fundamentos de biorremediación

TRATAMIENTO Y RECUPERACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS
FUNDAMENTOS DE BIORREMEDIACIÓN
1. Introducción
El término biorremediación o biorrecuperación se utiliza para denominar una variedad de
sistemas de recuperación que degradan, transforman o eliminan o disminuyen la toxicidad de
contaminantes orgánicos o inorgánicos a través de la actividad biológica natural de organismos
vivos (plantas, hongos, bacterias, etc.), principalmente microorganismos. También se emplean los
términos biocorrección y biorrestauración. En contraste con esta definición amplia, es frecuente
que por biorremediación sólo se entiendan los procesos llevados a cabo por microorganismos, y
que si hay participación de plantas en el proceso se hable de fitorremediación.
Esta estrategia de recuperación depende de las actividades catabólicas de los organismos y, por
tanto, de su capacidad para usar los contaminantes como alimento (fuente de C y energía). El
proceso de biorremediación incluye, además de biodegradación de los contaminantes, reacciones
de oxido-reducción, procesos de sorción e intercambio iónico, e incluso reacciones de quelación
que provocan la inmovilización de metales.
La variedad de procesos de biorremediación ofrece gran versatilidad y flexibilidad: puede realizarse
de manera espontánea o dirigida, puede ejecutarse en condiciones aerobias o anaerobias, pueden
emplearse organismos autóctonos del sitio contaminado o incorporar otros foráneos, puede realizarse in situ o ex situ (on site y off site), etc. Se aduce como ventaja de los tratamientos ex situ la
posibilidad de homogeneizar el suelo, lo que facilita el control de condiciones de proceso y puede
permitir unos mejores resultados. Aunque no cualquier contaminante es susceptible de ser biodegradado, se ha usado con éxito biorremediación para tratar suelos, lodos y sedimentos contaminados con hidrocarburos de petróleo, disolventes (benceno y tolueno), explosivos (TNT), clorofenoles, pesticidas (2,4-D), creosota e hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP).
La biorremediación, como otras tecnologías de recuperación de suelos y aguas, es un campo de
trabajo claramente interdisciplinar, en parte por su complejidad que hace necesarios enfoques
diferentes y complementarios: ingenieros de diversas ramas, biólogos (microbiólogos, ecólogos,
etc.), químicos, geólogos y otros profesionales tienen su papel en un adecuado diseño y desarrollo
de las operaciones de remediación.
Como ventajas de la biorremediación se citan: son más respetuosas con el medio ambiente ya que
la intrusión y modificación ambiental es reducida (para algunos la principal ventaja radica en que
la calidad del suelo no se ve alterada durante el proceso, no se perjudican ni la estructura ni las
características biológicas); son efectivos (los contaminantes son destruidos eficazmente) y
eficientes (el coste es comparativamente bajo, salvo para los sistemas más complejos); permiten
tratar la zona saturada del suelo y la insaturada; pueden aplicarse in situ y también a suelo
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excavado y al agua subterránea bombeada a la superficie; no requiere en general componentes
estructurales o mecánicos complejos; pueden combinarse con otras tecnologías en un tren de
tratamientos. Las técnicas de biorremediación han conseguido por estas ventajas una muy buena
imagen, resultando bien aceptadas por la opinión pública, en contraste con otros procedimientos
físico-químicos, lo que se cita también como una ventaja más.
Inconvenientes de la biorremediación son la dificultad o imposibilidad de degradar contaminantes
inorgánicos (y algunos orgánicos); la imposibilidad de emplearla si las condiciones no son suficientemente favorables para el crecimiento microbiano; las dificultades para aplicarla en materiales
geológicos impermeables; la lentitud, mayor para procesos anaerobios, que lleva a requerir, en
ocasiones, lapsos de tiempo muy largos y difíciles de predecir; las dificultades para asegurar un
aporte suficiente y homogéneo del oxígeno necesario para tratamiento aerobio; y la necesidad de
evaluar la toxicidad de intermediarios y/o productos. Además, las estrategias de biorrecuperación
que funcionan en un lugar no tienen por qué funcionar en otro, y procesos que sí funcionan en el
laboratorio puede que no tengan éxito cuando se llevan a nivel de campo. Un factor limitante para
la extensión de la biorrecuperación es que todavía no se conocen en su totalidad los mecanismos
que controlan el crecimiento y la actividad de los microorganismos en ambientes contaminados.
En la actualidad, hay un interés creciente por las tecnologías biológicas de recuperación porque las
ventajas parecen superar a los inconvenientes. A pesar de las limitaciones mencionadas, el futuro
es prometedor ya que la microbiología ambiental es un campo en el que se investiga y se progresa
notablemente: los avances en el desarrollo de modelos del metabolismo microbiano, además de
los adelantos en los métodos de secuenciación de ADN y de análisis de expresión y función génica,
están revolucionando este ámbito de estudio. La efectividad futura de estas tecnologías se verá
apreciablemente incrementada al aumentar la comprensión de los mecanismos implicados en el
proceso, tanto microbiológicos como biogeoquímicos y de transporte en el medio.
En resumen, la biorremediación es una herramienta útil y eficaz cuando, como todas las herramientas, se emplea adecuadamente. Como ha dicho R. Schaffner, coordinador del Bioremediation
Discussion Group (Biogroup)1, “la biorremediación, que una vez fue una tecnología humilde y que
generaba demasiadas dudas, se ha convertido en una verdadera industria”.
2. Aspectos relevantes y factores que influyen en la
biorremediación
Para la descripción de los aspectos más relevantes de los procesos de biorremediación se ha
optado por sistematizarlos según se refieran a las sustancias contaminantes (2.1), a los microorganismos que van a desarrollar la remediación (2.2) o al medio (suelo, agua) en que el proceso
se desarrolla (2.3). No obstante, hay un conjunto de aspectos que se refieren a la denominada
biodisponibilidad que se refieren a la interacción de los microorganismos con los contaminantes,
interacción condicionada por factores ambientales. Algunos aspectos de la biodisponibilidad se han
incluido en alguno de los tres apartados mencionados, pero finalmente se ha añadido un apartado
2.4 para incluir lo que parecía no encajar del todo en ninguno de los anteriores.
1
http://www.bioremediationgroup.org/ Esta página web contiene gran cantidad de información sobre este tema.
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2.1. Relativos a los contaminantes
Vamos a considerar tanto los relativos a la constitución química del contaminante, como los
relativos a su disponibilidad para los organismos (estado físico, solubilidad, volatilidad) y los que
tienen que ver con su facilidad de transformación (biodegradabilidad).
Constitución química. No cualquier contaminante puede ser objeto de biorremediación, aunque
sí un amplio abanico de tipos. Se han aplicado procedimientos de biorrecuperación, con distintos
grados de éxito y rapidez en alcanzarlo a:
• Hidrocarburos. De diverso tipo: alifáticos, aromáticos (como BTEX), aromáticos policíclicos
(PAH) y también sus mezclas como el petróleo y sus derivados (gasolinas, gasóleos, fueles…).
Es el grupo de compuestos sobre el que más se ha trabajado en biorremediación.
• Organoclorados. Tanto pesticidas de diversos tipos, como disolventes clorados o PCB.
• Nitroaromáticos, como explosivos (TNT y otros).
• Metales pesados.
• Otros: organofosforados, fenoles, dioxinas, etc.
Estado físico. Para que los microorganismos puedan actuar sobre los contaminantes, estos deben
ser accesibles a aquellos (biodisponibilidad) y uno de los factores que primero influye en esa
disponibilidad es el estado de agregación. Los contaminantes pueden encontrarse en fase vapor,
líquida y sólida.
Los gases tienden a escapar a la atmósfera. Los sólidos presentan movilidad y superficie de
contacto escasas. Desde el punto de vista de la biorremediación, en ocasiones se considera que
están en fase sólida contaminantes asociados a las partículas de suelo, típicamente adsorbidos
sobre su superficie. Son los líquidos los que mayores posibilidades tienen para desplazarse y disolverse en la fase acuosa. Respecto a los líquidos, hay que distinguir lo que esté disuelto en agua y
las fases no acuosas que forman las sustancias orgánicas no miscibles con el agua (NAPL: NonAqueous Phase Liquid), que pueden ser ligeras (LANPL: Light NAPL, como muchos hidrocarburos)
o pesadas (DNAPL: dense NAPL, como disolventes clorados).
Solubilidad en agua. Para estar disponible para los organismos la sustancia ha de ser soluble en
agua o, al menos, poderse dispersar en ella (emulsionar) con auxilio de surfactantes.
Recordemos que la solubilidad viene condicionada por la estructura molecular de la sustancia:
→ Es menor cuanto mayores son las cadenas hidrocarbonadas de la molécula.
→ Es menor cuanto menos grupos funcionales polares (con oxígeno o nitrógeno) tenga la
molécula.
→ En el caso de organoclorados, es menor cuanto mayor sea el grado de sustitución de hidrógenos por cloros.
→ En el caso de PAH, es menor cuanto mayor sea el número de anillos aromáticos.
→ Es mayor para aromáticos que para alifáticos de análogo peso molecular.
Muchas sustancias orgánicas son hidrófobas por su carácter apolar y así ocurre con muchos
contaminantes: hidrocarburos, pesticidas, disolventes, PCBs... Estas sustancias, además de ser
relativamente poco solubles en agua, tienen una mayor afinidad por los medios apolares, como es
la materia orgánica del suelo (MOS), por lo que suelen adsorberse o absorberse sobre dicha
fracción orgánica. Muchas veces se emplea el término “sorción” para referirse a esta asociación
con la materia orgánica edáfica, dado que en muchos casos se comprueba que no sólo hay una
unión superficial sino que la sustancia contaminante se mezcla con la MOS, pudiendo describirse
matemáticamente mejor con un modelo de disolución que con uno de adsorción. Para modelizar el
grado de hidrofobicidad de una sustancia suele emplearse el coeficiente de reparto octanol-agua
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(KOW)2 y a partir de este se deducen otros parámetros relativos a la solubilidad en agua y a la
distribución entre la fase acuosa y la MOS.
Volatilidad. La presión de vapor de muchas sustancias orgánicas es apreciable, sobre todo las de
bajo peso molecular. Por ello, en la evolución natural de una mezcla de contaminantes orgánicos
interviene la pérdida por volatilización de las fracciones más ligeras.
También la volatilidad viene dada por la estructura molecular, siendo mayor para moléculas de
bajo PM y para aquellas que presentan menos grupos funcionales polares, y que aumenta
notablemente con la temperatura. También hay que recordar que los líquidos confinados en
pequeños recintos, como los poros del suelo, presentan una presión de vapor menor que el líquido
libre. Efectivamente, en un capilar, como los mencionados poros, la superficie del líquido forma un
menisco por efecto de la tensión superficial, que conlleva una diferencia de presiones a ambos
lados de la superficie, lo que se traduce en un descenso de presión de vapor.
Biodegradabilidad. Aunque, como veremos, la biodegradación será más o menos fácil y rápida
según qué microorganismos se hallen presentes y de una serie de factores (temperatura, pH,
concentración de nutrientes, etc.) y, por tanto, la biodegradabilidad no sólo depende de la
sustancia, sí que algunas características de composición y estructura molecular facilitan un mayor
grado de degradabilidad. En principio, serán más biodegradables las sustancias con moléculas que:
→ sean de menor peso molecular (o tamaño de molécula)
→ tengan cadenas poco ramificadas (las ramificaciones ocasionan impedimentos estéricos)
→ sean poco insaturadas (pocos enlaces múltiples)
→ incluyan pocos anillos aromáticos.
A pesar de lo mencionado en relación con el peso molecular, se comprueba que los hidrocarburos
de menos de 9-10 C son poco degradables, en parte por su mayor volatilidad que les hace escapar
del medio, en parte por resultar tóxicos para bastantes microorganismos. El número óptimo de
átomos de C para la biodegradación se puede considerar que está entre 10 y 20.
Además, favorecen la biodegradabilidad grupos funcionales como: alcohol, amino, carbonilo o
carboxilo, mientras que disminuyen la biodegradabilidad grupos funcionales como: halógenos,
ácido sulfónico (que aporta mayor resistencia que los halógenos), éter, nitro o nitrilo, así como los
C cuaternarios y los N trisustituidos. La degradación de compuestos con N o S habitualmente está
ligada a su utilización como fuente de dichos nutrientes.
La experiencia muestra que, aunque es frecuente hablar de sustancias persistentes, refractarias o
recalcitrantes, la gran mayoría de las sustancias orgánicas pueden ser biodegradadas por algunos
microorganismos, en condiciones adecuadas y plazos de tiempo suficientes. Polímeros de larga
cadena que no pueden entrar en la célula sólo se degradarán si existen enzimas exocelulares
apropiados. Polietileno o cloruro de polivinilo son ejemplos en los que no existen esos enzimas y
son compuestos típicamente no degradables.
La experiencia indica que la degradación en condiciones naturales difiere notablemente de la que
se produce en laboratorio en condiciones optimizadas y controladas. Esto ha ocasionado fracasos
en práctica de la biorremediación. Existen demasiados factores ambientales con influencia sobre el
grado de degradabilidad como para asegurar que sea posible pronosticar con detalle el nivel de
eficacia del proceso de biodegradación. Hay que recordar, además, que los suelos son medios de
gran heterogeneidad, de forma que las condiciones ambientales pueden variar en muy pequeñas
distancias. Dicho todo esto, hay que recomendar vivamente la realización de ensayos de tratabilidad previos a la implementación de una técnica de biorremediación, sobre todo con suelos,
2
También denominado “constante octanol-agua” o “coeficiente de partición octanol-agua”, transcribiendo
incorrectamente del inglés “partition coefficient”.
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ambientes y/o contaminaciones que tengan alguna particularidad. Lo que es importante es que los
ensayos de tratabilidad se extiendan a escala piloto, en las condiciones lo más similares a las que
se aplicarían en el tratamiento. Eso permite detectar influencias no contempladas a escala de
laboratorio: efecto de las oscilaciones térmicas (diurnas y estacionales), de los vientos, de la
insolación, posibles excesos de humectación por las precipitaciones, estrés hídrico, etc.
Concentración de contaminantes. Es habitual que la tasa de biodegradación sea condicionada
por la concentración de contaminante en el medio. En unos casos, la elevada concentración de
contaminante genera efectos tóxicos o de inhibición; p. ej. se suele considerar que en el caso de
hidrocarburos una concentración en suelo por encima del 10-15% disminuirá la actividad biológica.
En otros casos, existe un límite inferior de concentración por debajo del que no se produce la biodegradación de forma apreciable; parece ser que a bajas concentraciones no se activa la expresión
de los enzimas necesarios para la degradación, ya que no le resultará rentable energéticamente a
la célula, frente a otras fuentes alternativas de energía y/o C.
De la concentración de contaminante también depende su velocidad de degradación. Las
sustancias solubles en agua tienen, generalmente, cinéticas de degradación tipo Michaelis-Menten,
con lo que la velocidad de degradación resulta proporcional a su concentración para rango de
concentraciones bajas (cuando se puede aproximar a una cinética de primer orden). De todas
formas, la aproximación a primer orden es sólo una de las posibles y hay que ser cuidadosos a la
hora de modelizar el consumo de contaminante por los microorganismos y elegir una ecuación que
se adapte a las condiciones del caso y no la más habitual o la más sencilla.
Otros factores. Por ejemplo, la viscosidad que influye en el grado de infiltración de mezclas
líquidas como el petróleo o sus derivados. El tiempo transcurrido desde la contaminación también
puede influir: se ha comprobado en casos de vertidos antiguos de petróleo o derivados una baja
velocidad de degradación atribuida a una disminución de la biodisponibilidad con el tiempo, por un
efecto de envejecimiento. Este puede ser atribuible, aparte de la pérdida de toda la fracción volátil
o semivolátil, a difusión lenta en microporos y adsorción en sus paredes, a la formación de
películas semirrígidas en la superficie de las fases no acuosas y/o reacciones químicas de oxidación
que van integrando el contaminante con la materia húmica.
2.2. Relativos a los microorganismos
Los organismos descomponedores, los que en la naturaleza van degradando los materiales
orgánicos, son bacterias y hongos, principalmente. Las bacterias son organismos procariotas, de
menor tamaño que los eucariotas (como los hongos), por lo que tienen mayor superficie de
contacto con el medio, lo que las hace más fáciles de desarrollar en medios pobres en nutrientes
ya que ofrece mayor contacto con los sustratos, pero también más sensibles a las variaciones del
medio y a los tóxicos presentes. Igualmente, las bacterias son más rápidas en detectar una nueva
sustancia que puede resultar nutritiva porque esa capacidad reside en sus membranas y no ha de
procesarse información en el interior de la célula, cual es el caso de los eucariotas.
La mayor parte de los suelos contienen gran número de microorganismos naturales o indígenas:
típicamente entre 107 y 109 células por gramo de suelo. Aunque sólo una parte de ellos tenga
capacidad de degradar los contaminantes, esos valores suponen millones de microorganismos
activos en cada gramo de suelo.
Existen gran cantidad de microorganismos que pueden emplear contaminantes orgánicos en su
metabolismo como fuente de energía y/o carbono. No obstante, no son todos y la presencia en los
distintos ecosistemas de los que sí son capaces es muy variable: en los suelos puede haber entre
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un 0,1 y un 50 % de las bacterias con la capacidad de degradar hidrocarburos y entre un 6 y un
80 % de los hongos. La capacidad para degradar una determinada sustancia depende de los
biocatalizadores (enzimas) de que disponga el microorganismo. Recordemos que toda la capacidad
enzimática potencial de una célula se encuentra codificada en su DNA, pero sólo está activa la
parte que ha activado el entorno.
Habitualmente, un microorganismo es capaz de metabolizar un contaminante o un pequeño grupo
de ellos. Para la degradación completa en caso de mezclas complejas (como muchos casos de
contaminación por hidrocarburos), resulta necesaria la participación de diversos tipos de microorganismos, lo que se suele denominar “consorcio”, para entre todos disponer de enzimas útiles
para la degradación.
Para elegir un sistema de biorremediación y conducirlo exitosamente conviene estudiar diferentes
aspectos microbiológicos de las poblaciones implicadas:
→ su bioquímica, para ver si las rutas metabólicas pueden mejorarse;
→ las características fisiológicas;
→ la ecología de las especies, para determinar las condiciones óptimas;
→ su genética;
→ sus asociaciones o consorcios.
Contacto microorganismo-sustrato. El contacto es necesario para que se produzca la degradación. En función de diferentes factores, el contacto puede generar el paso a través de la
membrana de las moléculas del sustrato (ver a continuación) o bien, en el caso de sustancias que
por su tamaño u otras características no puedan entrar en la célula, la liberación de enzimas
exocelulares que degradarán en mayor o menor medida el sustrato, generando metabolitos intermedios que sí puedan penetrar en el organismo.
Paso a través de la membrana. Las paredes celulares son rígidas con una membrana lipídica y
las sustancias han de estar en disolución para que sea posible su entrada a la célula (“las bacterias
no tienen boca”3). Las moléculas de grandes dimensiones han de ser degradadas, al menos
parcialmente, por la acción de enzimas exocelulares para poder penetrar al interior y ser
asimiladas. Aquellas moléculas que permanezcan sin solubilizarse serán altamente persistentes. La
membrana es hidrófoba, con lo que resulta bastante poco permeable a compuestos polares.
Existen dos mecanismos generales de paso de sustancias por la membrana:
→ Difusión simple o transporte pasivo: moléculas no polares y de tamaño relativamente pequeño
podrán atravesar la membrana a favor del gradiente de concentración hasta alcanzar un
equilibrio entre las concentraciones externa e interna.
→ Transporte facilitado o activo: las moléculas pasan la membrana en un proceso mediado por
portadores, que son proteínas especializadas. Existe transporte sin consumo energético, que
como mucho puede igualar las concentraciones de los dos lados de la membrana, y transporte
con consumo de energía, que puede introducir moléculas contra el gradiente de concentración,
es decir, concentrar la sustancia en el interior. Este caso, dada la especificidad de los
portadores, presenta una cinética análoga a las cinéticas enzimáticas, con una velocidad
máxima de transporte, lo que puede condicionar la cinética global de la degradación.
Rutas metabólicas. El metabolismo consiste en series complejas de reacciones bioquímicas
acopladas que llevan por un lado a la síntesis de biomasa o nuevo material celular (anabolismo) y
por otro a la mineralización (conversión en CO2 y agua) del sustrato, con producción de la energía
(ATP) y el poder reductor (NAPDH) que son necesarios para la síntesis mencionada (catabolismo).
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Aunque se trabaja en conseguir por ingeniería genética bacterias con capacidad de invaginación de membrana análoga
a la de algunos protozoos.
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Por tanto, una parte del sustrato se mineraliza y otra se biotransforma (lo que a veces incluye la
transformación en materias húmicas persistentes en el tiempo). En ocasiones se han propuesto
coeficientes de rendimiento (biomasa celular producida por unidad de masa de sustrato
consumido) de hasta 0,5 (para bacterias aerobias), pero en realidad el rendimiento depende del
sustrato, de qué microorganismos participen y de las condiciones ambientales. Frecuentemente es
menor de 0,1 y, además, interesa que la mineralización sea máxima una vez que se alcanza un
nivel de biomasa celular suficiente para el proceso de biorremediación.
No siempre el catabolismo produce la mineralización, sino que se detiene la degradación en algún
metabolito intermedio. Es posible que estos metabolitos, que se acumularán en el medio si no hay
otro organismo con la capacidad de degradarlos, resulten tóxicos o nocivos, incluso más que el
contaminante original, por lo que será necesario evaluar este aspecto.
Las rutas metabólicas son diferentes según las estructuras químicas de los sustratos y según los
enzimas de que disponga cada célula.
Crecimiento de la población microbiana. Dado que, en principio, la velocidad de la descontaminación es función del número de microorganismos, aunque es algo a matizar, es necesario
estudiar el crecimiento de las poblaciones. Los microorganismos se reproducen asexualmente en
cuanto existen condiciones adecuadas. El tiempo necesario para la duplicación (que una célula dé
lugar a dos) es muy variable: desde minutos (15 o 20 en condiciones óptimas) a semanas.
Se suelen considerar cuatro fases en el crecimiento: una fase de latencia, de duración variable
según lo extraño que resulte el medio para los microorganismos; una fase de crecimiento exponencial; otra fase estacionaria, en la que los factores limitantes han estabilizado el crecimiento y,
finalmente, una fase de senescencia, en la que los factores limitantes son más fuertes que la
propia capacidad de crecimiento y hacen que la población disminuya.
Los factores limitantes pueden ser abióticos (pH, temperatura, humedad… y se ven en otro
apartado) y bióticos. Entre estos podemos mencionar la predación por otras especies o la
competencia: p. ej., al percibir una abundancia de organismos algunos liberan toxinas.
La fase de latencia es el tiempo necesario para que cada célula sintetice los enzimas capaces de
degradar el sustrato con el que se encuentra, para lo que antes ha de buscar en su base de datos
genética el gen necesario. Efectivamente, un conjunto de enzimas están siempre presentes en la
célula para su funcionamiento elemental, pero otros sólo se sintetizan en presencia del respectivo
sustrato. No es extraño que un mismo organismo pueda utilizar varios sustratos, pero lo habitual
es que no los emplee a la vez, sino de forma secuencial, empezando por los más rentables
energéticamente hablando y acabando por los menos.
Cambios genéticos. Como capacidad adaptativa a las condiciones del entorno, además de poder
producir enzimas específicos en función de los sustratos presentes, existe la posibilidad de que se
produzcan cambios genéticos que proporcionen a la célula alguna capacidad metabólica nueva.
Estos cambios se pueden producir por transmisión de información genética entre células, para lo
que existen varios mecanismos, pero el más efectivo es el de la conjugación. En el caso de las
bacterias, el material genético que se trasmite es el que reside en los plásmidos.
Una de las ventajas de inocular poblaciones microbianas alóctonas, pero adaptadas a los contaminantes a tratar, consiste en que, en ocasiones, ocurre la transmisión de la capacidad de
degradar esos contaminantes a la población autóctona, por otro lado más adaptada al resto de
condiciones ambientales. Según algunos autores, la transferencia de plásmidos entre especies es
muy frecuente en condiciones naturales.
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Grupos de microorganismos. Los organismos que más pueden contribuir a la degradación de
contaminantes orgánicos son los quimioheterótrofos: los que emplean estos compuestos orgánicos
como fuente de energía y como fuente de carbono. Aunque las bacterias son los microorganismos
responsables de la mayor parte de la degradación en el caso de aguas, en cuanto a los suelos,
tanto hongos como bacterias tienen un papel similar, al menos en cuanto a la degradación de
hidrocarburos. Los hongos son especialistas en descomponer materia vegetal y muchos hidrocarburos tienen un cierto parecido estructural con componentes de la materia orgánica de origen
vegetal. Por ello su contribución a la descontaminación es preponderante en algunos casos.
Los hongos tienen además la propiedad de trabajar de forma extensa: desarrollan hifas de
longitud variable que les permiten aprovechar el sustrato en un punto mientras que toman agua
en otro separado.
Como ya se ha mencionado, lo habitual es la cooperación de un número amplio de especies
asociadas en lo que se denomina un consorcio. En ocasiones, incluso se establece relación física
entre los componentes del consorcio para facilitar la cooperación metabólica. Hay que señalar que
la capacidad degradativa de un consorcio resulta superior a lo que sería previsible a partir de los
perfiles enzimáticos individuales de sus componentes. A ello contribuyen diversos factores: unos
organismos pueden suministrar factores de crecimiento específicos a otros, pueden consumir
productos que les resulten tóxicos a los otros, puede darse cometabolismo, etc.
En cualquier caso, en el ecosistema de forma natural proliferarán los organismos que mejor
puedan obtener nutrientes y energía y desplazarán a las especies menos adaptadas a las
condiciones del emplazamiento contaminado.
Cometabolismo y sintrofia. Son interesantes ejemplos de cooperación microbiana. Se dice que
existe cometabolismo4 cuando se produce la transformación metabólica innecesaria de una
sustancia que un organismo no utiliza ni como fuente de energía ni de carbono. Normalmente,
enzimas que degradan un sustrato primario transforman además otro sustrato secundario del que
los microorganismos no obtienen provecho. Es decir, los enzimas que inician la ruta metabólica
son enzimas de baja especificidad, pero los que la continúan son de mayor especificidad y no
reconocen a los metabolitos que habrían de ser sus sustratos. En remediación tienen interés
cuando un contaminante resulta ser sustrato secundario. Conviene llamar la atención sobre el
hecho de que en la bibliografía relativa a biorremediación se emplea el término cometabolismo con
significados diferentes, en parte porque es de hecho un proceso o conjunto de procesos complejo
y que todavía ha de ser investigado para su comprensión y manejo.
Hay casos en que el sustrato secundario sólo se degrada si existe el primario en el medio y otros
casos en los que se degrada el sustrato secundario aunque no exista el primario y, por tanto, los
microorganismos no obtengan beneficio de esta actividad metabólica. Unas veces, otros
microorganismos sí pueden aprovechar los productos de la degradación como sustratos, pero en
otras ocasiones el metabolito se acumula por no existir quien lo aproveche.
Se denomina sintrofia la actividad concertada de diferentes microorganismos sobre un mismo
sustrato, de forma que combinando sus actividades metabólicas consiguen la degradación. Esta
acción concertada puede implicar el intercambio o puesta en común de requerimientos nutritivos,
de factores de crecimiento o de enzimas relacionados con la utilización de sustratos. Un requisito
para esta cooperación es la proximidad física de las distintas especies participantes.
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A veces se escribe co-metabolismo.
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2.3. Relativos al medio
Aunque la degradabilidad de los contaminantes fuera suficiente y existiesen organismos con las
capacidades apropiadas para la biodegradación, resulta indispensable siempre la existencia de
condiciones ambientales apropiadas para la actividad microbiana. Vamos a contemplar aquí, tanto
lo que se puede considerar que son características fisicoquímicas del medio, como lo que serán
condiciones ambientales (temperatura, pH, humedad, etc.). Ambos tipos de factores influyen tanto
sobre el estado y distribución de los contaminantes como sobre los microorganismos, modificando,
por tanto, la interacción entre ambos. Cabe afirmar que cada emplazamiento contaminado supone
un problema diferente que ha de ser resuelto específicamente.
Composición y propiedades del suelo. Tanto la composición química (contenidos de materia
orgánica, silicatos, óxidos, etc.), como la granulometría (textura) de la fracción mineral y la
estructura del suelo, condicionan muchas propiedades con influencia en el proceso de biorremediación: la permeabilidad, que facilita o dificulta el establecimiento de gradientes y el transporte de
agua y sustancias, la capacidad de retención de agua, las cinéticas y el equilibrio de sorción de los
contaminantes, etc.
Características hidrogeológicas. Profundidades de la zona no saturada y de la saturada,
sentido y velocidad de flujo del agua subterránea, porosidad y permeabilidad de suelo y subsuelo,
proporción entre infiltración y escorrentía superficial, etc.
Temperatura. Con el aumento de temperatura se incrementa la tasa metabólica (se multiplica
por un factor de 2-3 por cada incremento de 10ºC) hasta un máximo que dependerá del tipo de
organismo. Existen microorganismos adaptados a diferentes rangos térmicos: psicrófilos, mesófilos
y termófilos. Los más frecuentes son los mesófilos para los que va decreciendo la tasa metabólica
por encima de una temperatura próxima a los 40ºC. Para ellos, las temperaturas óptimas se
hallarían en torno a los 30ºC. Pero si las temperaturas son claramente inferiores o superiores, este
factor modifica la composición de la comunidad microbiana predominando alguno de los otros
tipos. Habrá que considerar este aspecto en relación con los datos climáticos del emplazamiento y
su estacionalidad, así como de las oscilaciones diurnas que se puedan producir. Se ha desarrollado
biorremediación con éxito en muchos climas, desde Alaska al Sahara, lo que indica que las
poblaciones microbianas se adecuan a las condiciones ambientales que se dan en cada caso.
La temperatura también influye en los contaminantes: su incremento aumenta su solubilidad en
agua, lo que facilita la biodegradación, pero también la de los que resultan tóxicos, lo que afecta
negativamente a los microorganismos. Al aumentar la temperatura, aumenta la volatilidad de los
contaminantes, lo que elimina parte de los mismos, y disminuye su viscosidad.
pH. Los suelos presentan una variabilidad mayor de pH que los sistemas acuáticos (2,5 a 11). En
general, lo ideal para la mayoría de organismos es casi la neutralidad, algo por encima de 7. Es
bastante bueno el intervalo de 6,5 a 8 u 8,5. Fuera de este intervalo se pueden desnaturalizar
proteínas. Los hongos están mejor adaptados a un entorno algo más ácido que las bacterias.
Además, el pH puede afectar a la forma química de algunos contaminantes con propiedades ácidobase y, muy principalmente, afecta a la disponibilidad de los nutrientes: buena parte de ellos
resultan más disponibles para los organismos en medio ácido.
Modificar el pH del suelo no siempre es fácil, ya que muchos suelos presentan una notable
capacidad tampón. No obstante, añadir enmiendas y acondicionadores de pH, aunque los cambios
en el pH no sean drásticos, suele provocar mejoras apreciables en el proceso de biorremediación.
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Humedad. Todos los organismos necesitan agua. Se discute bastante en la bibliografía cuál es la
cantidad de agua necesaria. Se comprueba que ocurre biorremediación en un amplio margen de
niveles de humectación. La humedad óptima en un suelo depende fundamentalmente del tipo de
suelo y puede ser estimada usando como criterio una proporción respecto a la capacidad de
campo: se suele estimar que correspondiente al 50-70 % de la capacidad de campo, aunque no
existe unanimidad entre los autores. En parte, porque al hablar de agua en el suelo, más que la
cantidad de agua total interesa la cantidad de agua disponible. Por ello se analizan en ocasiones el
potencial hídrico o la actividad del agua, dos formas de conocer en qué grado el agua esta libre o
retenida por las superficies (orgánicas o minerales) y/o los solutos5.
El exceso de humedad también supone inconveniente, ya que el contenido líquido desplaza el aire
de los poros y enseguida limita la disponibilidad de oxígeno, creando condiciones anóxicas.
El aporte de agua (riego) se aprovecha con frecuencia para incorporar otras sustancias
(nutrientes, acondicionadores de pH, sustancias oxigenantes, microorganismos adicionales, etc.
[ver el apartado 3.3 Bioestimulación]).
Nutrientes. Además de carbono, hidrógeno y oxígeno (que constituyen casi el 80% de la materia
seca celular) son necesarios otros nutrientes: N y P los principales, pero también K, Ca, S, Mg y
oligoelementos. Estos nutrientes habrán de existir en el medio si se quiere desarrollar una
población microbiana para la remediación, pero, además, habrán de encontrarse en proporción
adecuada. En caso contrario, alguno de ellos actuará como limitante, impidiendo un mayor
crecimiento de la masa microbiana.
Al ocurrir contaminación por sustancias orgánicas se incrementa de forma notable la cantidad de C
en el medio. Habitualmente, este incremento no se acompaña de otro paralelo en N y P, con lo
que el desequilibrio nutricional limita el desarrollo microbiano. De ahí la idea de estimular el
desarrollo microbiano por adición de nutrientes. Las cantidades de N y P necesarios para estimular
la biodegradación son menores que los requerimientos teóricos debido a que no todo el C del
contaminante es incorporado a la biomasa, sino que una fracción notable se transforma en CO2.
Se han propuesto muchas relaciones idóneas entre los principales nutrientes (C:N:P)6: 100:15:1,
100:10:1, 100:20:1, 120:10:1, 100:5:1, 100:10:0,1, 20:5:1, etc. Podemos comprobar que existe
mayor acuerdo en la proporción C/P que en las de ambos con el N7. Es cierto que estas relaciones
varían algo entre sistemas terrestres y acuáticos y según la predominancia de bacterias y hongos
sea diferente. Por ello el enfoque que proponen algunos autores es efectuar el análisis químico de
la población de microorganismos del emplazamiento y así conocer el equilibrio nutricional
adecuado a ese medio. En todo caso, interesa que la relación entre los nutrientes sea mantenida a
partir de controles periódicos.
Oxidantes: Los contaminantes orgánicos que se van a degradar se emplean, en buena medida,
como fuente de energía metabólica en reacciones redox en las que se actúan como reductores
(dadores de electrones). La mayor parte de los procesos metabólicos que dan lugar a la
degradación de dichos contaminantes son aerobios, es decir, emplean el O2 como aceptor de
electrones (oxidante) en las reacciones de obtención de energía. La disponibilidad de O2 en los
suelos viene limitada por el espacio poroso del suelo, por el contenido de agua y por su consumo
(en la degradación y en otros procesos, por los microorganismos y por otros seres vivos).
5
Recordemos que una elevada concentración de sales puede provocar la deshidratación por efecto osmótico aunque la
cantidad de agua sea notable.
6
Relaciones entre las masas de los distintos elementos. En ocasiones se citan relaciones en número de átomos (o
molares), necesariamente diferentes a estas.
7
Hay que tener cuidado al buscar datos en la bibliografía ya que unas veces se da la relación de nutrientes ideal a
alcanzar y otras la que se ha adicionado en la práctica.
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Las necesidades de O2 son notables: se determina estequiométricamente que para la oxidación de
hidrocarburos a CO2 y agua son necesarios unos 3,3 g de oxígeno por g de hidrocarburo. Cuando
no hay suficiente O2 pueden emplearse otros aceptores de electrones exógenos y desarrollarse
procesos anaerobios de degradación. Existen evidencias de que pueden degradarse por vía
anaerobia hidrocarburos diversos (saturados y no saturados y aromáticos, como los BTEX). Las
vías anaerobias de degradación suelen ser las principales para los compuestos fuertemente halogenados. En caso de respiración anaerobia, los principales oxidantes que participan en los
procesos son SO42-, NO3- y Fe3+. También existe la posibilidad de que se produzca fermentación:
transformación del sustrato sin aceptor de electrones inorgánico exógeno, empleando el propio
sustrato del que una parte de los C se oxidan y otra se reducen8.
En cualquier caso, los procesos aerobios son mucho más rentables energéticamente, por lo que
son los elegidos si existe suficiente O2. Los procesos anaerobios, para obtener la misma cantidad
de energía requieren mucho mayor consumo de sustrato. Por ello, desde el punto de vista de
algunos autores, serían los más recomendables en procesos de degradación, en los que interesa el
máximo consumo de sustrato.
Es frecuente que el oxígeno resulte ser un factor limitante en procesos de biorremediación de
suelos: frente a las necesidades antes mencionadas, las concentraciones máximas en aguas son
del orden de los 10 mg/L. Se comenta más adelante que la lenta velocidad de transferencia de
oxígeno al agua (de donde lo toman los microorganismos) es uno de los tres principales limitantes
de la velocidad de la biodegradación. Para asegurar las condiciones aerobias no habrá que bajar
de los 2 mg/L. Por esta razón, los suelos arcillosos no son adecuados para una biorremediación in
situ, dada la dificultad de aireación que presentan en sus finos poros. También presentan dificultad
de aireación los suelos compactados. La adición de enmiendas como paja, compost, etc. mejora la
estructura e incrementa el volumen de poros en el suelo, facilitando la aireación. Estas adiciones
son factibles, tanto en procesos in situ como en algunos ex situ.
Otros factores: Se pueden mencionar la salinidad (natural en el medio o como consecuencia de
la contaminación), la presión (caso de trabajar a gran profundidad de columna de agua) o la
presencia de sustancias diversas. En todos los casos, es preferible potenciar las capacidades de
degradación de los microorganismos preexistentes, adaptados a dichas condiciones.
Respecto a la existencia de tóxicos e inhibidores metabólicos hay que señalar que disminuirán el
desarrollo microbiano y la degradación, haciendo inviable, en ocasiones, la biorremediación.
2.4. Relativos al acceso de los microorganismos al contaminante
Ya se ha mencionado y resulta obvio que el contaminante ha de estar disponible para los microorganismos para que sea biodegradado. En principio los sustratos que están mas disponibles son
los disueltos en la fase acuosa, pero también se considera que son accesibles los contaminantes
dispersos o emulsionados en el agua.
Para incrementar la dispersión de sustancias adsorbidas/sorbidas sobre las partículas sólidas del
suelo o en forma de fase libre (NAPL), en los suelos y aguas subterráneas no contamos con la
acción mecánica de agitación por el viento, las corrientes y las olas que ocurre en el mar y otras
masas de agua. Para ese fin sólo se puede contar con la acción de surfactantes, bien de origen
8
Por eso la fermentación no puede tener lugar sobre compuestos muy reducidos, como son los hidrocarburos.
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natural o bien añadidos. Fundamentalmente se ha estudiado su efecto en los casos de contaminación por hidrocarburos (petróleo, gasolinas, fueles…).
Se ha establecido para el caso de hidrocarburos que la velocidad de proceso de biorremediación
viene regulada por las velocidades de estos tres subprocesos:
• el de biodegradación propiamente dicho: es en realidad el menos determinante;
• el de transferencia de O2 al agua, proceso que en los suelos puede ser bastante lento;
• el de disolución/dispersión en la fase acuosa de los hidrocarburos.
Parece pues de gran interés poder incrementar la velocidad de este último proceso.
Los biosurfactantes son sustancias de origen natural (segregadas por microorganismos y también
por plantas u otros seres vivos) y propiedades tensioactivas, es decir, que alteran las condiciones
de las interfases disminuyendo la tensión superficial. Tienen la característica de facilitar la
emulsión de líquidos no miscibles y por ello se llaman también bioemulsionantes. Como es sabido,
estas propiedades son debidas a una estructura mixta en su molécula, con grupos polares hidrófilos y grupos apolares hidrófobos. Los microorganismos presentan la capacidad de segregar este
tipo de compuestos (asociados a su membrana o de forma extracelular) puesto que su hábitat
típico, en muchos casos, son las interfases. A la diversidad de organismos productores de
biosurfactantes se corresponde una amplia diversidad de tipos de sustancias: rhamnolípidos y
otros glicolípidos, trehalolípidos, lipopéptidos, lípidos polihidroxílicos, lipopolisacáridos, etc., lo que
conlleva diferencias en cuanto a su capacidad tensioactiva y emulsionante.
La producción de biosurfactantes parece que hay que contemplarla a nivel de población y no de
célula individual: su producción se da en poblaciones que han llegado a un estado estacionario de
crecimiento, siendo inducida por mecanismos de percepción de quorum y comprobándose que
habrá mayor producción de biosurfactante cuanto mayor sea la densidad poblacional.
Según parece, la actuación de estos biosurfactantes no sería a nivel macroscópico, sino a nivel
local: entre el contaminante y la membrana. Las utilidades de estas sustancias para los microorganismos productores pueden ser varias: se piensa que les ayudan a desprenderse de las gotas
de líquido contaminante una vez agotado el componente que utilizan9, para así ir en busca de
nuevas fuentes de carbono; también se cree que el biosurfactante deja una “cápsula” alrededor de
la gota que la señala como usada, favoreciendo así a toda la población.
También se han empleado surfactantes sintéticos, incluso simples detergentes, al objeto de
provocar la separación de los contaminantes orgánicos de las partículas del suelo, pero los biosurfactantes presentas ventajas sobre ellos (aunque no todos en igual extensión):
• menor toxicidad (mayor biocompatibilidad)
• mayor biodegradabilidad (por lo que persisten menos tiempo en el medio)
• mejor selectividad
• buena capacidad espumante
• eficacia, incluso a baja concentración
• actividad sostenida en amplio abanico de condiciones (pH, temperatura, salinidad…).
Respecto a los surfactantes sintéticos hay que indicar que en muchas ocasiones presentan acción
bactericida por su acción sobre las membranas.
A esto hay que añadir que algunos son relativamente fáciles de producir industrialmente. Por ello
se está desarrollando la biotecnología necesaria para su uso en otros campos, como el alimentario,
y la biorremediación podría aprovecharse de ello.
9
Recordemos que, en el caso de mezclas, aunque muchos microorganismos presentan capacidad metabólica múltiple,
frecuentemente un microorganismo sólo puede utilizar en cada momento una sustancia o poco más.
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3. Estrategias de biorrecuperación
Los procesos que tienen lugar durante la biorremediación ocurren naturalmente sin que
intervención tecnológica alguna: es lo que se denomina biorremediación pasiva, intrínseca o
atenuación natural. Pero cuando se aborda un proyecto de biorrecuperación interesa alcanzar los
objetivos de limpieza (más o menos exigentes) en plazos lo más breves que sea posible. Para ello
se interviene aplicando soluciones tecnológicas diversas para activar el proceso: biorremediación
activa. En lo que sigue, se desarrolla la biorremediación activa en dos grandes estrategias, no
excluyentes, sino más bien complementarias: bioaumento y bioestimulación.
3.1. Atenuación natural
Todos los ecosistemas presentan un cierto grado de resiliencia: la capacidad para retornar a las
condiciones previas a una perturbación. Es decir, es la capacidad de los ecosistemas de absorber
perturbaciones sin alterar significativamente sus características de estructura y funcionalidad, es
decir, pudiendo regresar a un estado similar al original una vez que la perturbación ha terminado.
Los suelos, como ecosistemas, también presentan, en mayor o menor grado, esta capacidad y
ante la perturbación que supone una contaminación reaccionan en el sentido de recuperar un
estado parecido al original. Esta reacción espontánea implica una variedad de procesos naturales,
físicos, químicos y biológicos, que bajo condiciones favorables y actuando sin intervención
humana, van eliminando y/o transformando los contaminantes. Estos procesos incluyen dispersión,
dilución, sorción, volatilización y la destrucción, estabilización o transformación química o biológica
de contaminantes. Con ello se consigue reducir la masa, la toxicidad, la movilidad, el volumen y/o
la concentración de los contaminantes en el suelo o el agua subterránea.
De hecho, se ha venido confiando en esta capacidad, directa o indirectamente, al utilizar tecnologías de confinamiento o aislamiento: por un lado impiden la migración de los contaminantes y
por otro dejan tiempo a que estos procesos puedan ir actuando.
Tras la contaminación, la naturaleza puede trabajar a través de cuatro vías principales en el
proceso de recuperación:
1. Las sustancias contaminantes pueden adherirse o sorberse sobre la matriz sólida del suelo.
Esto no limpia, pero puede impedir que los contaminantes alcancen el agua subterránea.
2. Algunos contaminantes pueden evaporarse. Estos gases se escapan al aire dejando el
suelo. Al alcanzar la superficie, la luz del sol puede provocar su fotodegradación.
3. Según la contaminación se mueve a través de suelo y del agua subterránea, puede
mezclarse con ésta, lo que reduce la contaminación por dilución.
4. Los organismos utilizan algunas sustancias químicas contaminantes como alimento, lo que
las transforma en materiales inocuos, en general.
Esta evolución natural y espontánea del suelo (y agua subterránea) se denomina de varias formas:
biorremediación pasiva, intrínseca o natural, reducción natural o atenuación natural.
La atenuación natural ocurre en la mayoría de sitios contaminados y con la mayoría de los contaminantes. No obstante, deben existir condiciones apropiadas para que los sitios se vayan
depurando. Si no se dan dichas condiciones, esta “autolimpieza” no avanzará a suficiente
velocidad ni alcanzará unos niveles de concentración que supongan riesgo aceptable.
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Este proceso se incluye dentro de los de biorremediación porque la principal contribución a la
recuperación es la degradación por la actividad de los microorganismos autóctonos, en general,
por el concurso de poblaciones microbianas mixtas, que operan bajo complejas regulaciones
simbióticas. La velocidad de la transformación de moléculas complejas en moléculas sencillas está
en función de la masa microbiana activa.
Ya se ha mencionado varias veces en este apartado la velocidad o el factor tiempo. Esta es la
principal limitación: los procesos de atenuación natural son excesivamente lentos para lo que la
mayoría de ocasiones interesa. Hablamos de años y, más bien, decenios. Sólo en los casos en que
el terreno no va a tener uso y por su ubicación u otras circunstancias puede restringirse el acceso
de personas (lo cual evita todo riesgo para la salud humana), se puede emplear la atenuación
natural como única alternativa de recuperación. Es más frecuente, utilizar la atenuación natural
como una segunda etapa de recuperación, tras una primera fase en la que se aplica alguna otra
tecnología y se elimina con ella la mayor parte de la contaminación. En general, funciona mejor en
los casos en que es posible eliminar la fuente de contaminación (p. ej., residuos enterrados que
pueden desenterrarse) y, por tanto, dejan de incorporarse contaminantes al terreno.
No obstante lo dicho, es posible que la atenuación natural que dé los mismos resultados y con casi
la misma rapidez que otros métodos, al menos, que otros métodos de biorremediación. Cuando
pueda esperarse que la atenuación natural consiga los objetivos de recuperación en un tiempo
razonable comparado con el de otros métodos más activos, podrá ser considerada una alternativa
aceptable. Si las condiciones resultan ser óptimas para la acción de los microorganismos, esta
estrategia sería la más apropiada, y no habría necesidad de acudir a ninguna de las estrategias
mejoradas que veremos a continuación.
Los procesos involucrados en la atenuación natural operan siempre en todos los suelos contaminados, aunque se aplique otro tipo de tecnologías de tratamiento, pero su contribución a la
consecución de los objetivos de remediación varía en las diferentes situaciones. Mientras que en
algunos casos la atenuación natural podría satisfacer del todo los objetivos de recuperación, en
otros casos su contribución será escasa o nula. Por tanto, antes de escoger una alternativa de
recuperación, es necesario evaluar cuidadosamente el emplazamiento contaminado para determinar qué grado de atenuación natural es esperable.
En ocasiones se emplea la terminología de la EPA que la denomina atenuación natural
monitorizada (MNA)10 o supervisada. El término monitorizada pone énfasis en la necesidad de
control o supervisión por parte de los técnicos responsables para verificar periódicamente que la
atenuación natural está funcionando.
Como ventajas cabe citar que no es necesario excavar ni construir (sólo lo necesario para el aislamiento adecuado de la zona y la eliminación de la fuente, cuando es posible), no genera residuos
que haya que eliminar a continuación como otros métodos, disminuye mucho el contacto de los
trabajadores con la contaminación, afecta menos a la población y al medio ambiente, requiere
menos equipamiento y trabajo que la mayoría de los otros métodos y, por tanto, resulta más
económica. Es evidente que la supervisión y control durante años tiene un coste, pero en conjunto
sigue siendo menor que el de otros métodos.
No obstante, estas ventajas pueden ser compartidas con las estrategias de biorremediación
mejorada que vamos a comentar y el incremento de coste que pueda suponer la aportación de
nutrientes, oxígeno y otros acondicionadores puede ser compensado con creces por la disminución
de plazos para alcanzar los objetivos de la remediación, y el consiguiente ahorro de años de
control del emplazamiento.
10
Monitored Natural Attenuation. Ver, p. ej., en http://www.clu-in.org/techfocus/ .
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3.2. Bioaumento
El bioaumento (o bioaumentación11) consiste en la adición al medio (suelo, agua) al objeto de
optimizar la biodegradación de microorganismos alóctonos vivos especializados, cuya eficiencia en
la degradación del contaminante esté probada. Se incrementa la población nativa de microorganismos del sistema incorporando un inóculo de otros adaptados selectivamente, desarrollados
para que tengan la capacidad para degradar los contaminantes en cuestión, compuestos previamente considerados como no o difícilmente biodegradables. Estos microorganismos pueden ser
naturales o modificados genéticamente, aunque esta última opción no está libre de crítica y
controversia.
La inoculación adicional de cultivos específicos pretende colaborar con la actual biomasa o
restituirla en casos de mortandad. El bioaumento no sustituye la población de organismos
existentes, pero incrementa su habilidad de degradar compuestos o responder en ciertas
situaciones, dando como resultado una mejora del tratamiento. Recordemos lo ya mencionado
sobre la relativa facilidad de transferencia de plásmidos, incluso entre especies diferentes.
Esta tecnología se utiliza cuando la microflora autóctona es insuficiente en número o capacidad
degradadora o cuando se requiere el tratamiento inmediato de un sitio contaminado sin tiempo
para esperar a que la población autóctona desarrolle una capacidad apropiada para degradar la
contaminación. La bioaumentación modifica es el tiempo de aclimatación, es decir, el que tardan
los microorganismos nativos a adaptarse al contaminante, que se reduce, haciendo que la biodegradación comience antes y se evite el riesgo tóxico hacia plantas, animales y humanos. El tamaño
del inóculo a utilizar depende de la extensión de la zona a recuperar, de la dispersión de los
contaminantes y de la velocidad de crecimiento de los microorganismos degradadores.
Hay que reconocer que es un enfoque discutido. Por un lado, hay que recordar que la introducción
de microorganismos (bacterias y hongos) específicos es una práctica agrícola que se realiza desde
hace décadas con propósitos diversos: suministrar nutrientes, estimular el crecimiento de los
vegetales, p. ej., mediante la producción de hormonas vegetales, controlar patógenos, mejorar la
estructura del suelo, etc. Además, las características de los inóculos anunciadas por quienes los
comercializan, parecen impresionantes:
→
→
→
→
→
→
→
Mezclas microbianas concentradas (200 millones/g)
de más de 50 especies, aclimatadas específicamente
de microbios de los que se encuentran naturalmente, no patógenos
de rápida multiplicación: espontáneamente en minutos al ponerlos en condiciones adecuadas
efectivos en amplios rangos de temperatura (50-100ºF) y de pH (4-10)
capaces de degradar un amplio número de contaminantes
dejando como subproductos únicamente CO2, agua y trazas de sales.
Sin embargo, hay investigadores como Lee y Merlin (1999)12 o Van Hamme et al. (2003)13 que
concluyen que ”varias investigaciones, de laboratorio y de campo, han indicado que la adición de
cultivos microbianos comerciales no aumenta significativamente las velocidades de degradación de
petróleo respecto a lo que se consigue por enriquecimiento con nutrientes de la población
microbiana natural (bioestimulación)”.
11
En inglés, bioaugmentation. También se usa en alguna ocasión el término biomagnificación.
Lee, K. & Merlin, F.X. (1999) Bioremediation of oil on shoreline environments: development of techniques and
guidelines, Pure Appl. Chem. 71 (1) 161–171
13
Van Hamme, J. D., Singh, A. and Ward, O. P. (2003) Recent Advances in Petroleum Microbiology, Microbiology
and Molecular Biology Reviews 67 (4) 503-549.
12
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Parece existir un cierto acuerdo en que esta estrategia tiene mayor aplicabilidad en procesos ex
situ. Hay varias razones que avalan la dificultad de aplicarla in situ:
•
•
•
La dificultad o imposibilidad de incrementar la población microbiana con capacidad de
degradar mediante inóculo externo cuando ésta ya ha crecido en respuesta a la
contaminación.
La mayor adaptación de la población autóctona a las condiciones ambientales que la lleva a
competir con ventaja con la población inoculada.
La existencia de depredadores, parásitos y competidores con respuestas tóxicas o de
inhibición frente a la población extraña.
Con frecuencia se indica que los inóculos microbianos funcionan mejor si se trata de organismos
obtenidos en el ambiente en el que se van a aplicar. Para incrementar la eficiencia in situ del bioaumento se propone caracterizar fisicoquímica y biológicamente el emplazamiento de forma
completa, al objeto de poder desarrollar un inóculo con las mayores garantías de éxito. Es decir,
que los inóculos no se han de desarrollar con vocación universal. Se propone también una aclimatación al medio previa a la inoculación. Hace falta estudiar mejor qué densidad de microorganismos inoculados es conveniente. Una alternativa en estudio es la incorporación de los organismos encapsulados en algún soporte físico que los proteja de actividades microbianas hostiles.
El diseño mediante ingeniería genética de microorganismos es, en opinión de algunos, una
alternativa de futuro al permitir la incorporación al medio de capacidades de degradación
superiores a las que pueden desarrollar los microorganismos naturalmente. La primera patente de
un organismo modificado por ingeniería genética que se reconoció en el mundo14 era de una
bacteria utilizable para biorremediación. Es decir, esta posibilidad se contempla desde el nacimiento mismo de la ingeniería genética. No obstante, parece recomendable restringir el uso de
estos organismos modificados a aplicaciones ex situ por los riesgos asociados a su desarrollo y
proliferación no controlados, con la posibilidad de transferir genes modificados a los organismos
autóctonos y alterar el pool genético de la comunidad.
Aplicaciones. Se ha usado bioaumento para tratar suelos contaminados con herbicidas (2,4-D,
clorofam), insecticidas (lindano, clordano, paratión), clorofenoles (PCP) y nitrofenoles, PCBs,
petróleo y derivados y HAPs. También se ha aplicado efectivamente para tratar desechos con
concentraciones relativamente altas de metales.
Limitaciones. 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)
3.3. Bioestimulación
La bioestimulación responde a la idea de “aplicar biorremediación, pero creando condiciones”. Es
decir, intentar que se alcancen las condiciones para que la biodegradación transcurra de forma
idónea. Se denomina también biorremediación mejorada (enhanced bioremediation) o acelerada.
La bioestimulación consiste en estimular a los microorganismos autóctonos de un ambiente natural
por medio de la adición de nutrientes y otros aditivos, de humedad y la aireación del sistema para
así mejorar la eliminación del los contaminantes. A veces se añade a esta definición la idea de que
estos parámetros se deben, además, controlar para ir regulando su adición. Es de destacar que
14
Se trata de una patente concedida en EE.UU. a A. Chakrabarty (de la General Electric) en 1980 (aunque fue solicitada
en 1972) por la creación de una bacteria del género Pseudomonas con capacidad de degradar hidrocarburos.
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esta estrategia de descontaminación utiliza los agentes biológicos propios del suelo, en la idea de
que los microorganismos indígenas, una vez adaptados y aclimatados, desarrollarán la capacidad
de degradar los contaminantes, acelerando el proceso mediante los aportes mencionados.
Vamos a repasar los principales aportes que se emplean en bioestimulación:
Oxígeno. Se puede proporcionar inyectando aire al suelo de forma directa, o como peróxido de
hidrógeno (líquido) o peróxido de manganeso (sólido) que lo proporcionan al descomponerse en el
suelo. La ventaja del peróxido de hidrógeno es que puede incorporarse a las disoluciones nutritivas
en los casos en que se usan (de forma continua o discontinua). Se puede aplicar en pozos,
tuberías o difusores. En los procesos ex situ, se puede proceder además con aradas, volteos, etc.,
según la técnica de biorremediación empleada.
Humedad. Ya se han comentado las necesidades de humedad. El aporte de agua se puede hacer
mediante diversos sistemas de riego, de forma continua o discontinua, y siempre mejor si se va
controlando el nivel de humedad.
Nutrientes. Se pueden aportar de distintas formas: productos naturales con contenidos
apropiados de nutrientes, residuos orgánicos, fertilizantes en gránulos o briquetas, abonos de
liberación lenta, fertirrigación, etc. En algunos casos se han empleado fertilizantes específicamente
diseñados para la biorremediación. Es conocido el Inipol EAP22, empleado en la biorremediación
del petróleo vertido del Exxon Valdez en Alaska: se trata de un fertilizante oleofílico con capacidad
de adherirse a la interfase hidrocarburo-agua e incluye, además de los nutrientes, un surfactante.
Se han desarrollado otros mejorados, con mayor poder emulsionante y menor toxicidad del
surfactante, que son de utilidad en los casos de contaminaciones costeras y similares, en que no
son de aplicación fertilizantes solubles o de liberación lenta.
Además, también puede incorporarse al suelo para estimular la biorremediación:
→ otros aceptores de electrones diferentes al O2,
→ ácidos o bases para ajuste del pH,
→ los ya citados surfactantes,
→ cometabolitos para activar ciertos enzimas,
→ etc.
Limitaciones. Esta tecnología no es 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 serían: que el tipo del suelo no favorezca el crecimiento
microbiano, que se produzca incremento en la movilidad de los contaminantes, o que se puedan
obstruir los pozos de inyección a causa del crecimiento microbiano.
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4. Bibliografía
Las principales fuentes consultadas parar la elaboración de este documento son las que se
referencian a continuación.
•
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Callaba, A, Miguel, E. y Llamas, J. F. (eds.) 1998 Terceras Jornadas sobre Suelos
Contaminados. Ministerio de Medio Ambiente, Madrid.
Eweis, J. B., Ergas, S. J., Chang, D. P. Y. y Schroeder, E. D. 1999 Principios de
biorrecuperación. Tratamientos para la descontaminación y regeneración de suelos
y aguas subterráneas mediante procesos biológicos y físico-químicos. Ed. Mc GrawHill, Madrid.
Instituto Geológico y Minero de España, 1995 Contaminación y depuración de suelos.
IGME, Madrid.
Lagrega, M. D., Buckingham, P. L. y Evans, J. C. 1996 Gestión de residuos tóxicos:
Tratamiento, eliminación y recuperación de suelos. Ed. McGraw-Hill, Madrid.
Marín, I., Sanz, J. L. y Amils, R. (Eds.) 2005 Biotecnología y Medio Ambiente. Ed. Ephemera,
Madrid
Milliarium.com. Técnicas de tratamiento de suelos contaminados. Disponible [html] en
http://www.miliarium.com/Marcos/Prontuario.htm > Medio Ambiente
Ortiz Bernad, I., Sanz García, J., Dorado Valiño, M. y Villar Fernández, S. 2007. Técnicas de
recuperación de suelos contaminados. Col. Informes de vigilancia tecnológica nº 6.
CITME, CEIM, Universidad de Alcalá, Comunidad de Madrid. Madrid. Disponible [pdf] en
http://www.madrimasd.org/informacionidi/biblioteca/publicacion/Vigilanciatecnologica/default.asp
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Van Deuren, J., Lloyd, T., Chhetry, S., Liou, R. & Peck, J. 2002. Remediation Technologies
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Roundtable (FRTR). Disponible [html] en http://www.frtr.gov/matrix2/
Volke Sepúlveda, T. y Velasco, J.A. 2002. Tecnologías de remediación para suelos
contaminados. Instituto Nacional de Ecología (INE-SEMARNAT), México. Disponible [pdf] en
http://www.ine.gob.mx/publicaciones/
Además, se han recogido en las notas al pie algunas referencias puntuales. También se ha
consultado documentación de cursos y jornadas, en concreto alguna de los siguientes autores:
→
Ércoli, Eduardo Carlos. Laboratorio de Bioprocesos. Universidad Nacional de Cuyo, Mendoza
(Argentina)
→
→
García Izquierdo, Carlos. Centro de Biología Aplicada del Segura (CEBAS), CSIC. Murcia
Moreno-Ventas Bravo, Xabier Eduardo. Dpto. de Ciencias y Técnicas del Agua y del Medio
Ambiente, Área de Ecología. Universidad de Cantabria
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