrientes.
B. Caracterización fisicoquímica y edafológica del suelo: Los parámetros edáficos que
determinan y condicionan la elección de un suelo para landfarming son la textura,
estructura, pH, temperatura, porosidad, velocidad de percolación, capacidad de retención
de agua, infiltración, contenido de oxígeno, contenido de macro y micronutrientes, y
humedad (María Graciela Pozzo Ardizzi, Ferrari, & Calderón, 2010).
C. Caracterización microbiológica: Se debe estudiar la compatibilidad residuo-población
microbiana autóctona.
1) Microorganismos nativos con el hidrocarburo como única fuente de carbono.
2) Microorganismos alóctonos de suelos empetrolados, en medio mínimo y con
gasoil como única fuente de carbono.
3) Microorganismos de preparación comercial (alóctonos), en medio mínimo y con
gasoil como única fuente de carbono.
4) Microorganismos nativos, en medio mínimo y con emulsión inversa pura como
única fuente de carbono.
5) Microorganismos nativos con medio mínimo desarrollado con agua extraída del
pozo y gasoil como fuente de carbono.
6) Microorganismos nativos, en medio mínimo desarrollado con agua destilada y
con gasoil como fuente de carbono.
D. Monitoreo y evaluación del biotratamiento:
1) El seguimiento, control y eficiencia del laboreo mecánico permiten visualizar en
escala macroscópica la marcha del bioproceso.
2) El registro de parámetros climáticos, ayuda a la toma de decisiones respecto a
ciertas acciones de manejo, por ejemplo frecuencias a intensidades de riego.
3) Los resultados de las pruebas fisicoquímicas y microbiológicas que se obtienen
en los monitoreos, reflejan en escala microscópica la eficiencia del laboreo y
permiten corregir acciones.
El plan de monitoreo debe realizarse respecto al sistema suelo- microorganismos –
residuo:
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a) Seguimiento superficial del bioproceso, es decir en el sector de suelo de los
primeros 20 a 30cm, donde se realiza el tratamiento biológico del residuo.
b) Seguimiento del proceso en el perfil del suelo.
E. Modificación del ambiente para estimular el crecimiento o la actividad de bacterias ya
existentes: la adición de nutrientes y aceptores de electrones (fósforo, nitrógeno, oxígeno
o carbono) por medio de una inyección de aire en forma de burbujas o como peróxido de
hidrogeno soluble.
En los lugares de clima frio donde la temperatura del agua es baja, el uso de calefactores
sobre el terreno ayuda a aumentar la temperatura del suelo y la tasa de degradación.
Cuando la fuente de contaminación es profunda o cuanto la contaminación no solo es
superficial sino principalmente a unos cuantos metros de la superficie del suelo, las
consideraciones anteriores tienen ciertos cambios.
En algunos casos la mayor parte del residuo de hidrocarburos en el sitio contaminado se
encuentra en la zona vadosa del suelo, en el margen de capilaridad e inmediatamente por
debajo de la tabla de agua, en estas circunstancias el aire a presión se inyecta por debajo
de la tabla de agua y a medida que va llenando los poros desplaza el agua de la matriz del
suelo y con ella los contaminantes (Figura 39), proceso que generalmente es conocido
como bioventeo. Los compuestos que presentan baja presión de vapor difícilmente se
volatilizan por lo que su desaparición se le atribuye a la biodegradación incentivada por el
bioventeo. El proceso de bioventeo estimula la actividad biológica in-situ y promueve la
biorremediación (Manacorda & Cuadros, 2005).
Figura 39. Proceso de bioremediación in-situ de agua y suelo.
http://superfund.pharmacy.arizona.edu/toxamb/c4-3-2-2.html
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Generalmente debe ser aplicado en zonas vadosas y es aplicado para aquellos químicos
que son biodegradados aeróbicamente, aunque en principio se ha utilizado para sitios
contaminados con petróleo. Es uno de los métodos considerado de mayor costo-beneficio
para la remediación de la zona vadosa.
El excesivo calcio, magnesio o hierro en el agua subterránea puede reaccionar con el
fosfato, el cual es suministrado como un nutriente en la forma de tripolifosfato, o con el
dióxido de carbono (producido por los microorganismos en la respiración aeróbica). Los
productos de estas reacciones pueden afectar negativamente la operación de un sistema
de biorremediación in-situ. Cuando el calcio, magnesio o hierro reaccionan con el fosfato o
el CO2, se forma sarro o cristalina precipitada; produciendo una compresión en los canales
de flujo, pudiendo dañar los equipos (por ej: pozos de inyección). Además los precipitados
de fosfatos de calcio o de magnesio unidos a compuestos fosforados no se encuentran
disponibles por los microorganismos para ser usados como nutrientes (Manacorda &
Cuadros, 2005).
El oxígeno introducido como aceptor de electrones, puede reaccionar disolviendo el Fe(II)
a una forma insoluble del mismo (oxido férrico), este precipitado puede ser dispuesto en
el flujo de canales del acuífero, reduciendo su permeabilidad y dejando pozos de inyección
inoperables; entonces, el manejo de O2, nutrientes y régimen de agua es fundamental
para contener hidráulicamente a la zona contaminada y prevenir la migración de
contaminantes móviles o de metabolitos potencialmente tóxicos fuera del sistema.
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Lección 38. Funcionamiento
Como funciona la bioestimulacion? Básicamente es la aplicación de oxígeno y los
nutrientes necesarios para la que la microbiota funcione mejor que procesos como la
atenuación natural monitoreada. Pero la conveniencia de aplicación de éstos depende de
una evaluación previa de las condiciones del sistema, en donde se determina los
principales contaminantes y su concentración, la presencia de microorganismos con la
capacidad degradadora de estos contaminantes y su concentración en el sustrato, la
presencia de los nutrientes básicos para su crecimiento y las proporciones de éstos con
respecto al contaminante, los niveles de oxígeno en el sustrato contaminado y finalmente
la actividad biodegradadora in-situ, dadas las condiciones actuales del sistema.
Para realizar la bioestimulación se deben seguir los siguientes pasos:
1) Realizar un estudio para determinar si la adición de nutrientes es la tecnología
apropiada para el vertido y la zona, si lo es, entonces.
2) Aplicación de nutrientes.
3) Realizar estudios adicionales para evaluar las técnicas de aplicación de
nutrientes.
4) Poner en marcha un programa de larga duración para monitorizar la zona
tratada.
5) Evaluar el potencial de utilización de microorganismos en la zona.
Por lo general se usan nutrientes aplicados de liberación lenta, solubles en agua aplicados
en forma de briquetas y granulares o con aspersores y con nutrientes oleofilicos liquidos.
Uno de los ejemplos exitosos mas conocidos de bioaumentación sucedió en las playas de
Alaska con la empresa EXXON VALDEZ, los cuales tuvieron en en 1989 una catástrofe
ambiental por vertimiento de hidrocarburos en 470 millas de playa y la tecnología mas
apropiada fue la aplicación de nutrientes en 110 de éstas (Figura 40). Como resultado se
obtuvo un incremento en la velocidad de biodegradación entre 2 y 4 veces,
adicionalmente se evaluó el potencial de la utilización de microoganismos a esas playas
para favorecer la biodegradación (Chau, 2003).
La Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (EPA) determinó que el método
mas práctico para estas playas era la aplicación de nutrientes oleofílicos (superficial) y
granulares de liberación lenta (superficial + sub-superficial)(Chau, 2003).
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Figura 40. Localización geográfica del vertimiento EXXON VALDEZ en Alaska y foto del
proceso de bioremediación.
En el trabajo de Arrieta Ramírez (2011) con bacterias heterótrofas e hidrocarbonoclastas
se ha encontrado que bacterias como Enterobacter sp, Bacillus sp, Staphylococcus aureus,
Sanguibacter soli, Arthrobacter sp y Flavobacterium sp. se encuentran entre las
responsables de los procesos de degradación de hidrocarburos en procesos de
bioestimulación.
En estudios de laboratorio desarrollados por Gómez, Gaviria, & Cardona (2009) se ha
podido confirmar la mayor eficiencia (7.66%) de la bioestimulación con respecto a la
atenucación natural, en aspectos como cantidad de hidrocarburos degradados y tiempos
de acción, sin embargo los resultados son similares a los obtenidos con procesos de
bioaumentacion. En el estudio de Gómez et al. (2009), tanto para el tratamiento de
atenuación natural como de bioestimulación la población microbial decrece después de la
séptima semana, comportamiento que fue similar al encontrado por Menéndez et al.
(2007) después de 4 meses.
Finalmente un área que está tomando fuerza es el uso de algas para procesos de
bioremediación en casos específicos a cambio de hongos y bacterias; en un trabajo de
laboratorio desarrollado por Aguirre Ramírez et al. (2007), se evaluó el efecto de
diferentes concentraciones de nitrógeno y fósforo sobre las poblaciones de Chlorella
vulgaris, un alga bioremediadora. Se encontró que para una proporción de N:P de 46,67:1,
correspondiente al 200% del control de nitrógeno (8,4 mg/L N) se presentó inhibición,
mientras para una proporción de N:P de 11,67:1, correspondiente al 200% del control de
fósforo (0,36 mg/L P) se presentó estimulación. Este contraste implica que el fósforo es el
nutriente limitante, sin embargo, el fósforo no debe ser analizado independientemente;
su estudio debe ser realizado en términos de la relación estequiométrica con respecto a la
concentración del nitrógeno; por lo tanto, al aumentar estequiométricamente el
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nitrógeno la concentración el fósforo se hace limitante; es por ello que existe una
inhibición en el crecimiento de la población cuando la relación N:P estequiométricamente
favorece al nitrógeno; a su vez, cuando la cantidad de fósforo es mayor su condición no es
limitante puesto que proporcionalmente la relación N:P favorece en este caso a dicho
nutriente y en consecuencia la tasa de crecimiento poblacional aumenta. A pesar de que
en la naturaleza el fósforo es considerado el nutriente más limitante, las concentraciones
de nitrógeno deben conservar una proporción mayor en relación al fósforo.
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Lección 39. Posibles costos.
Los costos de la bioestimulación son bajos comparados con otros métodos de remediación
usados para el tratamiento de vertimiento de hidrocarburos, pero son un tratamiento a
largo plazo, que puede llevar muchos años para su completo funcionamiento.
Son muy escasos los reportes donde se de una información clara acerca de los costos de
diferentes casos exitosos de bioremediación por medio de bioestimulación (Olguin et al.,
2007), sin embargo todos ellos coinciden en mencionar que es una de las alternativas más
económicas que pueden existir dentro de todas las técnicas de bioremediación in-situ
(Arrieta Ramírez, 2011; Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
La naturaleza y profundidad de los contaminantes y el uso de bioaumentación puede
aumentar los costos (Van Deuren et al., 1997). Cuando la contaminación se realiza en
suelos permeables, la filtración de los contaminantes pueden constituir un gran problema
debido al incremento de los costos por el movimiento de tierra requerido (Torres Delgado
& Zuluaga Montoya, 2009). También es importante considerar los costos implicados en la
selección y aplicación de los nutrientes apropiados; después de la evaluación de los
contaminantes se procede a seleccionar los aislamientos más promisorios para la
degradación y a la selección de los nutrientes y cantidades adecuadas para agregar al
suelo y promover el crecimiento microbiano. Sin embargo no es suficiente con agregar
nutrientes y esperar a que estimulen el crecimiento, también se requiere de una
dosificación permanente y mantener las condiciones de aireación, o bien la adición de
estos fertilizantes por mecanismos de lenta liberación, todo dependiente del
contaminante y de las condiciones del terreno donde se ha producido la contaminación.
No es lo mismo agregar fertilizantes inorgánicos compuestos (FIC) que sales inorgánicas
simples (SIS). El FIC es de fácil aplicación, bajo costo y, por ser un fertilizante de liberación
lenta, aporta los nutrientes en forma gradual y continua, a una tasa ajustada a las
necesidades de los microorganismos. Sin embargo, su presentación en forma de gránulos
secos en algunos casos dificulta su distribución uniforme y la homogenización en el suelo.
Por el contrario, aunque las SIS se disuelven más rápidamente en el agua, son más
costosas y aportan una baja cantidad de fósforo, el cual se consume rápidamente por los
microorganismos degradadores al inicio de la biodegradación (V. Vallejo et al., 2005).
De acuerdo al estudio realizado en la costa da Morte en una playa de sobre la costa del
Golfo de Alaska, se aplicaron nutrientes a 110 millas de playa contaminada, el costo de la
bioestimulación oscila entre 30 y 100 dólares/m3. En la bioremediación usada el
tratamiento de bioestimulación fue económico, tras comparar el gasto de 12.000 euros
por 500m de costa limpiados, frente al millón de euros necesarios en la catástrofe del
Exxon Valdez para la limpieza física de cada kilómetro de litoral.
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Lección 40. Parámetros de monitoreo y seguimiento.
Desde un principio y a lo largo de todo el proceso es necesario realizar el seguimiento a
algunos parámetros que se dividen en dos categorías:
a. Análisis fisicoquímico de suelos y aguas. Toma de muestras de suelos, calidad del
suelo, contenido de hidrocarburos, cromatografía separativa fase sólido-líquido,
cromatografía gaseosa, pH por potenciometria, conductividad eléctrica, humedad,
gravimetría, capacidad de retención de agua, nitrógeno total, carbono orgánico y
total, fosforo asimilable, metales alcalinos y metales pesados.
b. Análisis microbiológicos. Toma de muestras, manejo y almacenamiento para
ensayos con microorganismos aeróbicos, población heterótrofa total, población
hidrocarburolitica.
Los datos microbiológicos obtenidos en los monitoreos temporales y espaciales de los
suelos del biotratamiento, graficados en función de la concentración de hidrocarburos
totales permiten el seguimiento global del biotratamiento. Estos gráficos permiten
visualizar cuando un bioproceso llega a un estado estacionario, donde tanto la población
hidrocarburolitica como la concentración de HTP remanente permanecen casi constantes.
(Eusebi, Sosa, Altamirano, & Pozzo Ardizzi, 1998; M. G. Pozzo Ardizzi, 1998).
Se pueden medir variables como humedad, temperatura, pH y potencial redox, pruebas
de respirometria para cuantificar el CO2 producido y asi evaluar la actividad metabólica de
los microorganismos del suelo durante el proceso de degradación del diesel. Los
resultados muestran que el tratamiento de bioestimulación es el mas eficiente en la
remoción de hidrocarburos totales de petróleo (Arrieta Ramírez, 2011).
El pH es uno de los parámetros que mas variaciones registra pues favorece el desarrollo
de los microorganismos degradadores (Arrieta Ramírez, 2011). Esto puede deberse a la
adicion de nutrientes que estimula el crecimiento de microorganismos aumentando la
biomasa y generando incrementos de pH; el descenso de pH observable
aproximadamente después de la decima semana se deben a que la cantidad de oxígeno en
el medio disminuye, presentándose incluso condiciones anóxicas, aumentando la cantidad
de CO2 en el medio.
La humedad debe mantenerse alrededor del 25%, cuando se observa exceso de agua en el
microcosmos, el suelo se torna pantanoso y puede interferir en el transporte de oxígeno
en el medio. La aireación en el medio favorece la degradación del hidrocarburo por
volatilización, facilitando la migración de la fase volátil de los contaminantes, y por
biodegradación, ya que al incrementar la oxigenación del suelo se va a estimular la
actividad bacteriana.
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La temperatura influye en la velocidad de degradación de los hidrocarburos, las
temperaturas más adecuadas para un óptimo proceso de bioremediación se encuentran
entre 20ºC y 40ºC.
Los suelos contaminados con una población de microorganismos heterotróficos superior a
1000 UFC/g suelo (Troy, 1994), indica que puede llevarse a cabo la degradación de
hidrocarburos mediante el uso de la bioestimulación (Arrieta Ramírez, 2011).
Los procedimientos para valorar variables físico-químicas y baceriológicas están definidos
según normas, lo que garantiza que siempre van a medirse de la misma manera y no van a
diverger en los valores obtenidos, estas normas según María Graciela Pozzo Ardizzi et al.
(2010) son:
Normas ASTM D 5745 –95 Standard Guide for Developing and Implementing Short Terms
Measures or Early Actions for Site Remediation.
Análisis fisicoquímicos de suelos y aguas:
 Guía de diseño para toma de muestras en suelos, según Norma IRAM 29481-1;
ISO-DIS 10381-1: 1993. Soil quality.
 Toma de muestras de suelos, según Norma IRAM 29481-2; ISO-DIS 10381- 2: 1993
Soil quality.
 Pretratamiento de muestras para análisis fisicoquímicos. Según Norma IRAM
29402: 1998.
 Calidad del suelo: equivalente a ISO 11464: 1994.
 Contenido de hidrocarburos (%) (HTP). Extracción por Soxhlet, con tetracloruro de
carbono. (según Método EPA 418.1). Con modificaciones próxima Norma IRAM.
 Cromatografía separativa fase sólido-líquido. Analiza por fracciones: saturados,
aromáticos, resinas y asfaltenos.
 Cromatografía gaseosa-Espectrometría de masa (GC/MS) (analiza componentes de
cada fracción).
 pH Potenciometría. Según Norma IRAM 29410-ISO 10390.
 Conductividad eléctrica. Potenciometría. Según Norma ISO 11265: 1994.
 Humedad (%). Gravimetría. Según Norma ISO 11465: 1993.
 Capacidad de retención de agua. Según Norma ISO-FDIS 11274: 1998.
 Nitrógeno total. Según Norma ISO 11261: 1995.
 Carbono orgánico y total. Según Norma ISO 10694: 1995.
 Fósforo asimilable. Según Norma ISO 11263: 1994.
 Metales alcalinos. Espectrofotometría de Absorción atómica (Según Standard
Methods 3113 B).
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
Metales Pesados. Espectrofotometría de Absorción atómica (Según Standard
Methods 3113 B).
Análisis microbiológicos:
 Toma de muestras, manejo y almacenamiento para ensayos con microorganismos
aeróbicos, según Norma IRAM 29481-6: 1998; ISO 10381-6: 1993.
 Población heterótrofa total. Recuento por NMP.
 Población hidrocarburolítica. Recuento por NMP, en medio mínimo con petróleo
estéril como única fuente de carbono. Bioensayos para establecer compatibilidad y
biodegradabilidad. Según Norma ISO 11266:1994 (con modificaciones).
Las especies que respondan sin indicar alteraciones en sus distintos estados fenológicos,
serán las elegidas para repoblar los suelos del predio. Durante los bioensayos con plantas,
se obtendrán muestras de material vegetal donde se analizará contenido de hidrocarburos
en los tejidos vegetales. Los controles sobre las plantas se realizarán siguiendo la Norma
ISO 11269-1: 1993. Calidad del Suelo. Determinación de los efectos de contaminantes en
la flora del suelo (Norma IRAM en estudio) según María Graciela Pozzo Ardizzi et al.
(2010).
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CAPÍTULO 9. BIOAUMENTACIÓN.
La bioaumentación es el término general que se suele emplear para referirse al
incremento en la cantidad de agentes descontaminantes, en especial a microorganismos
(virus, bacterias, actinomicetos), proceso que se puede llevar a cabo tanto in-situ como
ex-situ, siempre dependiendo de factores económicos, del tipo de contaminante y de las
facilidades que existan para manejo ex-situ o la adquisición de los bioremediadores en las
cantidades y de la calidad requeridos.
Lección 41. Introducción.
La introducción de organismos puede realizarse tanto de organismos nativos como de
organismos moficados genéticamente siempre teniendo en cuenta los conteos iniciales de
microorganismos y las capacidades degradadoras de los organismos seleccionados, en
especial cuando se trata de organismos genéticamente modificados.
Cualquiera que sea el caso, en tratamientos in-situ o ex-situ, se debe tener en cuenta las
propiedades del sustrato, para lo cual se requiere de una valoración inicial de los
principales contaminantes y sus concentraciones, debido a que si se superan los límites
tolerantes por los microorganismos estós serán ihhibidos o eliminados. A partir de estos
datos también es importante considerar el tipo de tratamiento que va a ser mas
adecuado, debido a que la degradación de algunos contaminantes se realiza mejor bajo
condiciones aeróbias y en otros casos en condiciones anaerobias, mientras en otros casos
se requerirá de tratamientos mixtos (aerobio-anaerobio) o trabajo complementario entre
varios organismos, de acuerdo a esto se debe considerar el mejor tratamiento de
bioaumentación y los microorganismos que han de ser empleados.
Una de las técnicas más empleadas para reducir la contaminación por hidrocarburos exsitu en Ecuador es el uso de compostas, cuya efectividad fue comprobada por Espinosa
Andrade, (2009)(Figura 41).
Figura 41: Representación gráfica de un sistema de biopilas alargadas (Velasco & Volke
Sepúlveda, 2003).
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Procesos de Bioremediación
Un pila o apilamiento de compost está compuesta de capas de material vegetal verde
muerto que entra en proceso de descomposición, material vegetal seco y generalmente
con adición de cal para reducir el pH, y como requerimiento la adición de
microorganismos que van a realizar la actividad biodegradadora. Cuando la pila de
compost tiene propósitos de bioremediación se adicionan los sustratos a recuperar o
bioremediar en capas intermedias y por lo general son suplementados con
microorganismos y/o nutrientes.
Si en el proceso se generan gases o vapores de hidrocarburos volátiles regulados por la
autoridad ambiental, o las condiciones climatológicas de la zona pueden afectar
negativamente la eficiencia del proceso, la pila del suelo se debe cubrir con membranas o
poner techo de forma similar a los invernaderos. Los vapores generados en el proceso se
deben colectar y tratar antes de ser emitidos a la atmósfera. Lo que incurre a costos
adicionales.
Entre las técnicas ex-situ también se encuentra el tratamiento de biosuspensión, el cual es
conocido como sistema biorreactor o contacto líquido-sólido. El procedimiento consiste
en excavar el suelo contaminado y luego introducirlo en un reactor añadiendo nutrientes,
agua, y los cultivos microbianos adecuados para que se lleve a cabo la degradación. Se
mezcla bien y se airea la suspensión hasta que las transformaciones de los compuestos
seleccionados su eliminación alcanzan el nivel deseado. A continuación se detienen el
mezclado y la aireación, y se deja a los sólidos separarse de los fluidos por sedimentación.
El sedimento es retirado y, si la transformación ha tenido éxito, el suelo se devuelve a su
lugar de origen, mientras que los líquidos se tratan como aguas residuales.
El tratamiento vía suspensión puede aplicarse en particular a los suelos contaminados con
residuos oleosos y de consistencia alquitranada (siendo estos compuestos difíciles de
biode gradar). Es más rápido y requiere menos superficie que otros sistemas. Se ha usado
para tratar suelos contaminados con herbicidas (2,4-D, clorofam), insecticidas (lindano,
clordano, paratión), clorofenoles (PCP) y nitrofenoles, BPCs, HTPs y HAPs (Alexander,
1994). También se ha aplicado efectivamente para tratar desechos con concentraciones
relativamente altas de metales (Eweis et al., 1998).
Debido al energético mezclado y a la aireación forzada se favorece el escape de emisiones
de aire, por ello la suspensión no es una buena elección para suelos donde la mayoría de
los compuestos sean volátiles. Esta técnica demanda mayor cantidad de dinero a
comparación de otras técnicas de biodegradación (Torres Delgado & Zuluaga Montoya,
2009).
El éxito de estas inoculaciones depende no sólamente de factores abióticos como el pH,
temperatura, potencial de reducción y la disponibilidad de agua y nutrientes, sino también
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Procesos de Bioremediación
de factores bióticos tales como la competencia microbiana, amensalismo, parasitismo y
depredación, que pueden limitar el crecimiento y desarrollo de las poblaciones inoculadas
(Garbisu et al., 2002).
Entre los beneficios se encuentran: A) Reducción de la formación del H2S (Ácido
sulfhídrico). B) Mejoramiento de la bioactividad. C) Reducción de la DBO (Demanda
bioquímica de oxígeno). D) Mejoramiento de la estabilidad del sistema. E) Mejoramiento
de la sedimentación de sólidos. F) Reducción del volumen de lodos.
Para el tratamiento in-situ, dentro de los cuales el más ampliamente conocido es el
“landfarming”, dada la necesidad de excavación y posterior depósito del suelo
contaminado, se requiere una superficie de trabajo relativamente grande cuyas
dimensiones dependen del volumen de suelo a tratar (Figura 42).
Figura 42: Unidades de tratamiento (Ercoli, 2008).
Antes de llevar a cabo la bioaumentación en un sitio, deben realizarse cultivos de
enriquecimiento, aislar microorganismos capaces de cometabolizar o utilizar el
contaminante como fuente de carbono, y cultivarlos hasta obtener grandes cantidades de
biomasa (Alexander, 1994).
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Lección 42. Parámetros de diseño.
Röben (2002) describio un conjunto de elementos a estudiar antes de crear una planta de
compostaje, estos procesos pueden ser también aplicados en el caso de bioaumentación
en el proceso de Landfarming, en donde la premisa fundamental radica en estudiar
minuciosamente la situación actual y las posibilidades económicas.
El estudio de factibilidad debería comprender al menos los siguientes puntos (Röben,
2002):
1. Desechos sólidos.
- Cantidad de los desechos sólidos.
- Cantidad de los desechos biodegradables.
- Los desechos biodegradables especiales para considerar (tipo de contaminante);
cantidad y tipo de esos desechos.
2. Lugar previsto.
- Area disponible (considerando la tecnología que se intenta implementar, la
cantidad de material, un área adecuada para almacenar el compost y una laguna
de tratamiento de las aguas lixiviadas).
- Material del suelo.
- Costo del terreno.
3. Clima local.
- Nivel de precipitaciones (importante especialmente en la Amazonía).
4. Operación de la planta de compostaje.
- Personal disponible en el municipio (obreros, personal técnico).
- Posibilidades de contratar nuevo personal.
- Nivel de formación del personal.
- Capacitaciones necesarias.
- Alternativa de contratar el manejo de la planta de compostaje a una
microempresa.
- Análisis económico y técnico.
5. Tecnología seleccionada.
- Planta manual o mecanizada?.
- Cuales unidades de la planta se pueden o deben mecanizar?.
- Presupuesto necesario para inversión y operación de las alternativas
consideradas.
- Ventajas y desventajas técnicas.
- Capacidad financiera para asumir los costos.
- Cotizaciones de diferentes productores para las unidades mecanizadas.
Una vez hecha la anterior valoración, el diseño de la bioremediación es bastante sencillo y
depende mucho de los requerimientos de las entidades gubernamentales en cuanto a
eficiencia del proceso, los tiempos estimados y los resultados esperados.
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Cualquiera que sea el proceso se requiere de:








Caracterización de los contaminantes y su distribución en el terreno.
Caracterización del terreno, determinar características geológicas e
hidrogeológicas (Ej: presencia y velocidad de aguas subterráneas).
Selección de los nutrientes y condiciones de biorremediación. Ej: Oxígeno (proceso
aerobico) y/o poder reductor (proceso anaeróbico), necesidad de calefacción o
electroestimulación.
Generalmente requiere del estudio de los microorganismos presentes en el sitio y
su capacidad para realizar la remediación deseada. Esta sujeta a las restricciones
de geología e hidrogeología.
Optimización de acceso a nutrientes y contaminantes: Vías de inyección o entrega
de nutrientes, uso de biosurfactantes.
Evaluar uso de procesos químicos y/o físicos complementarios a la
biorremediación.
Determinar las vías metabólicas principales y la posible producción de metabolitos
inhibitorios o tóxicos.
Diseñar e implementar métodos de evaluación del proceso de biorremediación:
NMP, BIOLOG, determinación de sustratos, productos y metabolitos
intermediarios.
En el caso del compostaje, la pila de material vegetal ha de ser de por lo menos un metro
de altura por uno de ancho, y el largo solo está limitado de las dimensiones del terreno, lo
cual favorece la actividad de los diferentes microorganismos involucrados (mesófilos,
termófilos, aerobios y anaerobios). Aunque las dimensiones de ancho y alto pueden ser
mucho mayores ya que en al finalizar el proceso las pilas de compost pueden
corresponder a la tercera parte del volumen inicial. En el fondo de la pila el sistema cuenta
con un aislante que generalmente son geomembranas o canales plásticos para el control
de lixiviados. Estas pilas de compost pueden ser aireadas de forma activa, volteando la
pila, o bien de forma pasiva, mediante tubos perforados de aireación, con distribución
permanente de nutrientes, microorganismos y aire. En principio, las biopilas se pueden
aplicar a la mayoría de los compuestos orgánicos, siendo más eficaz en los compuestos de
carácter más ligero.
Entre los factores a tener en cuenta se encuentran la humedad, el pH, la temperatura del
suelo, el contenido de oxígeno, la concentración de nutrientes, la textura del suelo; y
entre los parámetros de los contaminantes se encuentran la volatilidad, la estructura
química, concentración y toxicidad (Cuadro 20). Entre los factores que influyen en la
aplicación de las biopilas se destacan los hidrocarburos deben ser no halogenados y deben
encontrarse en el suelo en concentraciones menores a 50.000 ppm.
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Cuadro 20: Estructura química y biodegradabilidad (EPA, 1994b).
Los parámetros edáficos que determinan y condicionan la elección de un suelo para
"landfarming" son: textura, estructura, pH, temperatura, porosidad, velocidad de
percolación, capacidad de retención de agua, infiltración, contenido de oxígeno,
contenido de macro y micronutrientes, humedad. La bibliografía existente al respecto
indica la necesidad de mantener la relación hidrocarburo/N/P/K de manera que no exceda
los valores 100/10/1/1 (María Graciela Pozzo Ardizzi et al., 2010).
La fase biótica indígena de un suelo, posee naturalmente formas de resistencia que les
permiten sobrevivir por largos períodos sin realizar actividades metabólicas, ante
condiciones ambientales desfavorables. Un adecuado manejo del sistema suelo, permite
amortiguar los efectos ambientales, generando una proliferación cuali y cuantitativa de
los microorganismos autóctonos, permitiendo que realicen sus funciones bioquímicas en
forma continua, aunque temporalmente menos activa. Los organismos alóctonos que se
puedan incorporar a un suelo, generalmente, no participan significativamente en la
actividad comunitaria. Esta población demanda un cierto período de adaptación, llegando
a crecer y reproducirse, manteniéndose por cortos períodos, debiendo competir con las
poblaciones autóctonas, por espacio colonizante, por nutrientes y oxígeno, pero sin llegar
a contribuir en forma significativa a las numerosas transformaciones e interacciones de
importancia ecológica que ocurren en el suelo (María Graciela Pozzo Ardizzi et al., 2010).
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Lección 43. Funcionamiento.
Industrialmente el compostaje comprende los siguientes elementos:
1. Recepción de la fracción orgánica de la basura. Se tamiza para eliminar las pocas
impurezas que aún contenga.
2. Una gran criba cilíndrica que separa la materia orgánica.
3. Selección manual, tras este control, un electroimán elimina los residuos metálicos.
4. Recepción de la fracción vegetal y trituración.
5. Mezcla y homogenización. Se mezclan las dos fracciones así: 65-75% orgánica y 2535% vegetal triturada. El resultado es lo que se compostará.
6. Disposición en pilas: Con una pala mecánica se forman pilas en un cobertizo sin
paredes y preparado para recoger los lixiviados.
7. Volteado de las pilas y control de las condiciones ambientales del proceso. Para que
se descomponga bien, hay que mantener las condiciones de humedad, temperatura
y oxígeno. Por eso se riegan las pilas con los propios lixiviados y se remueven con
una máquina volteadora.
8. Cribado del compost maduro. A las 12-14 semanas el compost se criba para que
quede homógeneo y fino. Si quedan deshechos vegetales, vuelven al proceso.
9. El final del proceso es el compost. Sirve de abono o de corrector de suelos.
La fase bioremediadora del proceso de composting o compostaje puede dividirse en
cuatro períodos, atendiendo a la evolución de la temperatura:
1. Mesolítico: La masa vegetal está a temperatura ambiente y los microorganismos
mesófilos se multiplican rápidamente. Como consecuencia de la actividad
metabólica la temperatura se eleva y se producen ácidos orgánicos que hacen
bajar el pH.
2. Termofílico: Cuando se alcanza una temperatura de 40ºC, los microorganismos
termófilos actúan transformando el nitrógeno en amoníaco y el pH del medio se
hace alcalino. A los 60ºC estos hongos termófilos desaparecen y aparecen las
bacterias esporígenas y actinomicetos. Estos microorganismos son los encargados
de descomponer las ceras, proteínas y hemicelulosa.
3. De enfriamiento: Cuando la temperatura es menor de 60ºC, reaparecen los hongos
termófilos que reinvaden el mantillo y descomponen la celulosa. Al bajar de 40ºC
los mesófilos también reinician su actividad y el pH del medio desciende
ligeramente.
4. De maduración: Es un periodo que requiere meses a temperatura ambiente,
durante los cuales se producen reacciones secundarias de condensación y
polimerización del humus.
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Procesos de Bioremediación
En cuanto al landfarming la actividad bioremediadora se ve limitada por la competencia
de los organismos nativos cuando la bioaumentación es realizada por organismos
alóctonos (María Graciela Pozzo Ardizzi et al., 2010), sin embargo la tendencia actual es a
emplear organismos aislados del mismo sustrato contaminado, factor que lleva a una
reducción de la competencia, una mayora adaptación a las condiciones del terreno y por
consiguiente un mejor funcionamiento de la flora en los procesos de bioremediación;
aunque surge el limitante si la flora autóctona o nativa tiene el potencial de descomponer
los materiales contaminantes de una manera eficiente, lo que puede llevar a que los
tratamientos sean mas demorados que lo esperado. Sin embargo este proceso no puede
ser exitoso sin la adición de los nutrientes adecuados en especial nitrógeno, fósforo y
potasio requeridos para el crecimiento y reproducción de los microorganismos. El carbono
es proveido por el material contaminante, así como una abundante oxigenación, la cual en
la mayoría de las ocasiones se realiza con ayuda de un tractor que permanentemente esté
arando el terreno.
El proceso de biodegradación en el landfarming adicionado a bioaumentación puede
llegar a constituirse en un proceso lento (hasta 3 años) en comparación al de compostaje
(6 meses), pero los estudios consultados indican que pueden llegar a ser similarmente
eficientes en destruir los hidrocarburos, aromáticos y diferentes contaminantes. Tanto en
el el uso de pilas de compost como en landfarming, priman los procesos aerobios sobre los
anaerobios y esto garantiza que el proceso se realice de una forma más eficiente.
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Lección 44. Posibles costos.
La bioaumentación es una tecnología que puede durar varios meses o años, y su
utilización no implica mucho capital ni costos de operación.
Como todos los tratamientos “Ex-situ”, cuando la contaminación es muy profunda, el
movimiento de tierra puede implicar costos más altos.
Las técnicas que se asocian con bioaumentación se caracterizan por:
 Son simples en cuanto a implementacion y diseño.
 Escaso requerimiento de infraestructura operativa.
 Tecnica destructiva, ya que el contaminante es transformado en productos inocuos
para el ambiente.
 Tiempos de tratamientos relativamente cortos comparados con otros procesos
biológicos.
 Adecuada para distintos tipos de suelos y de contaminantes.
 No requiere dilucion del material a tratar con lo cual se evita el incremento de
volumen.
 Adecuada para el tratamiento de suelos en zonas aridas o semiáridas.
 Adecuada para el tratamiento en diversos climas.
 No requiere incorporacion de agua, excepto en periodos de extrema sequia.
 Es posible obtener metas de limpieza bastante rigurosas.
Cualquiera que sea la técnica, bien sea compostaje o landfarming, unos altos costos se
relacionan con la extracción de los microorganismos nativos con propiedades
biodegradadoras y la posterior producción de los microorganismos en suficiente cantidad
para poderse aplicar al sitio de donde fueron extraidos; así como un estudio piloto previo
a la bioremediación a escala completa (Röben, 2002).
En cuanto al compostaje en plantas manuales (sin ser industriales), aparte de la compra y
nivelación del terreno, las plantas manuales casi no tienen costo de inversión. Se deberían
confeccionar las tamices, comprar palas y, según el clima, se debe construir un techo para
las pilas o lechos.
Los costos de operación según Röben (2002) son:
Costos de personal: 1 obrero para 3 toneladas diarias.
1 tecnico o profesional con buenos conocimientos de biología para la supervisión del
trabajo (puede ser a la mitad del tiempo en plantas pequeñas).
Costos de herramientas: palas, trinches, picas, carretillas, lampas, regadoras etc.
1 unidad por obrero y por año.
Equipamiento personal de los obreros (uniformes, botas, guantes, masques): 2 overoles
por año, 6 pares de guantes por año, 1 par de botas/año.
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Compra de materiales: Saquillos, hilo, malla etc. Agua de riego.
Las plantas mecanizadas implican mayores costos, se deben tomar en consideración los
costos de inversión par una o más de las unidades siguientes:
Pre-condicionamiento:
 Confección del tamiz tambor.
 Confección de la banda transportadora.
 Confección de la trituradora / molino.
Compostaje:
 Cargador.
 Contenedores o túnel de compostaje.
 Máquina para mezcla/ revuelta.
Además:
 Tubería y motor de aireación filtro biológico (con tubería de aireación y desagüe).
Condicionamiento del producto listo:
 Tamiz tambor.
 Equipo para separar materiales foráneos (ciclón, tamiz aireado, separador a
corriente del aire).
En el caso de compostaje o landfarming con bioaumentación, un costo importante lo
constituye los análisis químicos y biológicos asociados, los cuales requieren de equipos y
personal especializado. Estos análisis pueden subir los costos, pero son compensados con
la rapidez (hasta aprox. 3 años en el caso de landfarming) en que pueden ocurrir los
procesos.
Además, hay costos de electricidad o de combustible, dependiente del tipo de la
maquinaria. Se deberían obtener cotizaciones para el consumo de energía para cada tipo
de maquina requerida. En general, se puede decir que cambia el consumo de energía
eléctrica entre 10 kWh/ (tonelada de basura cruda) y 50 kWh / (tonelada de basura
cruda). Se obtiene el valor bajo si se utiliza solamente un tamiz tambor con banda
transportadora para el pre-condicionamiento, y un tamiz aireado para la separación de los
materiales foráneos del producto listo. Si se intenta hacer una planta sofisticada con
aireación, filtro biológico y máquina de mezcla/ revuelta, y por supuesto, precondicionamiento y condicionamiento del producto, el consumo de energía sube hacia los
50 kWh/ (t de basura cruda) (Röben, 2002).
Los costos de repuestos y de mantenimiento se pueden estimar entre 5 - 10 % de los
costos de inversión.
Los costos proyectados según la Agencia de protección ambiental de Estados Unidos (EPA)
no difieren mucho de las anteriores observaciones, pero dan valores cuantitativos, e
indican que para el caso del landfarming los costos van de 150 dólares por metro cúbico
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de suelo contaminado (EPA, 1994a), y en el caso de compostas el valor va de 150 a 220
dólares (EPA, 1994b), lo cual indica que los dos tratamientos, al adicionarle el
procedimiento de bioaumentación pueden incrementarse hasta en un 50% y aún así
siguen siendo económicos en comparación con los tratamientos químicos y físicos
(Villaseñor Roa, 2011).
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Lección 45. Parámetros de monitoreo y seguimiento.
En los tratamientos por bioaumentación es importante tener parámetros de seguimiento
tanto de los microorganismos incorporados, de las densidades de organismos presentes y
activos en el sustrato, de las características físico-químicas del sustrato (suelos o aguas) y
de las concentraciones y tipos de contaminantes presentes en cada etapa del proceso.
En el caso de las pilas de compost, estas se deben estar aireando permanentemente bien
sea por volteo o de forma mecánica, en cualquiera de los casos es necesario evaluar la
cantidad de oxígeno disponible. El pH puede ser un factor crítico para que se desarrollen
los procesos en cualquiera de las etapas que se esté realizando ya que el sustrato debe
conservarse cerca a la neutralidad (EPA, 1994b), esta valoración se tiene que realizar al
menos con una frecuencia semanal.
Debido a que si se desea realizar bioremediación, los suelos contaminados han de ser
agregados a la pila de compost, así como los microorganismos controladores, es necesario
un monitoreo permanente de las poblaciones de microorganismos mesófilos, termófilos,
aerobios y anaerobios, ya que pueden fácilmente competir por los sustratos y hacer el
proceso de degradación menos eficiente, en este sentido el tratamiento de composteo
demora aproximadamente 3 meses, durante los cuales se debe de realizar una valoración
al menos quincenal de las poblaciones de microorganismos de interés.
Estas valoraciones tienen que realizarse simultáneamente con una determinación del
contenido de los contaminantes a degradar, los cuales se pueden realizar cada vez que se
realice un volteo (cuando se realiza aireación mecánica) o quincenalmente cuando se
dispone de un sistema de aireación (EPA, 1994b). Cuando el contaminante se agrega de
forma líquida, este líquido debe de remplazar al agua que se adiciona en el proceso
normal de compostaje y por lo tanto las valoraciones deben realizarse justo antes de la
adición de nuevas dosis de contaminantes.
Dentro de los parámetros de seguimiento se encuentra los contenidos nutricionales, en
especial N:P:K, los cuales deben estar en proporciones definidas para que se puedan llevar
a cabo los procesos de respiración, crecimiento y degradación, la fuente de carbono
puede ser suplida tanto por el contaminante empleado como por la materia orgánica
agregada desde el principio (EPA, 1994b).
Cuando se realiza una valoración siempre ha de realizarse en varios sitios de la pila (la
cantidad depende de las dimensiones de la pila), tomando muestras tanto de la parte
superficial, intermedia y profunda y en cada caso son diferentes los microorganismos a
evaluar. Parámetros como temperatura, humedad, oxígeno, pH y contenido nutricional
son homogéneos en cualquier parte donde se esté muestreando, pero los
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microorganismos dependen de la temperatura, la cual está directamente relacionada con
la profundidad donde se está realizando el muestreo.
La emisión de gases es un parámetro importante a evaluar si dentro de los contaminantes
a degradar se encuentran algunos que produzcan compuestos orgánicos volátiles (COVs),
esta valoración se ha de evaluar permanentemente desde un principio, ya que de su
presencia se determinará la necesidad de una cubierta y la recolección de éstos (EPA,
1994b). También como producto de la descomposición, los lixiviados deben ser
permanentemente evaluados en búsqueda de compuestos no degradables o
recalcitrantes, los cuales no se puede permitir que se viertan ni en cuerpos de agua ni en
los suelos.
Cuando el tratamiento se realiza por biosuspensión es supremamente importante valorar
las poblaciones de microorganismos, ya sea por número mas probable o UFC, dibido a que
los procesos son supremamente rápidos y los productos del proceso son recogidos para
ser tratados como aguas residuales (Torres Delgado & Zuluaga Montoya, 2009).
Muy diferente cuando se trata de tratamientos in-situ, en los cuales debido a las grandes
dimensiones de las pilas de tratamiento se hace más difícil una evaluación detallada de los
parámetros; en tal caso se asegura por una parte la aireación por volteo, mientras que
parámetros como pH, humedad y poblaciones de microorganismos deben realizarse por
muestreo aleatorio.
El plan de monitoreo en el landfarming debe realizarse en dos dimensiones respecto al
sistema suelo- microorganismos-residuo:
a) Seguimiento superficial del bioproceso, es decir en el sector de suelo de los
primeros 20 a 30 cm, donde se realiza básicamente el tratamiento biológico del
residuo. La frecuencia de este monitoreo debe ser inmediata a la puesta en
funcionamiento de cada celda de “landfarming”, luego al mes, para seguir
bimensualmente. Prácticamente comprende la toma de muestras de suelo en la
capa arable.
b) Seguimiento del proceso en el perfil del suelo. Las calicatas en el muestreo
pretratamiento se realizan hasta 2 a 2,5 m de profundidad, luego de extraídas las
muestras se tapan y luego cada 6 meses se realizan calicatas dentro de cada celda,
hasta una profundidad de 1 m y en un sitio próximo a la anterior, pero nunca en el
mismo lugar porque la primer excavación altera las propiedades del perfil aunque
se sea muy cuidadoso en la reposición del material al suelo (María Graciela Pozzo
Ardizzi et al., 2010).
En las condiciones de landfarming es importante valorar la densidad microbiana en el
suelo, el pH, la humedad y temperatura del suelo, la concentración de nutrientes y la
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textura. Dentro de los productos a bioremediar es necesario valorar la volatilidad, la
composición química, toxicidad y concentración tanto original como de productos
metabólicos intermediarios. Finalmente dentro de los parámetros ambientales es
importante valorar la temperatura, precipitación y vientos (EPA, 1994a).
En cada país existen normas definidas para las determinaciones fisicoquímicas y
bacteriológicas, entre ellas encontramos:
 Normas ASTM D 5745 –95 Standard Guide for Developing and Implementing Short
Terms.
 Measures or Early Actions for Site Remediation.
Análisis fisicoquímicos de suelos y aguas:
 Guía de diseño para toma de muestras en suelos, según Norma IRAM 29481-1;
ISO-DIS 10381-1: 1993. Soil quality.
 Toma de muestras de suelos, según Norma IRAM 29481-2; ISO-DIS 10381-2: 1993
Soil quality.
 Pretratamiento de muestras para análisis fisicoquímicos. Según norma IRAM
29402: 1998.
 Calidad del suelo; equivalente a ISO 11464: 1994.
 Contenido de hidrocarburos (%) (HTP) Extracción por Soxhlet, con tetracloruro de
carbono. (según Método EPA 418.1). Con modificaciones próxima Norma IRAM.
 Cromatografía separativa fase sólido-líquido (analiza por fracciones: saturados;
aromáticos; resinas y asfaltenos).
 Cromatografía gaseosa-espectrometría de masa (GC/MS)(analiza componentes de
cada fracción).
 pH Potenciometría. Según Norma IRAM 29410-ISO 10390.
 Conductividad eléctrica. Potenciometría. Según Norma ISO 11265: 1994.
 Humedad (%). Gravimetría. Según Norma ISO 11465: 1993.
 Capacidad de retención de agua. Según Norma ISO-FDIS 11274: 1998.
 Nitrógeno total. Según Norma ISO 11261: 1995.
 Carbono orgánico y total. Según Norma ISO 10694: 1995.
 Fósforo asimilable. Según Norma ISO 11263: 1994.
 Metales alcalinos. Espectrofotometría de Absorción atómica (según Standard
Methods 3113 B).
 Metales Pesados. Espectrofotometría de Absorción atómica (según Standard
Methods 3113 B).
Análisis microbiológicos:
 Toma de muestras, manejo y almacenamiento para ensayos con microorganismos
aeróbicos, según Norma IRAM 29481-6: 1998; ISO 10381-6: 1993.
 Población heterótrofa total. Recuento por NMP.
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

Población hidrocarburolítica. Recuento por NMP en medio mínimo con petróleo
estéril como única fuente de carbono.
Bioensayos para establecer compatibilidad y biodegradabilidad. Según Norma ISO
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