Industria y Minería: Agua, Medio Ambiente, Minería

Industria y Minería
nº 351 marzo 2003
AGUA • MEDIO AMBIENTE • MINERÍA
ENERGÍA • METALURGIA • GEOLOGÍA
Consejo Superior de Colegios
de Ingenieros de Minas
nº 351 marzo 2003
Industria y Minería
SUMARIO
Industria y Minería
Número: 351
marzo 2003
Número Monográfico dedicado a
AGUA • MEDIO AMBIENTE • MINERÍA
ENERGÍA • METALURGIA • GEOLOGÍA
Consejo Superior de Colegios
de Ingenieros de Minas
BIORREMEDIACIÓN
Degradación diferencial de una
mancha de hidrocarburos
Cortesía:
ANEF
3
Editorial
28
■ Experiencia de Repsol YPF
en biorremediación de suelos
Carlos García Fandiño
■ Felipe Macías
Presidente de la Sociedad
Española de Ciencia del Suelo
S.A.R. Don Felipe de Borbón y Grecia,
Príncipe de Asturias,
Miembro de Honor del
Consejo Superior de Colegios
de Ingenieros de Minas de España
Artículos
4
REVISTA DEL
CONSEJO SUPERIOR DE
COLEGIOS DE INGENIEROS
DE MINAS DE ESPAÑA
Director del Comité Editorial:
Emilio Llorente Gómez
Redacción y Administración:
c/ Ríos Rosas, 19
28003 Madrid
Tel.: 91 441 46 11
Fax: 91 442 61 09
E-Mail: [email protected]
12
41
■ Biorremediación.
Fundamentos y aspectos
microbiológicos
17
■ Biorremediación. Aspectos
tecnológicos y aplicación al
vertido del Prestige
46
52
■ Seguimiento del vertido de
fuel-oil del buque Prestige
utilizando imágenes satélite
■ La dinámica marina
T. Torres
J.E. Ortiz
■ Bases para una valoración
de riesgo ambiental del
derrame del Prestige
A. de la Torre
M. Carballo
M.J. Muñoz
José Luis Rodríguez Gallego
Jesús Sánchez Martín
22
■ Biomarcadores y su utilidad
en la evaluación de la
biodegradación del petróleo
J.E. Ortiz
M.J. García
J.L. Rodríguez Gallego
Jesús Sánchez Martín
José Luis Rodríguez Gallego
Publicidad:
609 628 819
57
■ La evaluación de riesgos
ambientales
Eduardo de Miguel
Jesús Artieda
Recaredo del Potro
Realización:
Suscripción Anual:
España: 48´00 € + IVA
Extranjero: 60´00 €
■ Evaluación y aplicación de
técnicas de biorremediación
en tres playas de la costa de
Muxía
■ Técnicas analíticas:
identificación de familias de
compuestos. Extracción y
análisis de muestras de
petróleo
M.J. García Martínez
J.E. Ortiz
Juan F. Llamas Borrajo
José Luis Rodríguez Gallego
Comité Editorial:
Ángel Cámara Rascón
José Fco. González Fernández
Adolfo Rodríguez González
Director Técnico:
José Gómez Mateo
31
24
■ La biorremediación frente
al vertido del Exxon Valdez
José Luis Rodríguez Gallego
Depósito Legal: 10.840-1958
ISSN: 1137-8042
Las opiniones y conceptos en esta
Revista son de responsabilidad
exclusiva de sus autores, sin que
Industria y Minería los comparta
necesariamente
1
Los Ingenieros de Minas
Al Ingeniero de Minas, que es el primer Ingeniero Civil que surge en España, se le suele relacionar tradicionalmente con la exploración,
investigación, explotación, beneficio, elaboración, transformación o utilización de algunos de los recursos naturales de la Tierra, como rocas
y minerales, aguas subterráneas, aguas minerales y termales, petróleo, gas natural y otros recursos geológicos, o con el espacio subterráneo
en general, actividades que realiza de una forma segura, económica y ambientalmente aceptable, dentro del marco actual del desarrollo
sostenible.
Sin embargo, la amplitud y calidad de los conocimientos teóricos y prácticos que recibe durante su formación académica en materia
de Energía y Combustibles; Metalurgia y Materiales; Laboreo y Explosivos; Ingeniería Geológica, Gestión de Recursos, Agua y Medio
Ambiente, junto con los aspectos económicos y legales de la gestión y dirección de organismos y empresas directa o indirectamente
relacionadas, le convierten en uno de los técnicos más versátiles y prestigiados de cuantos existen en el mercado laboral.
A título meramente informativo y no limitativo, los Ingenieros de Minas realizan:
•
•
•
•
•
Informes.
Estudios.
Anteproyectos.
Proyectos.
Direcciones Técnicas de fábricas e
instalaciones industriales.
• Direcciones Facultativas de minas,
canteras, usos de explosivos y
establecimientos de beneficio.
• Direcciones de Obra.
• Seguridad y prevención de riesgos
laborales.
• Mantenimiento de maquinaria e
instalaciones.
• Organización del trabajo.
• Recursos humanos.
• Automática.
• Informática.
• Topografía y teledetección.
• Legalizaciones, aperturas, ampliaciones
y traslados de industrias.
• Licencias de obras y licencias de
actividad.
• Certificaciones.
• Instalaciones de transporte, distribución
y utilización de agua, gas y electricidad.
• Asesorías y Auditorías técnicas y
ambientales.
• Estudios de viabilidad técnica, económica
y ambiental.
• Planificación y Análisis de inversiones.
• Dictámenes y Peritaciones.
• Tasaciones y Valoraciones.
• Gestión de aguas, subvenciones e
incentivos.
Campos de trabajo:
GESTIÓN DE RECURSOS Y MEDIO AMBIENTE
INGENIERÍA GEOLÓGICA
•Ordenación del Territorio. Planificación y gestión de Recursos
minerales; Aguas subterráneas; Aguas minerales y termales; Petróleo y
Gas Natural; Espacio subterráneo y otros Recursos geológicos.
•Teledetección y técnicas de información geológica y ambiental.
Cartografía temática. Sistemas de información geográfica.
•Riesgos geológicos y ambientales. Prevención y Corrección.
•Patrimonio geológico y minero. Defensa y conservación.
•Espacio subterráneo para uso urbano, industrial o almacenamiento
de residuos radiactivos e industriales.
•Impacto Ambiental. Estudio y Evaluación. Prevención, corrección y
restauración.
•Residuos sólidos urbanos y Residuos especiales. Efluentes líquidos
y gaseosos. Gestión integral. Recuperación, Reutilización, Reciclaje y
almacenamiento.
•Descontaminación de suelos.
•Restauración de taludes, escombreras, vertederos y espacios
degradados. Integración paisajística.
•Análisis del Ciclo de Vida del Producto.
•Prospección geofísica y geoquímica.
•Geotecnia.
•Cimentaciones.
•Estabilización, auscultación y drenaje de taludes, escombreras,
túneles y obras subterráneas.
•Cartografía geológica y geotécnica.
ENERGÍA Y COMBUSTIBLES
•Petroquímica y carboquímica.
•Combustibles fósiles y nucleares.
•Generación, transporte, distribución y utilización de la energía.
•Centrales térmicas, nucleares e hidroeléctricas.
•Energías renovables.
•Ahorro, eficiencia y diversificación de la energía.
•Cogeneración.
•Tecnología nuclear.
•Nuevas tecnologías energéticas.
AGUA
•Hidrogeología. Prospección, captación, distribución y utilización de
aguas subterráneas.
•Tecnología y gestión integral del agua. Depuración y desalinización.
•Cartografía hidrogeológica. Vulnerabilidad a la contaminación de
acuíferos.
LABOREO Y EXPLOSIVOS
•Modelización y evaluación de yacimientos.
•Diseño, planificación y dirección de explotaciones de minas,
canteras, salinas y escombreras.
•Diseño, excavación, sostenimiento, ventilación, servicios y control
de túneles y obras subterráneas.
•Fábricas y depósitos de explosivos.
•Pirotecnia.
•Voladuras y demoliciones.
•Plantas de preparación, tratamiento, recuperación y reciclaje de
minerales, rocas, residuos y otros materiales.
•Plantas de mortero, hormigón y aglomerado asfáltico.
•Plantas de molturación y micronización.
•Industrias del cemento, piedra natural, potasa, cal, yeso, cerámica,
arcillas especiales, carbonatos, talco, cargas, pigmentos,
aglomerantes y otras rocas y minerales industriales.
METALÚRGICA Y MATERIALES
•Fundiciones y acerías.
•Técnicas de unión y conformado.
•Materiales de construcción, metálicos, cerámicos, plásticos y
compuestos.
•Nuevos materiales.
•Sinterizados.
•Refractarios.
•Reciclado de metales y residuos.
las costas de Galicia y, en menor medida, a las del Cantábrico, un
nuevo desastre cuyas consecuencias económicas y ambientales
todavía no es posible evaluar con rigor. Además de las afecciones
directas a diferentes niveles de la cadena trófica y de la
contaminación inicial de las aguas, se ha producido la
acumulación de las fracciones de hidrocarburos de mayor
persistencia y peligrosidad en los sedimentos, rocas y suelos, tanto
subacuáticos como litorales. Es en estos medios, de extraordinaria
variedad de condiciones biogeoquímicas, donde existen
componentes y condiciones que pueden conducir a la degradación
rápida de los contaminantes, o bien favorecer su estabilización
durante períodos de tiempo prolongados, aumentando así el
riesgo de absorción y acumulación en la cadena trófica. La
existencia de adsorbentes, como los coloides arcillosos o el humus,
presentes en diferentes condiciones y calidades en muchos suelos
litorales, o las condiciones de anoxia, como la existente en varios
tipos de suelos de marisma y sedimentos subactuáticos profundos
en zonas de elevado aporte orgánico (p.e. bajo las bateas de
mejillón o en áreas próximas a vertidos urbanos o industriales)
son, entre otros, algunos factores que modifican fuertemente la persistencia, en forma
metaestable, pero activa biológicamente, de muchos hidrocarburos.
EDITORIAL
El vertido de hidrocarburos por parte del Prestige ha traído a
La sensibilidad de cada sistema frente a un determinado contaminante es el factor
crítico. Cuando se supera su "Carga crítica de contaminantes", los suelos y los
sedimentos mutan su papel de protector de los ecosistemas superficiales, en los que
generalmente actúan como sumideros, pasando de forma explosiva a convertirse en la
fuente de contaminación que degrada rápidamente a los sistemas más sensibles, como
el agua y la biota en contacto con ellos. Por ello, es necesario realizar no sólo estudios
que determinen la sensibilidad de cada sistema, sino también conocer con precisión la
composición y especiación de las sustancias nocivas y su evolución en cada tipo de
condiciones, así como los factores naturales o tecnológicos que permiten una
aceleración de su destrucción.
En el caso de los vertidos del Prestige, aunque algunas moléculas puedan
descomponerse más adecuadamente por medio de reacciones anaerobias, son los
procesos oxidativos, producidos por acción del oxígeno y/o los nitratos y el
metabolismo microbiano, los mecanismos con mayores posibilidades de degradar
rápidamente la mayor parte de los compuestos existentes en el vertido. Son las técnicas
de recuperación de suelos conocidas internacionalmente como "Biorremediación",
las que presentan los resultados más satisfactorios, lo que resulta lógico, puesto que en
realidad se trata de los propios mecanismos inventados durante millones de años por la
Naturaleza para conseguir la colonización por organismos vivos de los sistemas
contaminados. En todo caso estas técnicas, relativamente novedosas en cuanto a su
utilización en la recuperación de suelos y sedimentos, deben ser conocidas y ensayadas
antes de su aplicación, estableciendo los protocolos más adecuados en cada caso.
Además, es necesario formar técnicos que conozcan los métodos de estudio de los
hidrocarburos y los diferentes procedimientos tecnológicos que ofrece la
biorremediación. Por ello, la iniciativa del Consejo Superior de Colegios de
Ingenieros de Minas con la organización y celebración en Vigo del "Curso sobre
Biorremediación aplicada a los productos petrolíferos" y la edición de este número
monográfico con artículos de excelentes especialistas del tema, coordinados por el
profesor Juan Llamas, es, no solo oportuna, sino que viene a contribuir poderosamente
a la pronta solución del problema del Prestige y a la divulgación de esta importante
herramienta de recuperación de suelos, sedimentos y aguas contaminadas, a la
Sociedad y a las diferentes administraciones con competencias sobre el tema.
Felipe Macías Vázquez
Catedrático de Edafología y Química Agrícola
Presidente de la Sociedad Española de Ciencia del Suelo
3
ARTÍCULO
Evaluación y aplicación de
técnicas de biorremediación en
tres playas de la costa de Muxía
Ante la magnitud del desastre ocasionado por el accidente del Prestige, el Consejo
Superior de Colegios de Ingenieros de Minas acordó financiar un proyecto para evaluar
el potencial de las técnicas de
biorremediación como método de recuperación de las
costas afectadas. Las Escuelas
de Minas de Madrid y de
Oviedo con experiencia en
este campo fueron las encargadas del desarrollo del proyecto. En lo que sigue se hablará tan solo del proyecto,
actualmente en marcha y con
unos primeros resultados que
permiten ser muy optimistas.
Due to the extension of the
disaster caused by the accident of the Prestige, the
"Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas" agreed to fund a project to evaluate the potential of the bioremediation
techniques as a method of
recovery of the affected
coasts. The Schools of Mines
of Madrid and Oviedo,
which have experience in
this field, are in charge of
this project. This paper deals
with the project, which at
this moment is in progress
with some results that are
very encouraging.
Juan F. Llamas Borrajo
Dr. Ingeniero de Minas
Catedrático
E.T.S. de Ingenieros de
Minas de Madrid
José Luis Rodríguez Gallego
Ingeniero de Minas
Profesor Asociado
E.T.S. de Ingenieros de
Minas de Oviedo
Praia Moreira.
ntes de pasar al proyecto propiamente dicho, quisiéramos comentar otros aspectos, no puramente técnicos, relacionados con el mismo.
E
Dentro del proyecto, se ha
desarrollado en Vigo, en el
edificio del Rectorado, durante los días 25 a 27 de marzo,
el Curso sobre "Biorremediación aplicada a los productos petrolíferos" al que
asistieron 49 alumnos, de
ayuntamientos, empresas, periodistas, profesores, químicos, biólogos, ... si bien la mayoría eran de la propia Escuela de Minas. Muchos de los
alumnos del curso ya han ma-
4
A su vez, los alumnos de tercer curso de la Escuela de Minas de Madrid que cursan las
asignaturas de "Geoquímica"
y "Análisis Instrumental", junto con los de "Fundamentos
de Geoquímica" de la titulación de Ingeniero Geólogo,
van a realizar este año sus
prácticas de laboratorio en las
tres playas seleccionadas. Estas
prácticas consistirán en la toma de datos analíticos en
campo y en su interpretación,
y se llevarán a cabo en dos períodos, del 11 al 14 y del 26 al
30 de abril. Para ello se ha
contado con la inestimable colaboración de la Xunta de
Galicia y del Ayuntamiento
de Muxía; así como, con la
necesaria coordinación de la
Jefatura de Estudios de la Escuela de Minas de Madrid.
Coido de
Cuño.
la experiencia acumulada en
otros casos como el del Exxon
Valdez, la eficacia de los métodos de biorremediacion para afrontar este problema.
El proyecto presentado pretende desarrollar este aspecto
mediante la realización de un
estudio amplio a escala de laboratorio, a escala piloto sobre el terreno, y, si se considera procedente, a escala real
que permita la evaluación y
selección de las técnicas de
biorremediación (bioestimulación o bioaumentación) más
adecuadas para la degradación de los hidrocarburos que
permanezcan en las playas
afectadas después de la finalización de las labores de limpieza. Para ello, se realizará
una caracterización químicofísica y microbiológica de los
emplazamientos, seguida del
aislamiento, identificación y
caracterización de microorganismos con capacidades degradativas a partir del ambiente contaminado. A partir
Introducción y grupo de
investigadores
La biorremediación es una
herramienta que puede ser
utilizada con eficacia en ciertos entornos contaminados y
cuyos mayores éxitos documentados se han obtenido
frente a vertidos de hidrocarburos. Es un proceso lento,
pero económico, si se efectúa
adecuadamente, y no es
agresivo con el medio, ya que
los contaminantes son mineralizados por los microorganismos, siendo incorporados
en la biomasa. No existen en
nuestro pais experiencias directas encaminadas a evaluar
la eficacia de los métodos de
biorremediación de ambientes litorales contaminados
por vertidos de hidrocarburos
de petroleo, por lo que el accidente del Prestige constituye una circunstancia idónea
para evaluar, aprovechando
de aquí, se elaborará un protocolo práctico de biorremediación (bioaumentación y/o
bioestimulación) en el que se
consideren conjuntamente
los aspectos químicos y microbiológicos (selección de las
mezclas bacterianas, si se
aplican, concentración, complementación nutricional del
medio, si es necesario) y de
operación: diseño, aplicación
de los productos necesarios y
medida de los parámetros críticos durante el proceso, concretamente concentración de
bacterias, sean alóctonas o
autóctonas, y desaparición
del contaminante. El proceso
de aplicación de esta tecnología sobre el terreno llevará
un escrupuloso control de todo tipo de riesgo biológico
en el que se pudiera incurrir.
ARTÍCULO
nifestado su interés en colaborar en el desarrollo del
proyecto, y esperamos que
sea del curso de donde salgan
los técnicos que probablemente tengan que aplicar estas técnicas en otros puntos
de la costa.
Los trabajos se desarrollarán
en las calas y playas de Arnela, Moreira y Coido de Cuño,
situadas todas ellas al sur de
Muxía; por lo que el conocimiento del entorno costero y
de su relación con los factores
principales que afectan a la
biorremediación se considera
capital. Por último para esta
introducción, pero no menos
importante, creemos que el
proyecto propone un abordaje interdisciplinar, lo que es
decisivo para abordar de una
forma integral todos los objetivos del mismo. Así el grupo
de investigadores es variado y
abarca, a nuestro entender, a
Praia Moreira.
5
ARTÍCULO
profesionales competentes en
los muchos aspectos contemplados, sin descartar ni posteriores incorporaciones ni toda
la ayuda que las administraciones competentes puedan
suministrar:
• Juan F. Llamas Borrajo y
Mª. Jesús García Martínez, Ingenieros de Minas
del Dpto. de Ingeniería
Química y Combustibles de
la Universidad Politécnica de Madrid.
• Jorge Loredo Pérez y José
Luis Rodríguez Gallego,
Ingenieros de Minas del
Dpto. de Explotación y Prospección de Minas de la Universidad de Oviedo.
• Jesús Sánchez Martín y
Ana Isabel Peláez, Dpto.
de Biología Funcional de la
Universidad de Oviedo.
• Trinidad de Torres PérezHidalgo y José Eugenio
Ortiz Menéndez, Ingenieros de Minas del Dpto. de
Ingeniería Geológica de la
Universidad Politécnica de
Madrid.
• Enrique Chacón Oreja, Ingeniero de Minas del Dpto.
de Matemática Aplicada a
los recursos Naturales de la
Universidad Politécnica de
Madrid.
Entre los medios, además de
los propios de los departamentos involucrados, se cuenta con
los del Laboratorio de Estratigrafía Biomolecular (LEB)
(http://www.minas.upm.es/leb.
htm). También se está en contacto con otros expertos de la
Unión Europea y se espera
contar con la colaboración de
la Universidad de Santiago
de Compostela, en concreto
con el equipo del profesor Felipe Macías, quienes irían
asumiendo mayor protagonismo de las actuaciones futuras.
Metodología general
En este apartado se describirán
brevemente los procedimientos
analíticos, de muestreo y de caracterización in situ que se utili-
6
Arnela.
zarán en los trabajos; más adelante se detallará, en concreto,
el tipo de trabajo específico que
se utilizará en cada playa.
En general, el modelo de trabajo que se siga intentará reproducir en sus vertientes más exitosas los métodos empleados
en la remediación del vertido
del Exxon Valdez. Para ello, en
un primer momento, ya se ha
recopilado la información bibliográfica y los informes existentes sobre el empleo de la
biorremediación tras el citado
accidente. Por otra parte, la
metodología utilizada se basará en técnicas químicas y microbiológicas de probada eficacia
en trabajos de investigación similares en suelos o sobre residuos pesados de refinería realizados en los laboratorios de la
Universidad de Oviedo y de la
Escuela de Minas de Madrid.
El objetivo del proyecto es la
evaluación, selección y aplicación de las técnicas de biorremediación más adecuadas
para la degradación de los
hidrocarburos que, después
de la finalización de las labores de limpieza física, permanecen en las playas afectadas por el fuel objeto del
proyecto.
Consideraciones de partida
Como criterio general se considera que el proceso puede
llevarse a cabo (con diferencias según se trabaje sobre roca o sobre arena) con la combinación de un producto surfactante o dispersante que
permita la emulsión de los hidrocarburos y un fertilizante
que aumente la presencia de
nitrógeno y fósforo disponible. Este enfoque puede permitir que se reduzca la concentración de hidrocarburos y
evitar la acumulación definitiva de los no degradados en el
sedimento marino. Pese a ser
este el procedimiento general
más recomendado, hay más
posibilidades que deben estudiarse (por ejemplo, en el caso
del Exxon Valdez se utilizó el
Inipol por ser el único producto comercialmente disponible
en las cantidades necesarias).
La influencia de la temperatura va a ser obvia en cuanto a
que en los meses más cálidos
la acción microbiana se reforzará, aunque pueden aparecer escenarios adicionales si el
fuel se licúa con las altas temperaturas. La dinámica marina
lleva meses ayudando a retirar residuos de la costa, colabora en la oxidación, etc.,
aunque, por otro lado, fuertes
mareas pueden impedir la
aplicación de productos o evitar que se fijen los microorganismos si se efectúa algún tipo de bioaumentación, por lo
que se idearán sistemas para
evitar este problema.
La biorremediación ha tenido
éxitos y fracasos en playas de
arena y en zonas rocosas En
cuanto a playas de piedra o
acantilados, el problema operacional es grande ya que no
se tienen las facilidades de
muestreo, analítica, etc. que
hay en una arena, la aproximación requiere fuentes oleofílicas de nutrientes y biosurfactantes, siendo conscientes
de que la monitorización de
la eficiencia del proceso de
biorremediación deberá basarse en el estudio de los biomarcadores y de que la evaluación global deberá tener
un marcado componente visual, que afectará al diseño
del muestreo (estratificado).
En las zonas arenosas todo es
más fácil (se puede plantear
in situ, o incluso ex situ en
función de las mareas, el me-
dio es más o menos homogéneo, es fácil parcelar, etc.).
Praia
Moreira.
En lo que se refiere a los
plazos, es imposible predecir la efectividad que van a
tener los tratamientos así
como su duración. Cabe recordar que en las costas
afectadas por el vertido del
Exxon Valdez la biorremediación ocupó tres o cuatro
períodos de varios meses (el
problema eran allí las bajas
temperaturas) y no se cerró
el tratamiento hasta más de
tres años después del vertido; es más, el informe final
sobre el conjunto de las labores de limpieza no se publicó hasta 1997 (ochos años
después del vertido). En
principio, la financiación actualmente existente permitiría un trabajo que no iría
mucho más allá del verano,
tiempo que consideramos
suficiente para completar
los objetivos marcados.
Protocolo general
Una vez obtenidos todos los
datos del muestreo (ver detalles para cada playa en el
punto 3 y metodología a partir de 2.3), se dividirán en varias parcelas las zonas seleccionadas. En ellas se procederá a la realización de, al me-
nos, los siguientes experimentos de biorremediación:
• Bioaumentación con bacterias autóctonas, mediante
un consorcio preparado con
parte de las aisladas en la
primera fase.
• La experiencia existente y
la prudencia necesaria no
recomiendan la utilización
productos con "bacterias
comerciales", por lo que se
descarta.
• Bioestimulación mediante
fertilizantes (la selección de
éstos es un punto clave de
todo el trabajo). Probablemente más importante que
su composición química
puede ser su "físico" y su
relación con las mareas. En
estos momentos ya se han
ARTÍCULO
iniciado contactos con los
suministradores para conseguir cantidades pequeñas
con las que realizar los ensayos. Las posibilidades son
muy diversas: briquetas,
gránulos (“Customblen”),
“Inipol” (fertilizante oleofílico líquido), Sea Weed
(proyecto basado en algas
con efecto surfactante), surfactantes de origen químico
biodegradables, sales minerales y otros productos.
• Experimentos de control.
• Bioaumentación con bacterias procedentes de la
colección del grupo que
lleva adelante el proyecto,
aisladas todas ellas en zonas de vertidos de productos similares en diferentes
puntos de la Península. En
este caso, se llevará un escrupuloso control de todo
tipo de riesgo biológico en
el que se pudiera incurrir,
según se indica al final del
punto 2.6.
La monitorización que se realice con posterioridad al inicio
de los ensayos abarcará los siguientes parámetros:
• Niveles de nutrientes en el
"agua de poro" de las playas para controlar la permanencia de éstos y para
evitar la eutrofización.
• Control de la dinámica
costera.
• Actividad microbiana.
• Degradación de hidrocarburos (con biomarcador:
Hopano; medida de TPH,
PAHs y fraccionamiento en
alifáticos, aromáticos y resinas+asfaltenos).
Determinaciones ‘in situ’
Praia Moreira.
Para la determinación de parámetros ambientales sobre
el terreno, se cuenta con lo siguientes equipos:
• Terminales y electrodos de
todo tipo, para la medida
de pH, Eh, conductividad,
salinidad, oxígeno disuelto
y temperatura.
7
ARTÍCULO
Arnela.
• Métodos geoquímicos de
campo, para medir la presencia de hidrocarburos volátiles y semivolátiles (TCD,
semiconductores, cromatógrafo portátil, FID y PID).
• Espectrofotómetros de
campo, para la determinación de contenido en nutrientes y de metales.
• Se ensayará el uso de lámparas UV para el cartografiado
de las zonas contaminadas.
• GPS para georeferenciar toda la información.
En la primera fase está previsto contar con la colaboración
de los alumnos de las asignaturas de "Análisis Instrumental", "Geoquímica" y "Fundamentos de Geoquímica" de
las titulaciones de Ingeniero
de Minas e Ingeniero Geólogo, de la Universidad Politécnica de Madrid, para la realización de dos campañas intensivas de determinaciones
"in situ".
Procedimientos de
muestreo y de diseño de
experimentos
• Los muestreos que se realicen, se efectuarán con sondas manuales tipo Auger o
semimecánicas ("rusa" o
muestreadores de sedimentos). Los procedimientos seguirán mallados regulares,
en la medida de lo posible,
para facilitar el tratamiento
estadístico y geoestadístico
de los datos.
• Las muestras de sustratos
contaminados (arena, roca,
fuel puro, suelo, agua etc.)
8
con destino al aislamiento
de microorganismos especializados se tomaran en
condiciones estériles, siguiendo un protocolo estadístico que asegure su representatividad.
• Los experimentos que se realicen en las diferentes parcelas acotadas para ello,
contarán con un diseño estadístico previo y con control del mismo tipo. También se tratará de conseguir
que los posibles efectos positivos sean visibles y comparables con zonas de control no tratadas.
•
Métodos químicos
• Cuando se considere necesario, se realizará una caracterización de la fracción inorgánica de las
muestras, para lo que se
utilizará analítica tipo
plasma (ICP), absorción
atómica y rayos X.
• La medida de hidrocarburos totales (TPH) y contenido en hidrocarburos poliaromáticos (PAHs), se realizará por medio de espectrometría infrarroja (IR-FT)
y el cálculo de índices de
biodegradación, mediante
cromatografía de gasesespectrometría de masas
(GC-MS), con respecto a
biomarcadores como pristano y fitano, en una primera aproximación, y hopanos en una segunda más
fina. Esta última técnica
también permitirá determinar el fraccionamiento
actual del fuel y el estudio
de cada una de las fracciones (alifáticos, aromáticos,
resinas y asfaltenos).
•
•
Métodos microbiológicos
• A partir de las muestras recogidas, se llevarán a cabo
diluciones en agua marina
estéril y siembra en placas
de distintos medios sólidos
(sintético, semisintético y
complejo). De esta forma,
podremos realizar recuen-
•
tos del número de bacterias
presentes en las distintas
muestras. Por otra parte, se
aislará el ADN total a partir
de las mismas muestras, lo
que nos permitirá después
llevar a cabo un estudio mas
completo de todas las bacterias, incluyendo aquellas
que no crecen en los medios
de cultivo.
Identificación mediante técnicas moleculares, que consisten esencialmente en la
amplificación del gen del
ARN ribosomal 16S, utilizando oligonucleotidos conservados de eubacterias como
iniciadores en reacciones de
amplificación en un equipo
de PCR. Una vez amplificado
el fragmento, se procederá a
su secuenciación en un equipo automático multicapilar.
Las secuencias obtenidas serán comparadas a otras de
especies conocidas mediante
búsquedas BLASTN en bases
de datos GenBank + EMBL +
DDBJ + PDB, utilizando el
Web-Service NCBI (www.ncbi.nlm.nih.gov/blst).
Se obtendrán imágenes de las
cepas mediante microscopía
laser confocal y con otras técnicas de microscopía óptica.
La identificación de las bacterias es una información muy
valiosa que nos permitirá "inferir" en una primera aproximación sus capacidades degradativas, ya que consultaremos en las bases de datos generales (PubMed: http://
www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi; Scirus: http://
www.scirus.com/) y en las bases de datos de microorganismos degradativos (http://
bsd.cme.msu.edu/bsd/index.html, Universidad de
Michigan; http://umbbd.
ahc.umn.edu, Universidad
de Minnesota) todo lo referente a los distintos géneros y especies aislados en
nuestro trabajo.
La medida de la cinética de
los procesos degradativos y
evaluación inicial de la posible producción de biosurfactantes por las bacterias selec-
•
•
•
•
b) Si hubiera algún tipo de
duda o se requiriera certificación, el grupo que desarrolla el proyecto ha colaborado anteriormente con
microbiólogos especializados en patogeneidad bacteriana del Hospital Central de Asturias, por lo
que se contaría con su apoyo para realizar las pruebas
que fueran necesarias.
Propuestas para cada
emplazamiento
Realizada una primera visita a
la zona y teniendo en cuenta
las consideraciones del personal que allí ha trabajado durante estos meses, se proponen las siguientes actuaciones.
Playa de Arnela de Muxía
Descripción
Se trata de una cala en forma
de semicírculo compuesta por
sedimentos de todo tipo, aunque fundamentalmente abundan arenas y bolos de tamaño
medio. El acceso se realiza por
una pista "ad hoc" realizada
con escoria suministrada por
Ferroatlántico. La contaminación se aprecia en las rocas
más alejadas del batir de la
marea, en pequeños grumos
aislados sobre la arena y, en
ésta última, también en partículas finas que se entremezclan con el grano mineral.
Valoración
Parece un lugar adecuado,
por su pequeño tamaño, para
efectuar un muestreo exhaustivo y, por su moderada contaminación, para realizar ensayos de biorremediación;
además, el acceso de maquinaria es complicado, por lo
que otros métodos tendrían
serios problemas. Por otra
parte, el uso turístico del emplazamiento se nos ha sugerido reducido, por lo que no
habría apreturas de tiempo
de cara al verano.
ARTÍCULO
cionadas. Para analizar la capacidad degradativa de las
bacterias utilizaremos medios de cultivo sintéticos, en
los que la fuente de carbono
serán los diferentes residuos
del fuel obtenidos en los lugares contaminados.
El crecimiento bacteriano
se analizará espectrofotométricamente mediante la
medida de la densidad óptica a 660 nm. En paralelo,
se realizarán diluciones y
siembra en placa, para analizar el número de viables.
De esta forma se obtendrá
una relación DO/número de
viables para cada bacteria,
que relacionaremos a lo largo del crecimiento con la
utilización del petroleo y/o
sus componentes como
fuente de carbono.
Para medir el potencial biosurfactante o bioemulsionante utilizaremos un ensayo que consiste en la medida del volumen ocupado
por la fase acuosa (medio
de cultivo libre de células)
en una mezcla con hidrocarburos (por ejemplo, diesel), utilizando como control un volumen equivalente de agua.
En el diseño de mezclas de
bacterias adecuadas para
ensayos de bioaumentación, se utilizarán los microrganismos aislados en
las playas y los que dispone
el grupo solicitante, por
trabajos previos.
En el caso en el que se liberaran en el medio contaminado microorganismos
alóctonos, su posible carácter patógeno se analizaría
previamente, mediante un
doble procedimiento:
a) La correcta identificación
del microorganismo en el
laboratorio permitirá
contrastar su identidad
con la bibliografía y las
bases de datos disponibles, con lo que se descartaría el carácter patógeno o algún otro problema, siempre antes de su
utilización.
Programa de trabajo
a) Arenas. En un primer momento, se efectuará un
muestreo muy detallado
(con una malla de 10 por
10 metros) de la zona arenosa. La caracterización in
situ se realizaría con los
equipos de medida directa
ya descritos y se estudiaría,
mediante sondas manuales, el sedimento en profundidad. También se tomarían muestras en el número necesario para la caracterización química y microbiológica. En posteriores estancias, se verificarían
los resultados del muestreo
en algunos puntos para tener así una idea clara de la
variabilidad de la situación.
En una siguiente fase se
plantearía un diseño de
Coido de
Cuño.
9
ARTÍCULO
experimentos con varias
pequeñas parcelas destinadas a probar distintos
métodos de biorremediación. Las parcelas se dispondrían en líneas paralelas a partir de la zona intermareal, de modo que
pudiera evaluarse el efecto del lavado; probablemente se utilizarían fertilizantes de liberación lenta,
con un dispositivo de lastre o de fijación para que
no fueran arrastrados por
la marea. Se efectuaría un
control periódico a partir
de ese momento.
b) Rocas. Se realizará un
planteamiento similar al
que se presenta para la
playa de Moreira (ver más
adelante), aunque, teniendo en cuenta la pequeña
cantidad de estas, tendrá
una complejidad menor.
Los resultados serán útiles
para contrastar con los de
Moreira.
Plazos
Es imposible avanzar plazos
precisos, aunque sí disposición de los primeros trabajos.
En este sentido, durante el
mes de abril se efectuaría el
muestreo y se tomarían las
decisiones, con la adquisición
de productos o la elaboración
de "biorremedios" en el laboratorio, para parcelar en mayo, y que el proceso de biorremediación coincida con la
época más favorable: temperaturas altas, con la consiguiente fluidificación del
fuel, menores precipitaciones
y alteraciones de las mareas.
Coido de Cuño
Descripción
Es una playa bastante abierta
y con una franja de suelo en
la parte de atrás. El acceso se
realiza fácilmente en vehículos
adecuados. La playa se compone de bolos de medio y gran
tamaño que se encuentran
muy afectados por el fuel, con
10
Praia Moreira.
la excepción de los que aparecen en la zona batida con mayor fuerza por el oleaje en mareas altas; no obstante, en esta
zona se observan grumos aislados de fuel.
Valoración
Las condiciones observadas
no parecen favorables a la implementación de tratamientos de biorremediación (mucho fuel, mucho oleaje, ausencia de variedad de sedimentos, no hay aportes de
materia orgánica). En consecuencia, se sugiere que se
continúe la limpieza física de
la playa mediante hidrolimpieza o cualquier otro método; tras esa fase, se podría reevaluar la situación de la playa y, entonces sí, aplicar técnicas de biorremediación, con la
experiencia acumulada en los
otros dos emplazamientos.
No obstante todo lo anterior,
sí se sugiere la "preservación"
en el estado actual de la zona
de suelo contaminado que se
encuentra tras la playa y que
fue afectado por el fuel,
puesto que constituye un importante reservorio de cepas
adaptadas, que pueden ser
de utilidad. De otro modo,
también esta zona de suelo y
los accesos a la playa podrían
ser descontaminados con cierta facilidad con un "landfarming", una vez finalizado el
resto de las labores.
Playa de Moreira
Descripción
El acceso se realiza por carretera y existe un importante espacio, aparentemente no contaminado, en la parte de atrás de
la playa. Se trata de un emplazamiento bastante abierto al
mar, en el que aparece una
gran diversidad de ambientes
contaminados: arena fina aparentemente limpia y batida por
las olas, sedimento más grueso
que "rellena" el fondo de la
playa, amplias zonas de bolos y
de roca expuesta bastante contaminada, un pequeño cauce
de agua dulce que atraviesa la
zona contaminada, etc. Las observaciones allí efectuadas, así
como las primeras muestras recogidas, sugieren la presencia
de actividad microbiana.
Valoración
Aunque algunas zonas de la
playa (las rocas más manchadas) pudieran requerir la utilización de medios físicos de
limpieza, el resto puede considerarse un excelente laboratorio para la puesta en práctica de ensayos de biorremediación, tanto en arenas (si es
que se demuestran contaminadas), como en roca.
Programa de trabajo
a) Arenas. En un primer momento, se efectuaría un
de realizar experimentos
de laboratorio previos, se
puede parcelar y aplicar alguno de los productos bioestimulantes disponibles en
el mercado (por ejemplo el
Inipol EAP22 que tan buenos resultados ofreció en
Alaska); sí es necesario un
adecuado diseño de los experimentos y un seguimiento continuado, así como
demostrar la existencia de
bacterias en las rocas afectadas. Simultáneamente, se
prepararía en el laboratorio algún otro tipo de producto bioestimulante que
pudiera ser de utilidad.
Si se realizara algún experimento de bioaumentación, sería en una fase posterior una vez aisladas,
identificadas y demostrada
la inocuidad de bacterias
aisladas "in situ", o bien,
en todo caso, de algunas
de la colección del grupo.
Plazos
Praia Moreira.
Si los productos necesarios se
consiguen con rapidez y se
efectúa una aplicación inicial
en algunas parcelas en abril (en
roca), podría haber resultados
–positivos o negativos, y en todo caso visibles a simple vista- a
finales de mayo. En función de
estos primeros resultados y de
la valoración de la situación de
las arenas se plantearía el resto
de los trabajos.
Posibilidades de actuación
adicionales y necesidades de
cubrir
ARTÍCULO
muestreo muy detallado
(con una malla metro a metro) de la zona arenosa de
las mismas características
que el de la primera de las
playas consideradas. La caracterización in situ se realizaría con los equipos de medida y se estudiaría mediante sondas manuales (puede
tener interés realizar una
calicata en la zona de roca
para estudiar el lecho). También se tomarían muestras
en el número necesario para la caracterización química
y microbiológica. Finalmente, en posteriores estancias
se verificarían los resultados
del muestreo en algunos
puntos, para tener así una
idea clara de la variabilidad
de la situación.
Si, según los resultados obtenidos, se considera necesario, en la siguiente fase
se plantearía un diseño de
experimentos con varias
pequeñas parcelas destinadas a probar distintos métodos de biorremediación,
al modo en que se trabajará en la cala de Arnela.
b) Rocas. La diversidad de tipo de rocas en cuanto a tamaño, orientación respecto al mar, grado de afección, contacto con agua
dulce o salada y/o sedimentos más finos hacen muy
adecuada la zona sur de la
playa para efectuar ensayos
de todo tipo. Sin necesidad
La financiación disponible
(27.000 euros) permite afrontar muy ajustadamente el trabajo propuesto, y la aparición
de imprevistos puede provocar serios problemas. Una situación más holgada se pretende conseguir mediante solicitud de proyectos en convocatorias oficiales, pero de momento estas no se han producido. De conseguirse financiación adicional o colaboración
extensa por parte de los organismos competentes, se plantearían las siguientes actuaciones y mejoras adicionales:
• Se dispondría una persona
fija en la zona que controlara los procesos y que redujera el número de viajes a la
zona (necesariamente, de
frecuencia semanal, en algunas fases).
• Se podrían adquirir equipos
adicionales a los que se dispone para complementar y
mejorar el trabajo (PetroFlag para medida de hidrocarburos ‘in situ’ y respirómetro para controlar la actividad bacteriana).
• Se podría realizar una colaboración con investigadores
británicos y alemanes de
amplia experiencia, con los
que ya se tiene contacto,
para la aplicación de productos biosurfactantes.
• Se podría abordar el estudio
de la evolución del fuel depositado en el fondo marino
cercano a la costa, para lo
que ya se han establecido
contactos con Océano Alfa,
una organización de buceadores profesionales que ha
estado trabajando en la zona
(http://www.oceanoalfa.com).
• Los aspectos de valoración
de riesgos, dinámica de las
playas y, en general, todo el
seguimiento geoquímico y
monitorización se podrían
realizar con mucha mayor
holgura, disponiendo de
personal fijo en la zona.
11
ARTÍCULO
Fundamentos y aspectos microbiológicos
Jesús Sánchez Martín
Microbiólogo
Profesor Titular
Biorremediación
José Luis Rodríguez Gallego
Ingeniero de Minas
Profesor Asociado
Universidad de Oviedo
El artículo introduce los
conceptos básicos para entender qué es la biorremediación y sus posibilidades
de aplicación (atenuación
natural, bioestimulación y
bioaumentación). También
se presenta una descripción
del papel fundamental de
los microorganismos en todo el proceso, así como conceptos clave como biosurfactante y cometabolismo.
Definición, limitaciones y
campo de aplicación
La biorremediación es una tecnología que utiliza el potencial
metabólico de los microorganismos (fundamentalmente
bacterias, pero también hongos y levaduras) para transformar contaminantes orgánicos
en compuestos más simples poco o nada contamiantes, y, por
tanto, se puede utilizar para
This article presents basic
concepts useful understanding bioremediation
and its possibilities of application (natural attenuation,
biostimulation and bioaugmentation). In addition, a
description of the most important aspects of microbial
activity is showed with special attention focused in
concepts such as biosurfactant and cometabolism.
limpiar terrenos o aguas contaminadas (Glazer y Nikaido,
1995). Su ámbito de aplicabilidad es muy amplio, pudiendo
considerarse como objeto cada
uno de los estados de la materia (Atlas y Unterman, 1999):
• Sólido: con aplicaciones sobre medios contaminados
como suelos o sedimentos,
o bien directamente en lodos, residuos, etc.
CARACTERÍSTICAS DEL
CONTAMINANTE
OPTIMIZACIÓN
MICROBIOLÓGICA
BIORREMEDIACIÓN
TECNOLOGÍA APLICADA
IN SITU VS. EX SITU
COMBINACIONES
MÉTODOS ANALÍTICOS
MUESTREO
REGULACIÓN LEGAL
12
Figura 1.
Parámetros
implicados en la
biorremediación
(modificada de
Walter y
Crawford, 1997).
-Composición
-Propiedades
-Toxicidad
-Nutrientes
-Humedad
-Aireación
-Inóculo
-Land treatment
-Bioslurry
-Compostaje
-Bioventing
-Adecuación
-Control de calidad
-Estadística
-Procedimientos
-Valores de referencia
-Análisis de riesgos
-Permisos
• Líquido: aguas superficiales y subterráneas, aguas
residuales.
• Gases: emisiones industriales, así como productos derivados del tratamiento de
aguas o suelos.
También se puede realizar una
clasificación en función de los
contaminantes con los que se
puede trabajar (Alexander,
1999; Eweis et al., 1999):
• Hidrocarburos de todo tipo (alifáticos, aromáticos,
BTEX, PAHs,...).
• Hidrocarburos clorados
(PCBs, TCE, PCE, pesticidas,
herbicidas,...).
• Compuestos nitroaromáticos
(TNT y otros).
• Metales pesados: Estos no se
metabolizan por los microorganismos de manera apreciable, pero pueden ser inmovilizados o precipitados.
• Otros contaminantes: Compuestos organofosforados,
cianuros, fenoles, etc.
¿Cuáles son las ventajas técnicas de la biorremediación? A
su amplio ámbito de aplicabilidad en cuanto a compuestos
orgánicos, como ya se ha mencionado arriba, pueden sumarse las siguientes:
• Mientras que los tratamientos físicos y buena parte de
los químicos están basados en
transferir la contaminación
entre medios gaseoso, líquido
y sólido, en la biorremediación se transfiere poca contaminación de un medio a otro.
• Es una tecnología poco intrusiva en el medio y generalmente no requiere componentes estructurales o mecánicos dignos de destacar.
NUTRIENTES:
- Nitrógeno
- Fósforo
- Otros
Figura 2.
Actividades
microbianas en
el proceso de
biorremediación.
MICROORGANISMOS:
SISTEMAS
ENZIMÁTICOS
RECEPTORES DE
ELECTRONES:
- Oxígeno
- Nitratos
- Sulfatos
- Otros
• Comparativamente, es económica y, al tratarse de un
proceso natural, suele tener
aceptación por parte de la
opinión pública.
La biorremediación tiene también inconvenientes y limitaciones. Por ejemplo, la biodegradación incompleta puede generar intermediarios metabólicos inaceptables, con un poder
contaminante similar o incluso
superior al producto de partida. Por otra parte, algunos
compuestos, como veremos,
son resistentes o inhiben la biorremediación. El tiempo requerido para un tratamiento adecuado puede ser difícil de predecir y el seguimiento y control
de la velocidad y/o extensión
del proceso es laborioso.
La aplicabilidad de esta técnica
depende de varios factores:
• Propiedades del contaminante (biodegradabilidad).
En general, los hidrocarburos alifáticos se degradan rápidamente. Las estructuras
mas ramificadas son más difíciles de degradar que las
cadenas lineales, al producir
impedimentos estéricos. Las
cadenas ramificadas de sulfonatos de alquilo o arilo a
menudo se degradan muy
lentamente. Los dobles enlaces hacen la molécula más
resistente, así como un incremento del número de
anillos bencénicos. Las sustituciones químicas (ácidos dicarboxílicos, nitrilos, metila-
MINERALIZACIÓN
- Contaminante
transformado en CO2
y H2 O .
ciones, halogenaciones) también hacen la molécula más
resistente. Por otra parte, la
biodegradación de compuestos que contienen N ó S está
ligada frecuentemente a su
utilización como nutrientes.
• Presencia de comunidades
microbianas adecuadas, con
capacidad enzimática para
metabolizar el compuesto(-s).
Los microorganismos pueden ser autóctonos (biorremediación intrínseca o atenuación) o añadidos al sistema para mejorar la degradación (bioaumentación).
Sobre estos conceptos volveremos más adelante.
• Disponibilidad del contaminante. Es un factor crítico,
más importante que la propia
presencia de comunidades
microbianas. Para que la degradación de un contaminante pueda producirse, es necesario que interaccione con la
célula en medio acuoso. Inicialmente lo hará con la parte
exterior de su pared para posteriormente ser transportado
al interior de la misma. La forma más común de transporte
es la complejación con enzimas extracelulares producidos
por los microorganismos. Muchos contaminantes orgánicos, como los derivados del
petroleo, PCBs, hidrocarburos
aromáticos policíclicos (naftaleno, pireno, fluoreno), solventes halogenados, etc., son
hidrofóbicos y tienden a adsorberse en el suelo, concretamente a la fracción orgánica
(ácidos humicos, ácidos fúlvi-
cos y humina). Esta es una de
las causas, por ejemplo, de la
persistencia de muchos pesticidas. La producción de surfactantes por los microorganismos es un factor determinante, como veremos, que
atenúa este problema y facilita la degradación.
• Condiciones del medio contaminado: Propiedades que
permiten o limitan el crecimiento microbiano y el metabolismo del compuesto. A
veces es necesario modificar
las condiciones, por ejemplo,
añadiendo nutrientes o
aireando (bioestimulación).
ARTÍCULO
TRANSFORMACIÓN
-Contaminante
modificado.
(Cometabolismo)
CONTAMINANTE:
Carbono orgánico
Es evidente que no podemos llevar a cabo un análisis de los estudios de biodegradación existentes sobre todos los compuestos potencialmente contaminantes. Por ello, el texto lo centraremos principalmente en los
hidrocarburos, ya que estos
compuestos son los implicados
en la problemática del Prestige.
Biodegradación de
hidrocarburos y enfoques
metodológicos
Las enumeraciones precedentes
dejan claro que la complejidad
implicada en esta tecnología
hace inexcusable una aproximación multidisciplinar, en la que
la microbiología, la química y la
ingeniería tienen un papel importante. La amplitud de los aspectos incluidos en la aplicación
de las técnicas de biorremediación se refleja en la figura 1.
Los microorganimos dotados
genéticamente para la degradación pueden utilizar su potencial enzimático para mineralizar (biodegradar completamente hasta CO2) algunas familias de hidrocarburos, o bien,
simplemente, degradarlos hasta productos intermedios, ya
sea en un ambiente aerobio o
anaerobio (figura 2). El recorrido, catalizado por las enzimas
microbianas a través de los diversos subproductos, se conoce
como ruta de degradación o
“pathway” (figura 3). En cual-
13
ARTÍCULO
quier caso, los procesos suelen
tener lugar mediante una
gran variedad de interacciones biogeoquímicas entre los
componentes del suelo, el
agua, los microorganismos y
los contaminantes.
lugares afectados por el vertido del Prestige.
• En el caso de escasez de oxígeno (condiciones anaeróbicas), los microorganismos dependen de otros aceptores de
electrones disponibles (nitrato, sulfato, formas oxidadas
de Fe o Mn,...). Se trata de
una biodegradación anaerobia, cuyos mecanismos y significado se están comenzando
a comprender en los últimos
años (Heider et al., 1999)
Desde un punto de vista metodológico, los tres conceptos,
ya mencionados anteriormente, que determinan a su vez
otras tantas aproximaciones
principales a la biorremediación son los siguientes:
En condiciones ideales, los
contaminantes se transformarían en compuestos químicos
más simples, no peligrosos para los posibles receptores ni
para el medio. Desgraciadamente, además de la propia
recalcitrancia intrínseca de la
molécula, hay bastantes factores que pueden limitar o impedir la atenuación natural en
un medio contaminado; algunos de ellos ya los hemos
apuntado (King et al., 1997):
Atenuación natural
Se denomina biorremediación
intrínseca o atenuación natural, a la que sobre muchos
compuestos orgánicos se lleva
a cabo por los microorganismos autóctonos, principalmente bacterias, del medio afectado (Rosenberg y Ron,1996).
La capacidad intrínseca de asimilación de un medio depende, como ya se ha apuntado,
de las “habilidades metabólicas” de los microorganismos
nativos, del tipo de contaminante y, lógicamente, de la
geoquímica y la hidrogeología
en la zona. En relación con el
oxígeno, y en un modelo muy
simplificado, el proceso se definiría de la siguiente forma:
• En presencia de oxígeno
(condiciones aerobias) los microorganismos convertirían
en última instancia los contaminantes en dióxido de carbono, agua y masa celular
microbiana (mineralización).
Este proceso de biodegradación aeróbica ya está teniendo lugar en muchos de los
• Carencia de nutrientes esenciales para los microorganismos (por ejemplo, nitrógeno y/o fósforo).
• Ausencia de aceptores adecuados de electrones (generalmente oxígeno).
• Inexistencia de condiciones
medioambientales apropiadas (pH, potencial redox,
humedad, temperatura).
• Ausencia de poblaciones
microbianas con el potencial enzimático adecuado
necesario para degradar los
contaminantes.
• Presencia de componentes
tóxicos en la mezcla contaminante.
Figura 3. Ruta
habitual de
degradación de
los hidrocarburos
aromáticos (RiserRoberts, 1998;
Atlas & Bartha,
2001).
CHO
H
OH
Bacteria + O2
+
NAD
NADH + H
Ruta 'orto'
OH
+
CHO
Rotura del anillo
OH
Dihidrogenasa
OH
Dioxigenasa
cis, cis- Ácido Mucónico
Ruta 'meta'
Dioxigenasa
CHO
CHO
H
Anillo aromático
Catecol
cis-Dihidrodiol
CHO
2- Hidroxi-cis, cis-mucónico semialdehído
O
+O 2
CHO
+ CoA
CHO
O O
H
C
CH2
CH2
CHO
+
CH3
Ácido beta-cetoadípico
-HC OO H
H 2O
+
CHO
O
Ácido 2-ceto-4-pentenoico
14
C
SCA o
O
Ácido succínico
Acetil-CoA
C H3
C
CHO
O
Ácido pirúvico
O
+
CH3
CH
Acetaldehído
Si aportamos al medio alguno
de los elementos de los que
carece o bien potenciamos los
existentes, favoreceremos la
eliminación del posible contaminante. En muchos casos este tipo de intervención será
necesario para reforzar el proceso natural o bien para implantar unas condiciones que
reduzcan el riesgo. En esto se
basan las siguientes aproximaciones biotecnológicas:
Bioestimulación
La bioestimulación consiste en
la introducción de modificaciones en el medio, mediante
el aporte de nutrientes, aireación y otros procesos (“biostimulation” o “enhanced bioremediation”). En ocasiones será
suficiente añadir oxígeno mediante aireación, aunque en
otros se podría requerir la adición de nutrientes o ajustes de
pH. En todo caso, estas aproximaciones son válidas siempre
y cuando los microorganismos
autóctonos sean capaces de
degradar el contaminante tras
un proceso más o menos largo
de aclimatación previa.
En lo que se refiere a la adición de nutrientes, la biorremediación requiere que estos
entren en contacto con el área
impregnada por el contaminante y que su concentración
sea suficiente para soportar el
crecimiento máximo previsto
de la población degradadora
en el transcurso de las operaciones de remediación. Estos
dos factores van a resultar claves en los intentos de biorremediación en las costas afectadas por el vertido del Prestige.
Bioaumentación
Otras líneas de investigación
han llevado a la introducción
de microorganismos aclimatados o incluso modificados genéticamente en el medio, con
el fin de mejorar la biodegradación (Walter, 1997; Atlas y
Unterman, 1999). Esta técnica funciona en condiciones de
laboratorio o biorreactor, pero en ambientes externos
• El tamaño de la población
de microorganismos degradadores crece rápidamente
como respuesta a la contaminación del medio y es
muy difícil, si no imposible,
incrementar la población
microbiana más allá de esos
valores.
Figura 4:
Degradación por
• La capacidad de carga de
muchos ambientes viene parte de un consorcio
microbiano de una
determinada por factores
mezcla de
tales como la presencia de
hidrocarburos similar
toxinas, nutrientes y condia la vertida por el
Prestige. De abajo
ciones ambientales, moviliarriba: (1) Medio
dad y/o distribución de los
acuoso con algunas
microorganismos y la prebacterias libres;(2)
sencia de abundante mateemulsión aguahidrocarburos
ria orgánica.
• Los microorganismos añadi- alifáticos y aromáticos
con bacterias en su
dos deben sobrevivir a los
interior; (3) "fibras
depredadores y competir
complejas" (posibles
con éxito con la población
estructuras micelares
de asfaltenos y
autóctona antes de ocupar
resinas) en el inicio de
los nichos potenciales.
su degradación. (Foto
• En general, los ambientes
tomada por los
más selectivos y la utilizaautores).
ción de consorcios microbianos (ver abajo) favorecen la bioaumentación.
Existen en el mercado productos comerciales, ensayados en
el laboratorio, que reúnen microorganismos con gran potencial biodegradador (Korda et
al., 1997).Sin embargo, la reintroducción de microorganismos indígenas, aislados del sitio contaminado y cultivados
posteriormente, es más efectiva, especialmente cuando se
acompañan de un suplemento
nutricional y oxígeno. Por otro
lado, es probable que el desarrollo de microorganismos manipulados genéticamente
(MMG) (Timmis y Pieper,
1999; De Lorenzo, 2001) pueda en el futuro permitir abordar con éxito la degradación a
escala real de compuestos que
por sus características químicas
son resistentes. Esta aproximación incluye también la ampliación de la capacidad degradativa de una bacteria frente a distintos compuestos, así como el
incremento de las tasas de degradación. No obstante, los
problemas de persistencia de
cepas modificadas en el ambiente y los aspectos legales relacionados con la liberación de
MMG, hacen esta solución no
factible a corto plazo.
Interacciones microbianas con
los contaminantes
La capacidad de obtener en el
laboratorio, mediante manipulación genética, microorganismos con mejores propiedades
degradativas de compuestos
contaminantes no debe oscurecer el hecho de que, en los
ambientes naturales, los microorganismos poseen una notable capacidad de adaptación,
lo que se favorece por su integración en poblaciones dentro
de una comunidad. La base de
este fenómeno se encuentra,
por una parte, en la adquisición de nuevas capacidades
metabólicas, mediante mecanismos de variación genética
convencionales (mutación,
conversión génica, duplicación,
transposición) o intercambio
de genes y, por otra, en la posibilidad de complementación
de las actividades metabólicas
de los distintos grupos. La capacidad de intercambio genético entre las poblaciones, mediante conjugación, transformación y transducción se ha
comenzado a analizar a nivel
de laboratorio (Jaenecke et
al., 1996) y constituye una
fuerza directora notable en la
evolución que conduce a la
adaptación a nuevos ambientes, incluyendo los contaminados (Paul, 1999).
La complementación de las actividades metabólicas se lleva a
cabo mediante relaciones de cometabolismo y/o sintrofismo. El
cometabolismo es una actividad
importante desde el punto de
vista medioambiental, con matices complejos, que no podemos
desarrollar en este espacio. Implica, esencialmente, el metabolismo "gratuito" (es decir, no
útil para el crecimiento u obtención de energía) de un substrato secundario (compuesto contaminante) por enzimas que requieren otro substrato primario
diferente, el cual proporciona la
energía y/o los cofactores reductores necesarios. Ambas actividades enzimáticas pueden ser
diferentes y el resultado es, en
teoría, la acumulación de productos de reacción a partir del
contaminante. En la práctica, la
existencia de otros microorganismos hace factible la degradación posterior de esos productos mediante reacciones sintróficas y, en última instancia, su
mineralización (descartando la
posibilidad, a tener en cuenta,
de que dichos productos sean
tóxicos, y/o persistentes) (Alexander, 1999; Wackett y
Hershberger, 2001). El término
de sintrofía, por tanto, implica
la acción concertada de diferentes microorganismos sobre un
sustrato(-s), mediante la combinación de sus actividades metabólicas, lo que permite su degradación. Esta no sería posible
en presencia de los microorganismos aislados. Se comprende
entonces la importancia de las
poblaciones mixtas (que a veces
se denominan consorcios) para
la degradación más efectiva de
los contaminantes orgánicos (figura 4). Todo esto se refleja en
el creciente aumento de datos
experimentales, en los que la
bioaumentación con consorcios
microbianos, tanto a nivel de laboratorio como en el campo,
está produciendo resultados esperanzadores (ejemplos aplicados al petróleo o sus derivados
se encuentran en Mishra et al.,
2001; Vasudevan et al., 2001;
Potter y Duval, 2001; Rahman
et al., 2002; Vinas et al., 2002).
ARTÍCULO
(suelo, agua) su implantación
depende de una serie de factores (Alexander, 1999).
15
ARTÍCULO
Por último, y no menos importante en cuanto a facilitar la degradación de los compuestos
orgánicos por las poblaciones
microbianas, está la capacidad
de producir biosurfactantes y
bioemulsionantes (Ron y Rosenberg, 2001; Lang, 2002;
Christofi e Ivshina, 2002). Los
primeros se manifiestan como
agentes que disminuyen la tensión superficial del agua (tensioactivos) y los segundos estabilizan las emulsiones entre el
agua y otro líquido (figura 5).
La presencia o utilización de microorganismos con esa capacidad en un medio contaminado
es un factor a considerar, por facilitar la disponibilidad de los
compuestos hidrofóbicos (aspecto ya mencionado atrás) y
por la propia biodegradabilidad
de los biosurfactantes, que descarta los efectos potencialmente nocivos de estas moléculas.
Bibliografía
Alexander, M. (1999). Biodegradation and Bioremediation 2nd ed. Academic
Press, London.
Atlas R.M. y Bartha, R.
(2001). Ecología Microbiana & Microbiología
Ambiental. Pearson Educación, Madrid.
Atlas R.M. y Unterman, R.
(1999). Bioremediation.
In: Demain AL & Davies
JE (Eds) Manual of Industrial Microbiology and
Biotechnology 2nd ed
(pp 666-681), ASM Press,
Washington D.C.
Christofi, N. e Ivshina, I.B.
(2002). Microbial surfactants and their use in field
studies of soil remediation, Journal of Applied
Microbiology 93, 915-929.
De Lorenzo, V. (2001). Cleaning up behind us. EMBO
reports 2, 357-359.
Eweis, J.B.; Ergas, S.J.;
Chang , D.P.V. y Schroeder, E.D. (1999). Principios de biorrecuperación.
McGrawHill, Madrid.
Glazer, A.N. y Nikaido, H.
(1995). Microbial Biotech-
16
Figura 5.
Observación al
microscopio de
contraste de fases
(1000x) de bacterias
de la cepa AC
rodeando y
degradando una
gotícula de
hidrocarburo (gasoil).
Nótese la
importancia de la
interfase y el cambio
de color que denota
la producción de
biosurfactante. (Foto
tomada por los
autores).
nology: Fundamentals of
Applied Microbiology. W.
H. Freeman and Company, New York.
Heider, J.; Spormann, A.M.;
Beller, H.R. y Widdel, F.
(1999). Anaerobic bacterial metabolism of hydrocarbons. FEMS Microbiology Reviews 22, 459-473.
Jaenecke, S.; de Lorenzo,
V.; Timmis, K.N. y Diaz,
E. (1996). A stringently
controlled expression system for analysing lateral
gene transfer between
bacteria. Mol. Microbiol.
21: 293-300.
King R.B.; Long, G.M. y Sheldon, J.K. (1997). Practical
environmental bioremediation, the field guide.
Lewis publishers, NY.
Korda, A.; Santas, P.; Tenente, A. y Santas, R.
(1997). Petroleum hydrocarbon bioremediation:
sampling and analytical
techniques, in situ treatments and commercial
microorganisms currently
used. Appl. Microbiol.
Biotechnol. 48: 677-686.
Lang, S. (2002). Biological
amphiphiles (microbial
biosurfactants). Current
Opinion in Colloid & Interface Science 7, 12-20.
Mishra, S.; Jyot, J.; Kuhad,
R.C. y Banwari, L. (2001).
Evaluation of Inoculum
Addition To Stimulate In
Situ Bioremediation of
Oily-Sludge-Contaminated
Soil. Appl. Microbiol. Biotechnol. 67: 1675-1681.
Paul, J.H. (1999). Microbial gene transfer: an ecological
perspective. J. Mol. Microbiol. Biotechnol. 1: 45-50.
Potter, T.L. y Duval, B. (2001).
Cerro Negro bitumen degradation by a consortium of marine benthic
microorganisms. Environ.
Sci. Technol. 35: 76-83.
Rahman, K.S.; Thahira-Rahman, J.; Lakshmanaperumalsam, P. y Banat,
I.M. (2002). Towards efficient crude oil degradation by a mixed bacterial
consortium. Bioresour.
Technol. 85: 257-261.
Ron, E.Z. y Rosenberg, E.
(2001). Natural roles of
biosurfactants. Environmetal Microbiology 3(4),
229-236.
Rosenberg, E. y Ron, E.Z.
(1996). Bioremediation of
petroleum contamination. In: Crawford RL &
Crawford DL (Eds) Bioremediation. Principles and
Applications (pp 100124). Biotechnology Research Series 6. University
Press, Cambridge.
Timmis, K.N. y Pieper, D.H.
(1999). Bacteria designed
for bioremediation. Trends
in Biotechnology 17,
201-204.
Vasudevan, N. y Rajaram, P.
(2001). Bioremediation of oil
sludge-contaminated soil.
Environ. Int. 26: 409-411.
Vinas, M.; Grifoll, M.; Sabate, J. y Solanas, A.M.
(2002). Biodegradation of
a crude oil by three microbial consortia of different
origins and metabolic capabilities. J. Ind. Microbiol.
Biotechnol. 28: 252-260.
Wackett, L.P. y Hershberger,
C.D. (2001). Biocatalysis
and biodegradation: Microbial transformation of
organic compounds. ASM
Press, Washington, D.C.
Walter, M.V. (1997). Bioaugmentation. In: Hurst, CJ
(Ed) Manual of Environmental Microbiology (pp
753-765). ASM Press,
Washington, D.C.
Biorremediación
José Luis Rodríguez Gallego
Ingeniero de Minas
Profesor Asociado
ARTÍCULO
Aspectos tecnológicos y aplicación al vertido del Prestige
Jesús Sánchez Martín
Microbiólogo
Profesor Titular
Universidad de Oviedo
En este trabajo se abordan
los beneficios de biorremediación frente a otras alternativas existentes en el
mercado. También se exploran las posibilidades de
aplicación de estas técnicas
en el caso del vertido del
Prestige haciendo referencia a los principales factores
implicados (tipo de contaminante, dinámica marina,
productos comerciales,
etc.).
Un poco de historia
Cortesía: Íñigo Sánchez. Área de Ecología. Universidad de Oviedo (diciembre 2002)
A mediados del siglo XX se desarrollaron las primeras investigaciones encaminadas a estudiar el potencial de los microorganismos para biodegradar contaminantes (Zobell,
1946; Davis, 1956). Este “uso”
intencionado recibió entonces
el nombre de biorremediación
In this work, the benefits of
bioremediation techniques
to reduce environmental impacts are studied. In order to
deal with Prestige oil spill,
some possible approaches of
bioremediation are presented; special references to the
main factors implied in the
clean-up of coastal sediments are pointed out (type
of contaminants, marine geodynamic, available bioremediation products, etc.).
("bioremediation"). Las primeras técnicas que se aplicaron fueron similares al "landfarming" (‘labranza’) actual y
sus actores, lógicamente, compañías petrolíferas.
Las primeras patentes, fundamentalmente para remediación de vertidos de gasolina,
aparecen en los años 70. En los
Fotografía 1. Agua
e hidrocarburos en
los intersticios entre
rocas. Ensenada de
la Playa de Aramar
en Asturias.
años 80 se generalizó el uso del
aire y peróxidos para suministrar oxígeno a las zonas contaminadas mejorando la eficiencia de los procesos degradativos. Durante los años 90 el desarrollo de las técnicas de "air
sparging" (burbujeo de oxígeno) hizo posible la biorremediación en zonas por debajo
del nivel freático. Al mismo
tiempo, la implementación en
la práctica de aproximaciones
experimentales en el laboratorio permitió el tratamiento de
hidrocarburos clorados, los primeros intentos con metales pesados, el trabajo en ambientes
anaerobios, etc. Paralelamente,
se desarrollaron métodos de ingeniería que mejoraron los
rendimientos de las técnicas
más populares para suelos contaminados ("landfarming",
"composting", etc.) (Riser-Roberts, 1998).
En el presente se enfrenta un
nuevo reto que pasa por convencer poco a poco a las empresas y a los organismos oficiales del potencial de la biorremediación. En algunos países se
puede ya afirmar sin lugar a dudas que la biorremediación,
que una vez fue una técnica
marginal y que generaba demasiadas dudas, ha pasado a
ser una verdadera industria. Esta ‘industria’ busca hoy por
hoy seguir mejorando en unas
líneas, decididamente interdisciplinares, que se pueden resumir en los siguientes puntos:
• Desarrollo de técnicas rápidas de biología molecular
que permitan caracterizar las
poblaciones indígenas de los
emplazamientos contaminados así como su potencial en-
17
ARTÍCULO
zimático (Theron y Cloete,
2000; Watanabe, 2001).
• Integración en el proceso
de técnicas innovadoras
(por ejemplo geofísica de
superficie) que ayuden a
comprender y controlar los
fenómenos de transporte
de nutrientes y otros posibles aditivos.
• Exploración de las implicaciones del concepto de biodisponibilidad ("bioavailability") definido por las
propiedades físico-químicas
de los contaminantes. Se
trata de un factor que en
un muchos casos está limitando la biodegradación y
en otros reduciendo la toxicidad de los contaminantes.
• Desarrollo definitivo de técnicas de bioaumentación
realmente útiles (Major et
al., 2002).
Teniendo en cuenta los factores reseñados el proceso se
puede llevar a cabo mediante
dos aproximaciones:
Técnicas de biorremediación
para contaminación por
hidrocarburos
En la Tabla 1 se resumen los
parámetros que aumentan o
disminuyen la probabilidad
de obtener resultados favorables en un proceso de biorremediación en un medio contaminado por hidrocarburos
(algunos ya se han tratado
con detalle en el anterior artículo sobre Biorremediación
en este número).
Características
químicas
Características
hidrogeológicas
18
Tabla 1. Factores
favorables y
desfavorables
que influyen en
el proceso de
biorremediación.
• Biorremediación “in situ”: Consiste en tratar las
aguas, suelos o arenas contaminadas sin sacarlas del
lugar en el que se encuentran. Para ello, tanto en
métodos de bioestimulación como en bioaumentación, se puede disponer
una red de bombeo de nutrientes o un sistema de
inoculación o bien una simple aireación del terreno
con bombeo (“bioventing”
y “air sparging”) o con arado (“landfarming” in situ).
• Biorremediación “ex situ”: Los procesos de tratamiento se llevan a cabo tras
la excavación del medio
contaminado, bien en simples biorreactores (técnicas
de “bioslurry” para suelos),
en plantas de tratamiento
(técnicas “pump & treat”),
en biopilas, o sobre láminas
impermeables (“landfarming” ex situ), etc. Las ventajas de estos procedimientos frente a los primeros radican en la posibilidad de
optimizar mejor los parámetros microbiológicos, así
como el control del proceso; a cambio, lógicamente,
de un mayor coste.
Factores favorables
Factores desfavorables
➢ Abundancia de
hidrocarburos alifáticos
lineales, escasa presencia
de resinas y asfaltenos.
➢ Concentraciones bajas.
➢ Presencia de poblaciones
microbianas diversas.
➢ Adecuada oxigenación
➢ pH entre 6 y 8.
➢ Temperaturas superiores
a 15ºC.
➢ Componentes muy
pesados abundantes en
la mezcla.
➢ Mezcla de compuestos
orgánicos e inorgánicos.
➢ Concentraciones tóxicas.
➢ Escasa actividad microbiana.
➢ Ambientes anóxicos.
➢ pH extremos.
➢ Temperaturas bajas.
➢
➢
➢
➢
➢
➢
➢
➢
Porosidad media.
Elevada permeabilidad.
Mineralogía uniforme.
Homogeneidad.
Rocas fracturadas.
Baja permeabilidad.
Compleja mineralogía.
Heterogeneidad.
¿Es la biorremediación una
técnica económicamente
rentable?
Como premisa fundamental
hay que mencionar que la biorremediación es una herramienta que puede ser utilizada eficazmente en ambientes
contaminados específicos. Habitualmente se usa 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.
Es un proceso relativamente
lento que requiere meses o
años en muchas ocasiones, pero muy económico si se efectúa adecuadamente. Por otro
lado, su ventaja principal consiste en que los contaminantes
son destruidos en una fase
más del ciclo del carbono, más
allá de un traslado, como en
el caso de otros métodos.
Una vez obtenida la certeza de
que el problema que se desea
resolver es abordable con técnicas de biorremediación, es probablemente una de las opciones más baratas o la más barata de todas. En las Tablas 2 y 3
se muestran algunos cálculos
realizados por autores de reconocido prestigio en este campo
(Walter y Crawford, 1997;
Atlas y Unterman, 1999).
No obstante es preciso considerar otros factores además
del económico antes de implementar un tratamiento de
biorremediación. Desde el
punto de vista de los beneficiarios, que en el caso que nos
ocupa del Prestige son las
personas que viven directa o
indirectamente de la mar, el
parámetro más importante es
el tiempo que dura el tratamiento. En este sentido la biorremediación no ofrece ventajas ya que, al menos en teoría,
es más lenta que otras alternativas. Sin embargo, la ausencia de agresividad para el
medio y el coste de esta técnica pueden ser factores que
motiven su inclusión en un
Vertedero
Desorción térmica
Lavado de suelos
Biorremediación
350-1.600
100-600
50-200
125-350
40-150
programa de recuperación de
las costas. Por otra parte, la cinética de los procesos biodegradativos puede optimizarse
con un programa de trabajo
adecuado, con el objeto de
mejorar su rendimiento.
Tabla 2.
Costes
relativos de
diversas
tecnologías de
remediación
(fuente: Walter
& Crawford,
1997).
Implementación de un
programa de
biorremediación
Un programa con perspectivas de éxito requiere un estudio de “bioviabilidad” ("biotreatability"), que contaría
con las siguientes fases:
• Revisión bibliográfica, para
obtener datos sobre la biodegradabilidad de los contaminantes del emplazamiento y sobre la existencia de
casos similares (Swannell et
al., 1996; Prince, 1997; Head y Swannell, 1999).
• Estudios iniciales, para obtener parámetros ambientales de importancia: nutrientes, presencia de aceptores de electrones, potencial redox, pH, temperatura, etc (Gallego et al.,
2001b; Vallejo et al., 2001).
• Muestreo detallado, para
analizar los microorganis-
Tabla 3.
Beneficios
económicos de la
biorremediación
en casos reales
(fuente: Atlas &
Unterman, 1999).
mos autóctonos, la densidad de las poblaciones biodegradadoras y su potencial enzimático (Yuste et
al., 2000; Gallego et al.,
2001; Röling et al, 2002).
• Estudios de laboratorio y a
escala piloto, que permitan
evaluar las diferentes alternativas de biorremediación
(Skladany y Baker, 1994;
King et al., 1997; Head,
1998).
Más adelante, durante el desarrollo del proceso de biorremediación, la monitorización juega también 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 y 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 et al.,
1994 y datos no publicados
por los autores).
Aplicación
Tratamiento físico
y/o químico
Biorremediación
Diferencia
(beneficio)
Suelo contaminado
por hidrocarburos
("brownfield" urbano)
Excavación y
transporte a vertedero.
Coste: $3 millones
"Bioventing on site":
$0,2 millones
$2,8 millones
‘Soil vapor extraction’
y ‘bioventing’.
$0,25 millones.
$1,75 millones
Acuífero contaminado
Bombeo, tratamiento de
por un vertido de gasolina “air stripping” y “skimming”.
desde un tanque enterrado
Coste: $2 millones
Contaminación múltiple
("superfund site")
Encapsulamiento.
Coste: $25 millones
Biorremediación ‘in situ’.
$5 millones.
$20 millones
Contaminación múltiple c
con BTEX y Arsénico
("superfund site")
Bombeo y tratamiento.
Encapsulamiento.
Coste: $50 millones
Bioestimulación ‘in situ’,
bioventing y air sparging.
Inmovilización biológica
de metales.
$2 millones.
$48 millones
Vertido de crudo
en el mar.
Lavado físico, coste de
Bioestimulación con
$1,1 millones por kilómetro fertilizante; $0,005 millones
de costa afectado.
por kilómetro de costa afectado
Más de
$1 millón
por km de costa
ARTÍCULO
Costes (rango en $ por m3)
Incineración
Consideraciones sobre la
aplicabilidad de técnicas de
biorremediación en el vertido
del Prestige
En este apartado señalaremos
algunos aspectos que se deben considerar antes de plantear tratamientos de biorremediación en las costas afectadas por el vertido:
a) Tipos de hidrocarburos y su
concentración
No hay un límite claro establecido de concentraciones máximas
de hidrocarburos para que la
biorremediación sea efectiva.
De todos modos el mayor problema en el caso del Prestige lo
constituye la cantidad de resinas y asfaltenos presentes.
Mientras que la biodegradación
afectará en primer lugar a los
alcanos y parte de la fracción
aromática, el comportamiento
de las resinas y asfaltenos es impredecible aunque, no obstante, otros procesos naturales como la fotooxidación, pueden
colaborar en su degradación.
b) Climatología, mareas y
movimiento de los sedimentos
La influencia de la temperatura se pondrá de manifiesto en
cuanto a que en los meses más
cálidos la acción microbiana se
reforzará. La dinámica de las
playas y acantilados puede
ayudar a retirar residuos de la
costa y colaborar en la oxidación, pero puede igualmente
confinar aguas contaminadas
en los espacios intersticiales
(fotografía 1). Hay que considerar también que las mareas
pueden impedir la aplicación
de productos de bioestimulación o dificultar la fijación de
los microorganismos si se lleva
a cabo algún tipo de bioaumentación (ver "Biorremediación: Fundamentos y aspectos microbiológicos" en
este mismo número). Todo esto abre las posibilidades a tra-
19
ARTÍCULO
Cortesía: Íñigo Sánchez. Área de Ecología. Universidad de Oviedo (diciembre 2002)
Fotografía 2.
Distribución
heterogénea de
restos de fuel
mezclados con
algas y grava
(Playa de la
Gargantera,
Gozón, Asturias).
tamientos ex situ, especialmente en el caso de las arenas, aunque en este supuesto
deberían ser ecólogos y expertos en geomorfología de costas los que valorasen el riesgo
de excavar una gran cantidad
de arena para tratarla en un
recinto controlado y luego devolverla a su lugar original.
c) Tipo de entorno a recuperar
La biorremediación se ha aplicado con resultado desigual
en playas de arena, playas de
roca y marismas. En estas últimas el problema fundamental
son las condiciones anóxicas, el
bajo pH y la gran salinidad de
los sedimentos. En cuanto a las
playas de piedra o acantilados,
el problema operacional es
grande ya que no se tienen las
facilidades de muestreo, analítica, etc. que hay en una arena
debido a la heterogeneidad
del reparto del chapapote (fotografía 2). La aproximación
requiere fuentes oleofílicas de
nutrientes y biosurfactantes,
siendo la monitorización visual
muy importante.
En las playas de arena, la biorremediación se puede plantear in situ o ex situ en función
de las mareas. Aunque el medio es en principio más homogéneo y fácil de parcelar y airear, la interestratificación de
las manchas y a veces el reducido tamaño de éstas (fotografía 3) puede dificultar las operaciones por lo que es imprescindible un estudio subsuperfi-
20
cial mediante pequeñas catas.
También es posible que, terminadas las labores de limpieza física, visualmente no se aprecien
restos de hidrocarburos pero
aún exista una cantidad remanente que permanecerá adsorbida (Swannell et al., 1996).
d) Productos para la
biorremediación
(bioestimulación)
El objetivo de la mayoría de
ellos es aportar al medio las
cantidades necesarias de N y P
disponible, para permitir la
degradación de hidrocarburos
por los microorganismos. Teniendo en cuenta las características del entorno mencionadas arriba, además de su composición química es muy importante su constitución física
y su interacción con las mareas.
Hay varias posibilidades, algunas de ellas ensayadas tras el
accidente del Exxon Valdez
(Pritchard, 1997; ver artículo
sobre el vertido en este mismo
número) y en otros vertidos
(Swannell et al., 1996):
• Briquetas o gránulos de liberación lenta.
• Fertilizantes oleofílicos líquidos (el más conocido es
el Inipol EAP22).
• Productos naturales con propiedades nutritivas y surfactantes (extractos de algas).
• Biosurfactantes de origen
bacteriano (Emulsan, otros).
• Surfactantes de origen químico, biodegradables, combinados con sales minerales.
• Otros productos hipotéticamente desarrollados en el
marco de las investigaciones sobre el vertido del
Prestige que nos ocupa.
Conclusiones
Como criterio general, consideramos que la aplicación de
técnicas de biorremediación
puede ser efectiva (sobre sustratos de roca y/o sobre arena)
con la combinación de un producto surfactante o dispersante que permita la emulsión de
los hidrocarburos y un fertilizante que aumente la presencia de Nitrógeno y Fósforo disponible. Este enfoque permitiría reducir la concentración de
hidrocarburos y evitaría la
acumulación definitiva de los
compuestos no degradados en
el sedimento marino.
Sin embargo, debido a la complejidad de los parámetros físico-químicos y biológicos implicados en la relación microorganismo-contaminante, que hemos intentado enunciar en este artículo y en el precedente,
una aproximación experimental correcta al tratamiento biológico de los vertidos requiere
un estudio previo detallado de
cada uno de los emplazamientos y un control efectivo a corto y medio plazo del proceso,
más que un aporte indiscriminado de un producto elegido
aleatoriamente. Hay que apuntar, en este sentido, que la
elección de un producto bioestimulante puede estar condicionada por factores no directamente relacionados con su
efectividad, como por ejemplo,
su disponibilidad comercial en
las cantidades necesarias.
Por último, el estudio previo
de los parámetros de degradación en el laboratorio sobre
muestras y condiciones análogas a las del medio natural (microcosmos) constituye, si es posible llevarlas a cabo, una fuente de información muy valiosa
para su aplicación posterior en
el campo (Pritchard, 1997).
Fotografía 3. En la
parte superior
reguero de bolas
de "chapapote" en
una playa de
arena; debajo,
tamaño habitual de
estas manchas.
Shannon, M.J.R. y Unterman, R. (1993). Evaluating bioremediation: distinguishing fact from fiction. Ann. Rev. Microbiol.
47: 715-738.
Skladany, G.J. y Baker, K.H.
(1994). Laboratory biotreatability studies. In:
Baker, K.H. & D. S. Herson
(Eds) Bioremediation (pp
97-172). McGraw-Hill, Inc.
NY.
Swannell, R.P; Lee, K. y McDonagh, M. (1996). Field
evaluations of marine oil
spill bioremediation. Microbiological Reviews vol.
60 (2), pp 342-365.
Theron, J. y Cloete, T.E.
(2000). Molecular techniques for determining microbial diversity and community structure in natural environments. Critical
Rev. Microbiol. 26: 37-57.
Vallejo, B.; Izquierdo, A;
Blasco, R.; Pérez del
C a m p o , P. y L u q u e ,
M.D. (2001). Bioremediation of an area contaminated by a fuel
spill. J. Environ. Monit.
3, 274-280.
Walter, M.V. y Crawford,
R.L. (1997). Overview:
Biotransformation and
biodegradation. In:
Hurst, C.J. (Ed) Manual
of Environmental Microbiology (pp 753765). ASM Press, Washington, D.C.
Watanabe, K. (2001). Microorganisms relevant to
bioremediation. Current
Opinion in Biotechnology
12:237-241.
Yuste, L.; Corbella, M.E.;
Turiégano, M.J.; Karlson, U.; Puyet, A. y
Rojo, F. (2000). Characterization of bacterial
strains able to grow on
high molecular mass residues from crude oil
processing. FEMS Microbiol. Ecol. 32: 69-75.
Zobell, C.E. (1946). Action
of microorganisms in
hydrocarbons. Bact. Rev.
10:1-49.
ARTÍCULO
Atlas, R.M. y Unterman, R.
(1999). Bioremediation.
En: Demain AL & Davies
JE (Eds) Manual of Industrial Microbiology and
Biotechnology 2nd ed
(pp 666-681), ASM Press,
Washington D.C.
Bragg, J.R.; Prince, R.C.;
Har ner, E.J. y Atlas,
R.M. (1994). Effectiveness
of bioremediation for the
Exxon Valdez oil spill. Nature 368: 413-418.
Davis, J.B. (1956). Microbial
decomposition of hydrocarbons. Ind. Eng. Chem.
48:1444-1448.
Gallego, J.R.; Loredo, J.;
Llamas, J.F. y Sánchez,
J. (2001a). Sources of hydrocarbon-degrading microorganisms: isolation,
characterization and applications. Proceedings
of the First European
Bioremediation Conference, Chania- Greece,
pp. 324-327.
Gallego, J.R.; Loredo, J.;
L l a m a s , J . F. y S á n chez, J. (2001b). Bioremediation of dieselcontaminated soils: Evaluation of potential in
situ techniques by study
o f b ac teri a l d e g r a d a tion. Biodegradation
12, 325-335.
Head, I.M. (1998). Bioremediation: towards a credible technology. Microbiology 144: 599-608.
Head, I.M. y Swannell, R.P.J.
(1999). Bioremediation of
petroleum hydrocarbon
contaminants in marine
habitats. Curr. Op. Biotechnol. 10: 234-239.
King R.B.; Long, G.M. y Sheldon J.K. (1997). Practical
environmental bioremediation, the field guide.
Lewis publishers, NY.
Major et al. (2002). Field Demonstration of Successful
Bioaugmentation To
Achieve Dechlorination
of Tetrachloroethene To
Ethene. Environmental
Science & Technology.
36: 5106-5116.
Prince, R.C. (1997). Bioremediation of marine oil
spills. Tibtech 15:158-160.
Pritchard P.H. (1997). Cuestiones reglamentarias y
de eficacia en la biorrecuperación de los derrames de petróleo: experiencias con el derrame
del Exxon Valdez en
Alaske. En: Levin M.;
M.A. Gealt –editoresBiotratamiento de residuos sólidos y peligrosos.
Cap. 12, pp 273-311. McGraw Hill. Madrid.
Riser-Roberts, E. (1998). Remediation of petroleum
contaminated soils. CRC
Press. Lewis publishers.
Röling, W.F; Milner, M.G.;
Jones, D.M.; Lee, K.;
Daniel, F.; Swannell,
R.P. y Head I.M. (2002).
Robust hydrocarbon degradation and dynamics
of bacterial communities
during nutrient-enhanced oil spill bioremediation. Applied and Environmental Microbiology
Vol. 68 (11), pp 55375548.
Cortesía: Íñigo Sánchez. Área de Ecología. Universidad de Oviedo (diciembre 2002)
Bibliografía
21
ARTÍCULO
Seguimiento del vertido
de fuel-oil del buque
Prestige utilizando imágenes satélite
Jesús Artieda
Ingeniero de Minas
Argongra
Recaredo del Potro
Ingeniero de Minas
Aurensa
El desastre del Prestige es
sin lugar a dudas uno de los
mayores desastres ecológicos ocurridos últimamente
en el mundo. Probablemente, más de 20.000 t de fuel
oil pesado se arrojaron al
mar, y el caso no está aún
cerrado. De cualquier manera, este desastre a permitido demostrar las capacidades de la teledetección espacial para el seguimiento
de este tipo de accidentes.
l 13 de noviembre de
2002, el Buque Prestige lanzó un "mayday"
indicando que estaba fuertemente escorado y sin gobierno, transportaba mas de
70.000 t de fuel pesado y el
viento le empujaba inexorablemente hacia la costa gallega. Este es el inicio de una de
las catástrofes medioambien-
E
The Prestige disaster has
been one of the biggest environmental disaster ever
occurred on the world.
Probably, more de 20000 tm
of heavy fuel oil were
spilled to the sea, and the
disaster is not yet closed.
Anyway, this disaster has
been a good opportunity to
demonstrate the capabilities of remote sensing like a
tool for monitoring this
case of events.
tal mas importantes del mundo. Los satélites de observación de la tierra, especialmente los que trabajan con
radar lateral, han demostrado su capacidad ya operativa
para el seguimiento de este
tipo de catástrofes. Esta nota
recoge lo ocurrido después,
desde el punto de vista del
satélite.
Figura 1. ¿Por
qué el radar?
¿Por qué se usa el radar
lateral?
De una forma simplificada, se
puede decir que una imagen
radar tomada sobre el mar
muestra la rugosidad de la superficie marina. Rugosidad del
orden centimétrico. En superficies rugosas, parte de la energía emitida por el satélite le es
devuelta (en la imagen radar,
estas zonas se ven con tonos
claros). Sin embargo, si la superficie es lisa, actúa a modo
de espejo y la energía es reflejada en dirección opuesta (en
la imagen satélite, estas zonas
se ven con tonos oscuros).
La rugosidad de este tipo es
habitualmente generada
(aunque no tiene que ser el
factor único) por el viento.
Para un viento dado la rugosidad que se induce en una superficie de agua marina limpia es mayor que la rugosidad
que se induce en un superficie de agua marina cubierta
por una capa de petróleo. Esta diferencia de comportamiento es la que detecta la
imagen radar. Este es el motivo por lo que el viento es tan
fundamental para obtener
imágenes de calidad.
En la fotografía inferior izquierda de la figura 1, se
aprecia como la parte del
agua cubierta por petróleo es
menos rugosa que el agua
completamente limpia. La
imagen de la derecha (imagen radar) muestra (en tonos
oscuros) el reguero de petróleo que va dejando un buque.
22
ARTÍCULO
La primera imagen
El 17 de noviembre (cuatro días
después del percance inicial) el
satélite Envisat (ESA, Agencia
Espacial Europea) toma una
imagen excepcional de la zona
donde, sin lugar a dudas, se
muestra en toda su extensión
el reguero de fuel (línea negra)
que iba dejando el buque. La
costa gallega se visualiza en la
parte derecha de la imagen, en
tonos más claros.
Figura 2.
Envisat ASAR
wide-mode
(17-nov-2003).
Figura 4. Manchas de fuel sobre el punto de hundimiento una semana después del mismo.
Figura 5.
Manchas de fuel
provenientes del
Prestige un mes
después de su
hundimiento.
La figura 3 muestra un detalle
de la imagen anterior. En la
misma, se ve el Prestige (punto blanco situado en el vértice
inferior de la mancha negra)
vertiendo el fuel y dejando el
rastro ya visto anteriormente.
Un mes mas tarde
El 19 de diciembre las principales manchas se sitúan pasado el Cabo Peñas, tal y como
muestra la figura 5. La parte
inferior de la imagen muestra
la costa de Asturias con Cabo
Peñas en el borde izquierdo.
Esta imagen ofrece una información de alto valor que debe ser analizada. En particular se quiere resaltar los siguientes puntos:
• Relaciona claramente causa
y efecto.
• Permite calcular la trayectoria real seguida por el buque.
• Permite obtener información
acerca del comportamiento
del fuel disperso en el mar.
• Puede dar pistas acerca de lo
que ocurrió el fatídico día 13.
Esta imagen la suministró
ESA a través de su página en
internet.
tría de la misma deja muy poco lugar a dudas. Se puede
afirmar categóricamente que
lo que se ve en la imagen es
una mancha muy reciente.
Dos meses mas tarde
El hundimiento
Figura 3.
Prestige
vertiendo fuel.
El día 19, el buque se parte en
dos, hundiéndose a continuación. La gran duda que surge
inmediatamente es si desde el
fondo del mar el Prestige seguirá vertiendo fuel. En un principio las fuentes oficiales negaron esta posibilidad pero una
imagen captada el día 25, esta
vez por el satélite Radarsat,
mostraba inequívocamente
que el vertido continuaba.
El 16 de enero de 2003 los satélites siguen detectando amplias
manchas de petróleo frente a
las costas gallegas. Este día tanto el satélite ERS como Radarsat detectan estas manchas.
Cuatro meses mas tarde, se
han tomado mas de 300 imágenes del percance, muchas
aún esperan una interpretación, lo cual demuestra la
enorme capacidad de este sistema de observación.
La mancha detectada va desde la zona de hundimiento
hacia las Rías Bajas. La imagen
muestra una mancha prácticamente continua de más de
100 km de largo. La geome- Figura 6. Imagen del 16 de enero de 2003.
23
ARTÍCULO
La biorremediación
frente al vertido del
Exxon Valdez
El vertido del Exxon Valdez
en las costas de Alaska es
una referencia imprescindible para entender cómo se
puede afrontar la limpieza
definitiva de las costas afectadas por el Prestige. Este artículo explica cómo la biorremediación fue una de las
técnicas dominantes en los
programas de limpieza usados a largo plazo.
The Exxon Valdez oil spill in
Alaska shorelines is an essential reference to understand how definitive clean
up works in coasts affected
by Prestige fuel spill should
be considered. In this article,
the author explains the important role that bioremediation techniques had in
long-term remediation programmes in Alaska.
Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci
Figura 1. Mapa de
la zona afectada
por el vertido, con la
disposición espaciotiempo que alcanzó.
24
José Luis Rodríguez Gallego
Ingeniero de Minas
Profesor Asociado
Universidad de Oviedo
l 24 de marzo de 1989,
un petrolero de más
de 300 metros de eslora, llamado Exxon Valdez y
cargado con un millón y medio de barriles de crudo, navegaba bordeando la costa de
Alaska. Había salido horas antes del puerto de Valdez con
rumbo a California para depositar su carga en una refinería de la Exxon. Una inexplicable cadena de errores cometidos por el guardacostas,
el capitán y su tercero llevó al
barco hasta los arrecifes de
Blight. Aunque intentaron
evitarlos, no fue posible y el
barco se incrustó en uno de
ellos, produciéndose así una
enorme grieta en el casco y
derramándose parte del crudo. La bahía de Prince William se cubrió con más de
30.000 toneladas de crudo
(40.000 según otras fuentes)
que pocos días después afectaron a más de 1.000 km de la
costa (figuras 1 y 2).
E
Veintidós años antes, quizá no
el primer accidente de este tipo, pero sí el que provocó un
aldabonazo importante en la
opinión pública, fue el del petrolero Torrey Canyon al
suroeste de Cornwall, Inglaterra. Entonces, como en 1989,
como ahora en 2003, las medidas que se tomaron para minimizar el vertido (en aquel caso utilización de detergentes y
bombardeo del barco) fueron
terriblemente controvertidas y
finalmente, una buena parte
de la costa británica, e incluso
de la Bretaña francesa, fue seriamente afectada.
Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci
Ya en aquellos años sesenta, la
idea de que la biodegradación
del petróleo vertido en un accidente se podía mejorar con la
adición de nitrógeno y fósforo
inorgánico había aparecido en
los círculos científicos. Uno de
sus principales impulsores (Ronald Atlas) acabó tiempo después trabajando en la limpieza
de las costas de Alaska tras el
vertido del Exxon Valdez. En
efecto, lo cierto es que esta
tecnología comenzó definitivamente a llamar la atención en
los años setenta, por entonces
reducida a experimentos de laboratorio o a pequeñas demostraciones en el campo. Sin
embargo, otro famoso accidente, el del Amoco Cádiz en
1978, supuso un nuevo impulso a la investigación. A partir
de entonces, el número de fracasos comenzó a disminuir y a
finales de los ochenta, la comunidad científica ya tenía la
certeza de que si no la mejor, si
era una buena manera de enfrentarse a los efectos de los
vertidos de petróleo. El último
y más importante impulso vendría meses después del accidente del Exxon Valdez.
Fases de la operación de
limpieza
Volvamos a marzo de 1989.
Tras el vertido, se puso en marcha lo que con el tiempo se
convertiría en la mayor opera-
Figura 2.
Fotografía del
Exxon Valdez
rodeado por
barreras de
contención horas
después del
accidente.
ción de limpieza en la historia
de los Estados Unidos. El proceso se desarrolló en tres fases:
a) Como respuesta inmediata
se utilizaron “skimmers”,
equipos típicos en la recogida de productos petrolíferos
vertidos en el agua. Su funcionamiento se basa en la diferencia de tensión superficial y de peso especifico entre hidrocarburos y agua, pudiendo bombearse aquellos
hacia depósitos para su recogida. Desgraciadamente, la
falta de suficientes medios
permitió recoger solo una
pequeña cantidad del crudo.
Al tercer día se produjo un
brusco cambio del tiempo,
acompañado de fuertes vientos y oleaje que, estos sí, dispersaron en una franja de
cerca de cien kilómetros el
vertido, y formaron la emulsión petróleo-agua conocida
como "mousse". Tras este
contratiempo se hicieron los
últimos intentos fallidos de
evitar que el petróleo afectara dramáticamente a las costas, pero ni el incendio provocado de parte de la carga
del barco, ni las barreras anticontaminación, ni el uso de
dispersantes (ineficaces si hay
emulsión) fueron suficientes.
b) La segunda fase de las
tareas consistió en la retirada de la mayor cantidad posible del crudo vertido en
las playas. Los procedimien-
ARTÍCULO
tos utilizados fueron principalmente manuales, al
igual que ha ocurrido en el
caso del Prestige, con la
diferencia de que en Alaska
fueron afectadas playas de
grava y guijarros en mucha
mayor proporción que las
de arena. En algunas zonas
se utilizó el lavado a presión con agua caliente como alternativa, procurando
desplazar los hidrocarburos
de nuevo hacia el agua
donde eran recogidos por
los skimmers (figura 3).
c) En el tratamiento a largo
plazo, se planteó, en primer
lugar, el uso de dispersantes, aunque fueron descartados por cuestiones toxicológicas. También se realizó
una monitorización de la calidad de las aguas en treinta
y cinco emplazamientos; en
total unas 23.000 muestras
tomadas a lo largo de varios
años. Por otra parte, se intentó, con cierto éxito, el lavado físico de las arenas
afectadas, pero los equipos
empleados producían efectos indeseables en los sedimentos (pérdida de fracción
fina, afección del ecosistema, etc.). Agotadas otras
posibilidades, y previendo la
persistencia a largo plazo de
muchas fracciones contaminantes, Exxon y la EPA
(agencia medioambiental
norteamericana) decidieron
poner en marcha un programa de investigación para estudiar las posibilidades de
utilizar la biorremediación
en las costas afectadas.
Programa de biorremediación
desarrollado.
En un primer estadio, se realizaron gran cantidad de muestreos y experimentos de laboratorio que demostraron que
la población de microorganismos autóctonos tenía capacidades degradativas de hidrocarburos alifáticos y aromáticos y que la cinética de la degradación podía ser mejorada
25
ARTÍCULO
Figura 3. Imágenes
de las tareas de
limpieza física
mediante chorros a
presión y
“skimmers” en las
playas afectadas.
Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci
con la adición de nutrientes.
La traslación de estos resultados a ensayos de campo, y
luego a gran escala, requirió
la valoración de otros muchos
factores. Algunos de estos son
habituales en cualquier tratamiento de biorremediación;
por ejemplo, la temperatura,
la actividad microbiana y la
geoquímica del contaminante,
pero otros son específicos de
las costas: mareas, salinidad,
concentración de nutrientes
en la columna de agua, etc.
Los trabajos, poco a poco, se
dirigieron a la selección de un
fertilizante adecuado, descartadas ya otras alternativas de
inoculación y similares. El
producto elegido debería en
principio haber cumplido las
siguientes condiciones:
• Proporcionar nitrógeno y
fósforo de forma que los
microorganismos tuvieran
un fácil acceso a ellos.
• Permanencia en la zona bañada por las mareas, pese a
la actividad de éstas y a la
existencia de tormentas.
• Ausencia de riesgos toxicológicos para el ecosistema
marino.
26
Hoy en día sabemos que los sedimentos de la zona eran claramente deficitarios en nitrógeno
y fósforo, por lo que, después
de una la fase de limpieza por
medios físicos, la biodegradación propiciada por los microorganismos autóctonos estimulados con el fertilizante fue efectiva. Así lo atestiguaban las evidencias visuales que, frente a
ensayos de control, mostraban
que las rocas se limpiaban mucho antes si se les aplicaba fertilizante. Sin embargo, los muestreos realizados en aquel momento chocaron con la tremenda heterogeneidad en cada
emplazamiento tratado y entre
distintos emplazamientos. Tanto es así, que algunos investigadores, obsesionados por la variabilidad de los resultados,
propusieron que se añadiera
más petróleo en determinados
lugares para unificar los puntos
de partida, idea rápidamente
descartada. En suma, se temió
que en realidad no se estaba
consiguiendo nada y así se recogía en los primeros informes
de las comisiones científicas.
Los abonos habituales en
agricultura fueron desestimados inicialmente, y entree los
productos ensayados se escogieron dos para su aplicación:
El Inipol EAP22, fertilizante líquido oleofílico y Customblen, fertilizante de liberación
lenta en gránulos (tabla 1).
Fue el primero de ellos el que
finalmente se utilizó a gran
escala durante los tres veranos que duraron los trabajos,
no tanto porque cumpliera
escrupulosamente las condiciones antes expuestas sino
porque era el único cuyo suministro en los volúmenes necesarios estaba garantizado
(la empresa Elf lo había desarrollado a raíz del accidente
del Amoco Cádiz).
Tabla 1.
Componentes de
los dos
fertilizantes
utilizados en los
programas de
biorremediación.
Los esfuerzos de los investigadores se condujeron entonces
a establecer una monitorización estándar de la biodegradación, mediante un cociente
entre la degradación de los alcanos lineales de 17 y 18 átomos de carbono frente a la de
dos biomarcadores habituales
como son el pristano y el fitano, hidrocarburos mucho más
difícilmente biodegradables.
Sin embargo, el método no
funcionó, ya que los microorganismos presentes en las pla-
COMPONENTES
FÓRMULA QUÍMICA
FUNCIÓN
Inipol EAP 22
Ácido oleico
Lauril fosfato
2-Butoxietanol
Urea
CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOH
[C12H25(OC2H4)3O]3PO
HO-C2H4-O-C4H9
NH2-CO-NH2
Fase hidrofóbica
Fuente de fósforo y surfactante
Surfactante y estabilizador de la emulsión
Agua
Customblen
Nitrato de amonio
Fosfato de calcio
Fosfato de amonio
H2O
Fuente de nitrógeno
Disolvente
NH4NO3
Ca3(PO4)2
(NH4)3PO4
Fuente de nitrógeno
Fuente de fósforo
Fuente de nitrógeno y fósforo
La solución la aportó la geoquímica del petróleo. Desde
hacía bastante tiempo se venían utilizando algunos otros
biomarcadores, con el objetivo de caracterizar tipos de petróleo en yacimientos profundos. Uno de ellos era el
17a(H), 21b(H)-hopano, terpeno no biodegradable, que
permitiría establecer una relación segura frente a los hidrocarburos del petróleo biodegradables. Por fin, se consiguió verificar estadísticamente
la degradación biológica gracias al uso de este hopano.
Además, los datos obtenidos
mostraron que los niveles de
nitrógeno en las aguas intersticiales eran el factor limitante
de la biodegradación, al menos con el tipo de materiales
geológicos que hay en las playas de Alaska. Estudios posteriores han demostrado que la
tasa de oxígeno también es
un factor fundamental, por lo
que el volteo o suave arado
en zonas arenosas es útil.
Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci
BIODEGRADADOFOTODEGRADADO
50%
INFRAESTRUCTURAS
EN SEDIMENTOS
13%
VOLATILIZADO
20%
agresión al ya dañado ecosistema frente a cualquier otra técnica que se hubiera empleado
para la remediación a largo
plazo. De alguna forma, la experiencia puso de manifiesto,
una vez más, que el petróleo
es un producto natural, y que
si su inoportuna aparición en
tiempo y lugar inadecuado daña los ecosistemas y destruye
vida, hay otro tipo de vida microscópica que puede verse favorecida. Fomentar su acción,
biorremediar, no es más que
aprovecharse del ciclo del carbono (figura 5).
Figura 4.
Operarios
aplicando
INIPOL
EAP22).
RECUPERADO
14%
DISPERSO EN
EL AGUA
1%
más de tres años
después del accidente.
Conclusiones
Oficialmente, las labores de
limpieza terminaron en 1992.
Años después sabemos que la
biorremediación fue una herramienta muy importante,
que demostró una efectividad
en principio no exenta de dudas. A pesar de todas las imperfecciones, supuso un importante ahorro y una menor
PLAYAS
2%
ARTÍCULO
yas se demostraron capaces
de degradar también estos Figura 5. Estimación de
la National Oceanic
hidrocarburos ramificados, si
and Atmospheric
no tan rápidamente como Administration (NOAA)
los lineales, sí de una manera sobre la distribución del
crudo vertido en 1992,
importante.
Sea como fuere, e independientemente de las técnicas
que se utilizaron, el desastre
del Exxon Valdez (como Minamata, como Chernobyl, como
Bhopal, como Aznalcóllar, ¿cómo el Prestige?) abrió las puertas a una nueva percepción sobre los riesgos que comporta
nuestra relación con la naturaleza. Así, actualmente se realizan en Alaska evaluaciones periódicas, páginas web y varios
programas educativos y de investigación a propósito de la
experiencia del Exxon Valdez.
Tampoco han faltado las compensaciones económicas a los
afectados, ni los cambios legislativos. Tampoco faltan los voluntarios, científicos y no científicos, que siguen trabajando en
recuperar el petróleo que aún
duerme en muchos sedimentos.
Bibliografía seleccionada
Bragg, J.R.; Prince, R.C.; Harner, E.J. y Atlas, R.M. (1994).
Effectiveness of bioremediation for the Exxon Valdez oil
spill. Nature 368: 413-418.
Bragg, J.R. et al. (1992). Bioremediation for shoreline
cleanup following the 1989
Alaskan oil spill Exxon Company, U.S.A., Houston, TX.
Head, I.M. y Swannell, R.P.
(1999). Bioremediation of
petroleum hydrocarbon
contaminants in marine habitats. Curr. Op. Biotechnol.
10: 234-239.
Kelso, D.D. y Kendziorek,
M. (1991). Alaska response
to the Exxon Valdez oil
spill., Environmental Science and Technology, 25, 202209.
Pain, S. (1993). The two faces
of the Exxon disaster, New
Scientist, 138, 11-13.
Prince, R.C. (1997). Bioremediation of marine oil spills.
Tibtech 15:158-160.
Pritchard, P.H. y Costa, C.F.
(1991). EPA's Alaska oil spill
bioremediation project. Environmental Science and
Technology, 25, 3, 372-379.
Pritchard, P.H. (1997). Cuestiones reglamentarias y de eficacia en la biorrecuperación
de los derrames de petróleo:
experiencias con el derrame
del Exxon Valdez en Alaska.
En: Levin, M. y Gealt, M.A.
–editores- Biotratamiento de
residuos sólidos y peligrosos.
Cap. 12, pp 273-311. McGraw Hill. Madrid.
Röling, W.F; Milner, M.G.;
Jones, D.M.; Lee, K.; Daniel, F.; Swannell, R.P. y
Head, I.M. (2002). Robust
hydrocarbon degradation
and dynamics of bacterial
communities during nutrient-enhanced oil spill bioremediation. Applied and
Environmental Microbiology
Vol. 68 (11), pp 5537-5548.
Swannell, R.P; Lee, K. y McDonagh, M. (1996). Field
evaluations of marine oil
spill bioremediation. Microbiological Reviews vol. 60
(2), pp 342-365.
27
ARTÍCULO
Experiencia de Repsol YPF
en biorremediación
de suelos
Se resume la experiencia alcanzada por una empresa de
refino de petróleo en la biorremediación de terrenos
contaminados por hidrocarburos, desde las primeras actuaciones, en 1976, limitándose a tomar contacto con la
técnica, hasta el momento
presente en que ya se emplea cuando es preciso y la
investigación se orienta hacia la aplicación en situaciones reales de las distintas
opciones conocidas de la
biodegradación.
a curiosidad por estos
temas en Repsol YPF
data de 1976, cuando
en el Centro de Investigaciones
de la empresa en Cartagena se
iniciaron las primeras experiencias de selección y desarrollo de cepas bacterianas especialmente efectivas en la degradación de hidrocarburos.
L
This paper deas with the experience reached by a petroleum refining company
in the bioremediation of
soils contaminated by hydrocarbons. This covers
from the first performances,
in 1976, when there was
just a first contact with the
technique, until present,
when it is already used and
the investigation is guided
towards the application in
real situations of the different well-known options of
biodegradation.
Lo que había sido una mala
práctica de algunas refinerías
americanas, en los años cuarenta y cincuenta, extendiendo los
lodos aceitosos, de limpiezas de
tanques y otras actividades, por
los terrenos de sus alrededores,
había dado lugar a una técnica
que en aquellos años setenta
se presentaba como promete-
Vista de la
biopila de
experimentación
de la refinería
de Puertollano.
En primer plano
se aprecia la
soplante.
Carlos García Fandiño
Coordinador de Medio
Ambiente
Repsol YPF, Refino y
Logística Europa
dora: los lodos de hidrocarburos, extendidos sobre el terreno, se iban degradando como
consecuencia de la actividad microbiana; si se estimulaba esa
actividad aportando nutrientes,
humedad y, por supuesto, oxígeno –ya que de vida aerobia
se trataba– se podría contar con
un procedimiento de descontaminación de suelos.
Realmente, las primeras aplicaciones experimentales a escala
industrial, en terrenos de la refinería de Cartagena, no se llevaron a cabo hasta 1980. Al
igual que las refinerías americanas de entonces, se pretendía conocer la cantidad máxima de hidrocarburos (kg/m2)
que podía degradarse en un
tiempo razonable en terrenos
representativos de los alrededores. Para ello se eligieron
unas parcelas, se prepararon
convenientemente para recoger por pendiente los lixiviados
y, manifestando una preocupación por el subsuelo poco frecuente entonces, se hizo un seguimiento de la calidad del
freático mediante pozos piezométricos. La aireación del terreno para proporcionar el oxígeno requerido por los microorganismos se efectuaba mediante el arado de las parcelas
("land farming").
Lo único que se buscaba era
el conocimiento de la técnica,
ya que en ninguna de las refinerías de la empresa, mucho
más recientes que las americanas, se acostumbraba a extender los lodos aceitosos sobre el terreno próximo.
28
ARTÍCULO
Con la misma intención, en
1982, se repitieron experiencias
similares, en pequeña escala,
en la refinería de Puertollano.
Con estas pruebas, la biorremediación llegó a ser una técnica conocida en las refinerías
de Repsol YPF, aunque no se
aplicara como método de
descontaminación habitual.
En la actualidad, cuando ya la
biorremediación ha dejado de
ser una técncia prometedora
para ser una herramienta habitual y eficaz, la Central de Ingeniería, de Repsol YPF, responsable del desarrollo de todos los grandes proyectos del
Grupo, dispone de una dependencia especializada que diseña, contrata y supervisa todos
los trabajos de prevención y remediación de la contaminación
del subsuelo, acumulando gran
experiencia en todas estas tareas, que transmite a los técnicos interesados del Grupo.
La expansión de la Empresa
por Latinoamérica ha permitido incorporar al conocimiento general la experiencia de
los técnicos de aquella zona,
destacando las aplicaciones
en tierras contaminadas de
yacimientos y refinerías, como
en Mendoza (República Argentina), donde se está apli-
Vista del “land
farming” de
experimentación
de la refinería
de Puertollano.
cando un "land farming" y
van a poner en marcha experiencias de fitorremediación, o
en Lima (Perú), donde se va a
iniciar un gran proyecto de
compostaje de lodos aceitosos.
Pruebas de
compostaje en
la refinería de
Puertollano.
Aquí en España, es de destacar
el "land farming" que se está
desarrollando en la refinería
de Cartagena, con la autorización de la Consejería de Medio Ambiente de Murcia, en
el que se eliminan una serie de
lodos residuales. Esta práctica
va unida a una experiencia que
se realiza con el Centro de
Edafología y Biología Aplicada del Segura (CEBAS),
del Consejo Superior de Investigaciones Científicas,
por el que se pretende demostrar que la aplicación de lodos
al terreno y su tratamiento por
"land farming" no sólo es una
buena técnica de depuración,
sino una forma de recuperar
terrenos degradados, especialmente en zonas semidesérticas
como las del SE peninsular.
Ocasionalmente los terenos
de alguna estación de servicio
se ven afectados por derrames y requieren ser recuperados. En esas circunstancias,
son habituales las técnicas de
tratamiento "in situ", descontaminando los terrenos sin retirarlos de su emplazamiento,
29
ARTÍCULO
estimulando la actividad de la
vida microbiana local, mediante aireación subsuperficial ("bioventing") y, en su caso, aporte de nutrientes.
Una de las experiencias de
biorremediación más importantes que se han llevado a
cabo en los últimos años en
España tuvo lugar en Málaga;
durante 35 años un terminal y
un parque de almacenamiento habían sido la cabecera del
oleoducto que alimentaba
desde aquella población la refinería de Puertollano (Ciudad
Real). Cuando llegó el momento de abandonar el lugar,
al construirse el nuevo Oleoducto Cartagena-Puertollano,
se acordó adecuar los terrenos
a los usos futuros mediante
técnicas de biorremediación
en sus distintas variantes, por
ser una técnica "blanda", poco agresiva con el entorno.
Se llevaron a cabo experiencias a escala de laboratorio e
industrial para confirmar la
biodegradabilidad de los hidrocarburos presentes en
aquellos terrenos, tanto por
"land farming" como por biopilas. Se efectuaron también
pruebas novedosas, como la
aplicación al "land farming"
de lodos biológicos del tratamiento de aguas residuales
de la refinería de Puertollano
(para aportar materia orgánica, nutrientes y, sobre todo,
Pruebas de
fitorremediación
en la refinería
de Puertollano.
En la actualidad, y desde hace
más de dos años, se están realizando en la refinería de Puertollano experiencias de compostaje de tierras previamente impregnadas con hidrocarburos,
con la intención de profundizar
en el conocimiento de dicha
técnica y disponer de ella como
una alternativa a la gestión como residuos peligrosos de las
tierras sucias resultantes de pequeños derrames internos.
microorganismos especializados); o la preparación de inóculos de cepas de los lodos
biológicos y su incorporación
al "land farming".
También en el Terminal, se estudió la disponibilidad para la
revegetación de los terrenos
con la aplicación de especies
seleccionadas (festuca rubra,
medicago sativa, lolium perenne y trifolium alba), y se
comparó el grado de desarrollo alcanzado entre adicionar
fertilizantes comerciales y lodos biológicos de depuradora.
Vista del “land
farming” de
experimentación
de la refinería de
Puertollano.
Finalmente, se contrató a una
empresa especializada -aunque hubo un seguimiento permanente por técnicos de Repsol YPF-, y se trataron unos
25.000 m3 de tierras por "land
farming" y unos 150.000 m 3
por "bioventing", alcanzando
en un plazo de meses los resultados definidos como objetivo de la biorremediación en
los terrenos del Terminal.
También en Puertollano se dispone de un área de trabajo para realizar pruebas de "land
farming" y biopilas. Para proporcionar aire en la biopilas se
dispone de una soplante, unida
a una red de tubos ranurados
que permanecen en el interior
de la pila de tierra, que da un
caudal próximo a 900 m3/h, para una presión diferencial de
220 mbar. El criterio de selección ha sido tener capacidad
para suministrar 2 m3/h de aire
por m3 de tierra. Por su carácter experimental, se ha previsto la posibilidad de aspirar aire a través de la tierra e impulsarlo al exterior, o de aspirar
del exterior e impulsarlo a través de la tierra.
También se están iniciando experiencias de fitorremediación.
Aunque pueda resultar paradógico que la máquina más sofisticada que se emplea en un
"land farming" sea un arado,
para remover y airear las tierras,
cualquiera de las técnicas de
biorremediación que experimentamos son, en definitiva, de
alta tecnología: no hay producto de ingeniería que supere a la
complejidad de un ser vivo; y
hay un consumo energético importante, pero lo aportan con
su actividad y su metabolismo
los propios microorganismos.
En Repsol YPF sabemos que la
biotecnología no está haciendo más que empezar a mostrarnos sus posibilidades, también en nuestro Sector. Sabemos que hay que seguir investigando en esa línea.
30
Técnicas analíticas:
identificación de familias
de compuestos
En este artículo se estudian
las técnicas más utilizadas
para el análisis de compuestos orgánicos (petróleo) en
muestras sólidas y líquidas.
Se describirá más detenidamente la técnica de "Cromatografía de Gases – Espectrometría de Masas" por ser
muy útil en la identificación
de compuestos individuales.
Introducción
Antes de comenzar con los métodos de análisis propiamente
dichos, es importante tener
unas ligeras nociones acerca de
cómo se ha de recoger y almacenar la muestra hasta su momento de análisis. Esta consideración, que a menudo se pasa
por alto, es muy importante,
dado que si no se hace de for-
In this paper, the most used
techniques for organic
compounds (oil) analysis in
solid and liquid samples
are studied. The "Gas Chromatography – Mass Spectrometry" technique will
be described in more detail
because of its usefulness in
the individual compounds
identification.
ma correcta, la muestra que
analicemos al final no va a ser
representativa de nuestro problema y no nos va a ser útil.
Los métodos de análisis que vamos a estudiar van a estar referidos al análisis de compuestos
orgánicos, por lo que todas las
muestras que se recojan han de
guardarse en recipientes de vidrio, dado que los recipientes
Esquema 1.
Distintas
fracciones y
técnicas de
análisis de una
muestra de
petróleo.
M.J. García Martínez
Ingeniero de Minas
J.E. Ortiz
Dr. Ingeniero de Minas
Laboratorio de Estratigrafía
Biomolecular
ARTÍCULO
Extracción y Análisis de Muestras de Petróleo
E.T.S.I. de Minas de Madrid
de plástico (botes, bolsas) contaminan la muestra debido a
que contienen productos orgánicos. También es muy importante conservar las muestras a
una temperatura igual o inferior a 4 ºC. De esta forma, estamos inhibiendo la actividad de
las bacterias que, de otro modo, estaría variando la composición de nuestra muestra, tanto
más cuanto más tiempo pase
entre la recogida y el análisis de
la muestra. Esto es especialmente necesario hacerlo en estudios
de biorremediación en los que
precisamente se estudia la capacidad que tienen estas bacterias para degradar los compuestos que vamos a analizar.
En el esquema 1 aparecen los
distintos tipos de análisis más
utilizados para determinar los
constituyentes de una muestra
de petróleo. En ningún momento se va a hacer referencia
a volátiles, dado que se supone
que las muestras que estamos
recogiendo han perdido ya
prácticamente todos los volátiles (que han sido liberados a la
atmósfera). De todas formas si
se quieren estudiar se podría
hacer un análisis por headspace o espacio en cabeza, que
consistiría en coger la muestra
de hidrocarburo, meterla dentro de un frasco que tuviera
una membrana de silicona en
la parte superior, cerrar bien el
frasco y cuando se llega al laboratorio se pincharía sobre
esta membrana de silicona y se
extraerían así los gases, sin necesidad de abrir el frasco.
En este artículo se van exponer
los métodos más utilizados para
la extracción y análisis de muestras de petróleo, es decir, todos
los pasos que hay que dar, des-
31
ARTÍCULO
de que una muestra llega al laboratorio, hasta que obtenemos la información acerca de la
composición de la misma.
nominados parafinas) y cicloalcanos (naftenos).
• Los hidrocarburos aromáticos incluyen compuestos puros aromáticos, moléculas cicloalcanoaromáticas y compuestos cíclicos del azufre.
Lo primero que hay que tener
en cuenta cuando hablamos de
petróleo es que bajo este término englobamos a una serie
de familias de productos que
tienen distintas propiedades físicas y químicas y que una vez
liberadas en el medio natural,
tienden a separarse. Unas familias tienden a disolverse, otras a
sobrenadar y otras a precipitar.
Estas dos fracciones se suelen
analizar con cromatografía de
gases-espectrometría de masas que es la técnica más utilizada en este tipo de estudios
para controlar la biodegradación de los hidrocarburos.
Las resinas y los asfaltenos están constituidos por fracciones
de alto peso molecular que
contienen átomos de N, S y O.
Los asfaltenos son insolubles en
alcanos ligeros, de ahí que precipiten con el hexano. Las resinas son más solubles, pero, al
mismo tiempo, son muy polares
y suelen quedarse retenidas en
la alúmina cuando se realiza la
cromatografía líquida, o necesitan utilizar disolventes muy
polares como el metanol para
su liberación de la alúmina. El
hecho de que sean fracciones
que contengan compuestos
con alto peso molecular, implica que no se van a poder analizar mediante cromatografía de
gases-espectrometría de masas,
por lo que se recurre a la utilización de otras técnicas, como
pueden ser el análisis elemental y la espectrofotometría de
infrarrojos.
El petróleo está constituido
por una fase gaseosa (compuesta fundamentalmente por
hidrocarburos de bajo peso
molecular: metano, etano,
propano, butano...) y por una
fase líquida (compuesta por hidrocarburos con más de cinco
átomos de carbono). En este
artículo nos vamos a centrar
en el análisis de la fase líquida.
Dentro de esta parte líquida
del petróleo, encontramos tres
fracciones principales: los asfaltenos, las resinas y los hidrocarburos. Los asfaltenos y las resinas son compuestos pesados
que contienen N, S y/o O (peso
molecular>500), mientras que
los hidrocarburos son moléculas con menor peso molecular.
La forma de analizar estos petróleos se basa en separarlos
en distintas fracciones, correspondientes a los tipos estructurales principales. Para ello, y
como veremos más adelante,
se utiliza hexano, para disolver
todas las fracciones (a esta
fracción disuelta se le denomina maltenos), menos la de los
asfaltenos, que va a precipitar.
Mediante cromatografía líquida (que estudiaremos más adelante) vamos a ser capaces de
separar el resto de las fracciones (maltenos) en una fracción
alifática, otra aromática y por
otro lado las resinas:
• Los hidrocarburos saturados comprenden alcanos
normales y ramificados (de-
32
Tabla I.
Composición
química general
de una muestra
del fuel del
Prestige tomado el
18/11/02 por el
Ailette en una
mancha en el mar
(Fuente Cedre,
2002).
Es muy importante tener en
cuenta que estos cuatro parámetros no son independientes,
ya que los petróleos consisten
en estos cuatro grupos de compuestos. Normalmente, a medida que se van obteniendo cada
una de estas fracciones de com-
puestos, se suele eliminar el disolvente y pesar la cantidad de
compuestos que hay en cada
una de las fracciones, obteniéndose los porcentajes relativos
de cada una de las fracciones.
Por ejemplo, en el caso de una
muestra del fuel del Prestige
tomada en una mancha sobre
la superficie del mar, obtendríamos la siguiente composición (ver tabla I).
A partir de los resultados de
la tabla I, se deduce que se
puede obtener información
aproximadamente del 70%
de los compuestos presentes
en una muestra, mediante el
análisis por cromatografía de
gases-espectrometría de masas (GC-MS). Para los compuestos más pesados, tendríamos que recurrir a otras técnicas analíticas, como la Espectroscopía de Infrarrojos,
que se basa en el estudio de
los enlaces de las moléculas.
El hecho de que nos centremos
en la Cromatografía de gases –
Espectrometría de masas es debido a que es una técnica analítica muy potente, que proporciona muchísima información a partir de muy poca cantidad de muestra y que es de
vital importancia en el estudio
de las técnicas de biorremediación. Esta importancia radica,
como se verá más adelante, en
que se va a poder tener información acerca de la eficiencia
con la que distintos microorganismos son capaces de degradar los hidrocarburos.
Vamos a empezar viendo las
técnicas de análisis que se
utilizan principalmente para
Hidrocarburos
saturados (%)
Hidrocarburos
aromáticos (%)
Resinas
(%)
Asfaltenos
(%)
26.6
52.8
8.4
12.2
IFP (original)
23
54
12.5
10.3
IFP (émulsion)
21
54
27.7
CSIC Barcelone
21.6
50.7
34.7
Muséem National
d'Histoire Naturelle
ARTÍCULO
la muestra, tal cual se recibe;
es decir, el análisis elemental
y la espectrofotometría de
infrarrojos.
Análisis Elemental
Determinación del
contenido en carbono e
hidrógeno
Figura 1.
Determinación de
C e H mediante
combustión de la
materia orgánica.
El contenido en carbono e hidrógeno se determina por
combustión total de la materia orgánica y midiéndolos como CO2 y H2O (ver figura 1).
Por lo tanto, el agua presente
en la muestra puede ser interpretada como hidrógeno, por
lo que es imprescindible, antes de utilizar los datos, asegurarse de que está hecha la
corrección pertinente.
Con la mayoría de los equipos
utilizados en el análisis elemental también se puede obtener el contenido en cenizas.
Este dato no se corresponde
exactamente con el determinado según normas, ya que
las condiciones del ensayo son
mucho más oxidantes, pero sí
da una estimación del porcentaje de fracción mineral.
Determinación del
contenido en Oxígeno
Aunque existen métodos específicos para la determinación
del contenido en oxígeno, en
realidad son mucho más laboriosos y producen mayor dispersión de resultados que el
método más utilizado: el de determinación por diferencia:
%O = 100 - [(%C) + (%H) + (%N) + (%S)]
Esta forma de cálculo deriva
de suponer que la materia orgánica está compuesta únicamente por C, H, N, S y O. Pero, además, la expresión anterior supone que el 100% es
materia orgánica. Esto exige
que dicha expresión sólo será
válida en base seca total
exenta de materia mineral
(STEMM).
Determinación del
contenido en nitrógeno
petróleo inicial (sin separar en
fracciones).
Su determinación es necesaria
para el cálculo del contenido
en oxígeno. Actualmente existen equipos que dan el contenido en nitrógeno, junto con
los del análisis elemental clásico. Al oxidar la materia orgánica, no sólo miden el CO2 y el
H2O producidos, también miden el NO2 y a partir de ese dato, calculan el contenido de nitrógeno en la muestra. El nitrógeno deriva de las proteínas,
alcaloides y clorofila, presentes
en la materia orgánica inicial.
Para el caso de muestras sólidas
(norma ISO 11046) (suelos o
arenas en las que ha habido un
derrame de hidrocarburos), habría que tomar unos 15 gramos
de muestra de suelo y triturarlos. Se tritura para que el tamaño de grano sea fino, aumentando así la superficie de contacto entre disolvente y muestra. Después se mezcla con sulfato sódico anhidro, que es un
desecante químico que va a retener la humedad, dado que la
muestra que se va a analizar
por infrarrojos no ha de tener
agua en su composición.
Determinación del
contenido en azufre
También es necesaria su determinación para poder calcular
el oxígeno. Existen equipos,
diseñados principalmente para el análisis de carbones, que
permiten determinar el contenido total en azufre de una
forma barata, precisa y rápida.
El procedimiento más utilizado
es, también, mediante su combustión y la posterior medida
del SO2 producido. El problema, o la ventaja, de esta técnica es que, dependiendo de la
temperatura de análisis, puede
ser que parte del azufre contenido en la muestra permanezca
en ella sin llegar a ser medido.
Por ejemplo, algunos sulfatos.
En el caso del petróleo, al no
llevar pirita incorporada, se
simplifica el problema analítico.
Espectrofotometría de
Infrarrojos
La determinación que se suele
hacer mediante esta técnica
es la de hidrocarburos de petróleo totales (TPH) por lo que
normalmente se hace a partir
del análisis de la muestra de
Una vez preparada la muestra,
se procede a su extracción, para lo que se mezcla con 20 ml
de CFE-113 y se agita con una
placa agitadora, durante 30
minutos. Una vez pasado este
tiempo se espera a que decante el suelo, se filtra y se recoge
el disolvente. Al suelo se le
añaden otros 20 ml de CFE-113
y se repite el proceso. Al extracto final se le añaden 5 gramos de silicato magnésico, que
va a limpiar la muestra (es decir, retener aquellos compuestos que no se consideran como
TPHs), y se agita durante otra
media hora, se filtra, llevamos
el volumen final del extracto a
50 ml y ya tenemos nuestra
muestra lista para ser analizada en el equipo de infrarrojos.
En el caso de muestras líquidas
(método EPA 413.2) (aguas donde ha habido un derrame de hidrocarburos), la extracción se
suele realizar con un litro de
muestra. En primer lugar, se acidifica la muestra hasta un pH<2
con HCl. Una vez hecho esto, se
procede a la extracción de la
muestra de agua, para lo que se
coloca en un embudo de decan-
33
ARTÍCULO
tación como el de la figura 2, se
añaden 30 ml de CFE-113 y se
agita durante 3 minutos. Son líquidos inmiscibles y el CFE-113
va a quedar en la parte inferior
del embudo de decantación. Se
recoge el CFE-113, filtrándolo
sobre un filtro con sulfato sódico para evitar recoger las gotas
de agua que puedan quedar
en la interfaz entre los dos
fluidos. Se vuelve a añadir
otros 30 ml de disolvente en
el embudo de agitación y se
vuelve a agitar durante otros
tres minutos, repitiéndose el
proceso otras dos veces. El extracto final se lleva a un volumen final de 100 ml y ya está
en condiciones de ser analizado por infrarrojos.
Sin embargo, lo que nosotros
queremos es dar un valor
cuantitativo, para lo se calibra el equipo con patrones
de hexadecano, isooctano y
benceno, con seis concentraciones diferentes.
se pueden analizar aquellos
compuestos cuyo peso molecular no sea muy elevado,
por lo que no vamos a poder
analizar ni las resinas ni los
asfaltenos.
Extracción de Muestras de
Hidrocarburos
Las distintas técnicas de extracción que se pueden usar
dependen fundamentalmente
de la matriz en la que se encuentren dichos hidrocarburos
(ver esquema 2). Para nuestros
propósitos, cabe diferenciar
tres matrices distintas:
Figura 2. Embudos
de decantación
para la extracción
de muestras de
agua.
En la figura 3 podemos ver un
equipo de infrarrojos. Este
equipo va a estudiar los enlaces
de las moléculas. Por lo tanto,
lo que va a hacer es estudiar las
distintas longitudes de onda
(abcisas) en las que absorben
estos enlaces; en ordenadas se
tiene la absorbancia: a mayor
absorbancia en un determinado enlace, mayor cantidad de
compuestos que tienen ese enlace tiene la muestra. En la figura 4 vemos los seis patrones
en distintas concentraciones y
se estudia las bandas de enlace
donde absorben los aromáticos, los alifáticos y los cícliclos.
A partir de los resultados, se dibujan las rectas de calibración
como la de la figura 5. En este
caso tendríamos tres rectas de
calibración, una para cada longitud de onda de estudio. La
que tenemos en la figura corresponde a los aromáticos.
Aunque la figura 6 corresponde a cómo evoluciona la materia orgánica a medida que se
va viendo sometida a mayor
34
presión y temperatura, nos
puede servir para ilustrar cómo se aplicaría esta técnica al
estudio de la biodegradación.
Normalmente, cuando una
muestra se biodegrada, lo que
suele ocurrir es que disminuye
el contenido en cadenas alifáticas, que son las primeras que
metabolizan los microorganismos; por lo tanto, lo primero
que se detectará será una disminución del pico correspondiente a las cadenas alifáticas.
Análisis mediante
Cromatografía de GasesEspectrometría de Masas
(GC-MS)
Mediante las técnicas que se
describirán a continuación
(cromatografía de gases-espectrometría de masas) sólo
Figura 3.
Espectrofotómetro
de Infrarrojos.
• Muestra sólida. Cuando se
quieran estudiar los compuestos de un suelo en el
que ha habido un derrame
de hidrocarburos. Requiere
la extracción para separar
los compuestos de interés
de la matriz sólida. El método de extracción que se utilizará será el de extracción
con Soxhlet.
• Muestra líquida. En el caso
de que se desee analizar un
agua que ha estado en contacto con un derrame de hidrocarburos. Requiere la
extracción para separar los
compuestos de interés de la
matriz líquida. El método
de extracción que se utilizará será el de extracción en
fase sólida (SPE).
• Muestra del crudo de petróleo. No requiere extracción,
ya que la muestra está compuesta por hidrocarburos.
Extracción de Hidrocarburos en
Muestras Sólidas con Soxhlet
A continuación se verá cuál es
el proceso a seguir cuando
una muestra sólida en la que
ha habido un derrame de hidrocarburos llega al laboratorio. El primer paso consiste en
la preparación de las muestras:
• Se coge entre 5 y 20 gramos
de muestra, en función de
la cantidad de compuestos
orgánicos que suponemos
tiene la muestra; es decir, si
se sospecha que la muestra
tiene muchos compuestos,
se coge menor cantidad, y a
la inversa. En el caso de que
haya habido un derrame de
hidrocarburos, normalmente valdrá con 5 gramos, o incluso con menor cantidad.
• Se tritura la muestra, para
permitir obtener una mayor superficie de contacto
entre la muestra y los disolventes que van a extraer los
compuestos.
• Se mezcla con sulfato sódico
anhidro, que es un desecante químico que va a retener
el agua que pudiera tener la
muestra; también se puede
meter la muestra en la estufa durante una noche para
eliminar parte de la humedad. En este último caso, la
temperatura no ha de ser
muy alta (máximo 50ºC) ya
que si no, se perderían los
compuestos más volátiles.
• Se calcula el peso en seco de
la muestra, tomando una
cantidad de muestra similar
a la que se va a extraer, metiéndola en la estufa una
noche a 110ºC y pesándola
Figura 4.
Espectros de
infrarrojos de
los patrones de
calibración.
Una vez que se han preparado las muestras, se comienza
con la extracción propiamente dicha, según el método de
extracción de la EPA 3540 C.
• La muestra se introduce en
un cartucho de extracción de
fibra de cuarzo. Si se quiere
realizar el análisis cuantitativo de unos compuestos determinados, se añade el patrón subrogado que sirve para medir la eficiencia de la
extracción. Este patrón subrogado está formado por
uno o dos compuestos, que
se eligen con propiedades similares a las de los compuestos orgánicos que se quieren
cuantificar. De esta forma, se
añade una determinada cantidad conocida al inicio del
análisis, para determinar la
cantidad de dichos compuestos que perdemos durante la
extracción.
• El cartucho de extracción se
introduce en un Soxhlet como el de la figura 7.
• Debajo del soxhlet se coloca
un matraz de vidrio, donde
va a estar inicialmente el disolvente con el que se van a
extraer los compuestos orgánicos de la muestra. La
mezcla de disolventes que
se suele usar es: Diclorometano-Metanol (2:1).
• Debajo del matraz se colocar una manta calefactora,
que va a hacer que el disolvente se evapore.
ARTÍCULO
antes y después de meterla
en la estufa. Hay que tener
en cuenta que esta muestra
no se va a extraer porque,
junto con el agua, ha perdido aquellos compuestos cuya temperatura de vaporización sea inferior a 110ºC.
Esquema 2.
Extracción y
análisis mediante
GC-MS.
Figura 5.
Ejemplo de
recta de
calibración.
35
ARTÍCULO
• Debajo de la manta se coloca un agitador magnético,
que va a permitir que el calor se reparta por igual en
el disolvente que se encuentra en el matraz.
• Encima del Soxhlet se coloca un refrigerante, que permite que el disolvente que
se ha evaporado condense y
vaya lavando la muestra, a
medida que va llenando el
Soxhlet. Cuando el nivel de
líquido llega a una posición
cercana a la parte superior,
sifona y cae en el matraz,
de tal manera que lo que se
evapora es disolvente puro
y lo que queda en el matraz son los compuestos extraídos de la muestra.
Figura 7.
Esquema de una
extracción con
Soxhlet.
da, que consta de cinco pasos (ver figura 8):
Extracción de Hidrocarburos
en Muestras Líquidas
A continuación se explicará
en qué consiste la extracción
de los compuestos orgánicos
disueltos en el agua (tras un
vertido de hidrocarburos).
Este método consiste en la
separación de los componentes de un líquido en un
medio de extracción sólido.
El método que se utiliza es
el de extracción en fase sóli-
36
Figura 6. Espectros
de infrarrojos que
muestran cómo
evoluciona la
materia orgánica,
a medida que se
va viendo sometida
a mayor presión y
temperatura.
a) Se elige un tubo de tipo
SPE adecuado, que va a
depender de los compuestos que queremos extraer
y de la matriz en la que se
encuentren. Estos tubos
tienen una pequeña cantidad de sólido (25-500 mg),
donde se van a quedar retenidos los compuestos de
interés.
b) Se acondiciona el tubo, pasando disolventes adecuados y agua ultrapura, para,
por un lado, eliminar las
impurezas que pudiera haber y, por otro, para prepararlo para que retenga los
compuestos que se quieren
extraer de la muestra. Al
humedecer la fase sólida
previamente a la extracción de la muestra, se va a
mejorar la reproducibilidad
del método.
c) Se añade la muestra de
agua que llevará el patrón
subrogado, para ver la eficiencia de la extracción. Este patrón se añade a la
muestra justo antes de comenzar la extracción.
d) Se añade agua ultrapura,
para lavar el tubo y tratar
de eliminar aquellos compuestos "no retenidos"
que todavía permanezcan
en el interior de la fase
sólida.
e) Se utiliza diclorometano u
otro disolvente adecuado,
en función de la naturaleza de los compuestos que
se quieren extraer.
Limpieza en columna
(cromatografía líquida en
columna)
Una vez extraída la muestra
por cualquiera de los métodos anteriores, se van a tener
los compuestos de interés disueltos en un determinado
volumen de disolvente. Antes
de realizar esta cromatografía líquida en columna, es necesario reducir el volumen de
disolvente a dos mililitros. Esto se hace mediante un aparato denominado rotavapor,
como el de la figura 9.
El matraz con el disolvente al
que se hace girar, se coloca en
un baño de agua caliente. Al
mismo tiempo, se aplica el vacío a la muestra. Tanto el vacío
como el calor, van a hacer que
el disolvente se vaya evaporando. El vapor llega a una zona donde hay un refrigerante
que hace que el disolvente
condense y caiga en otro matraz de residuos, de tal manera
que en el matraz de la muestra, el volumen del extracto
disminuye hasta llegar a un
volumen final de 2 ml.
Una vez que se tienen compuestos de interés concentrados en un volumen de 2 ml,
se procede a realizar la limpieza (fraccionamiento) en
columna pero, ¿por qué es interesante realizar esta limpieza? Tiene fundamentalmente
dos objetivos:
a) Evitar que pasen sustancias
que puedan dañar al equi-
po de análisis (sustancias
de elevado peso molecular,
que pueden dañar la columna), en nuestro caso un
cromatógrafo de gases con
espectrómetro de masas.
b) Separar los compuestos
que tenemos en la muestra
en varias familias de distinta polaridad, de tal manera que después sea más fácil su identificación. Hay
que tener en cuenta que
en estas muestras procedentes de hidrocarburos
existe una gran cantidad
de compuestos orgánicos,
lo cual va a dificultar su
posterior identificación,
por lo que es buena idea el
ir separando los compuestos en distintas fracciones.
Este paso de limpieza en columna de la muestra va a ser
previo a su análisis y conviene
hacerlo siempre que se estén
analizando muestras sólidas o
muestras de hidrocarburos.
En el caso de muestras de
agua no es tan interesante,
dado que va a haber una mucho menor cantidad de compuestos orgánicos a extraer.
Estos compuestos suelen ser
de bajo peso molecular (dado
que los de alto peso molecular no se disuelven, por lo general), por lo que no van a
dañar el equipo de análisis.
¿En qué consiste la limpieza
en columna?
Figura 8.
Extracción de
compuestos
orgánicos
disueltos en
agua.
(2 ml); después se van añadiendo, sucesivamente, las fases móviles. En nuestro caso
van a ser 3, que van de menor a mayor polaridad:
• 60 ml de hexano, que va a
permitir separar compuestos
poco polares, tales como los
hidrocarburos alifáticos.
• 70 ml de diclorometano:hexano (4:1), que va a permitir separar compuestos de
polaridad intermedia, tales
como los hidrocarburos
aromáticos.
• 60 ml de metanol, que va a
permitir separar los compuestos de mayor polaridad.
En el caso de que estemos separando una muestra de petróleo, se puede hacer una
medida aproximada de la
cantidad de compuestos de
distinta naturaleza química
que contiene. Se toma una
pequeña cantidad de muestra
(menos de un gramo) y se pesa. A continuación se disuelve
con hexano. La parte que no
se disuelve, que corresponde
ARTÍCULO
a los asfaltenos, se pesa, para
determinar el porcentaje de
asfaltenos, comparándolo
con el peso total. Después se
procede a hacer la separación
en columna, de tal manera
que:
• Al obtener la primera fracción, se puede evaporar el
disolvente y pesar el residuo (compuestos separados
con hexano). De esta forma, se tendrá el porcentaje
de hidrocarburos alifáticos.
• Si se evapora el disolvente
de la segunda fracción y se
pesa el residuo, se tendrá el
porcentaje de hidrocarburos aromáticos.
• Si se evapora el disolvente
de la tercera fracción y se
pesa el residuo, se tendrá el
porcentaje de lípidos.
Al final, se van a obtener 3
fracciones con familias de distinta polaridad, cuyo volumen se va a reducir en un rotavapor hasta 1 mililitro.
Cromatografía de gases –
Espectrometría de masas
(GC-MS) (ver figura 11)
La cromatografía de gases es
una técnica en la que una
mezcla de compuestos se pasa sobre una superficie de
material inmóvil (o fase estacionaria que puede ser sólida
o líquida) que tiene distinta
Figura 9. Detalle
de un rotavapor.
Las columnas son de vidrio
(ver figura 10). En la parte inferior se coloca lana de vidrio
y se rellenan, en nuestro caso,
con sílice y alúmina, que va a
ser la fase estacionaria.
Se moja la columna con hexano y se añade la muestra
37
ARTÍCULO
Figura 10.
Columna de
Cromatografía.
afinidad por los distintos tipos de compuestos de la mezcla. Esta mezcla se mueve sobre la superficie de la fase estacionaria en un fluido adecuado (un gas en el caso de la
cromatografíad de gases),
que se denomina fase móvil,
y la separación de los compuestos se produce en función del distinto grado de retención de la fase estacionaria. En la aplicación de la cromatografía de gases al análisis de hidrocarburos líquidos,
la fase estacionaria es una película fina, situada en la pared interior de una columna
capilar, larga y tubular. Estas
columnas suelen estar hechas
de sílice, con unos 25 m de
longitud y un diámetro interno de 0,25 mm. La fase estacionaria suele ser una película
líquida de metilsilicona de
unos 0,25 mm de espesor,
que puede inmovilizarse mediante enlaces químicos a la
pared de vidrio de la columna. La fase móvil es un gas
inerte, normalmente helio,
que pasa a través de la columna bajo presión. El nombre exacto de esta técnica es
cromatografía gas-líquido,
dado que implica una fase
móvil gaseosa (también llamada gas portador) y una fase estacionaria líquida.
Teóricamente, los compuestos
presentes en la muestra emergen de la columna de forma
individual y a distintos intervalos, transportados por la fa-
38
se móvil (proceso conocido como elución), de tal forma que
no hay dos compuestos que
eluyan al mismo tiempo. Los
compuestos se separan como
resultado de la retención producida por la fase estacionaria. Dado que un compuesto
sólo se puede mover a lo largo
de la columna cuando se encuentra en fase gaseosa, el
tiempo que tarda en eluir (su
tiempo de retención) depende
de su presión de vapor (punto
de ebullición) y de su afinidad
química por la fase estacionaria (por ejemplo, solubilidad).
Cuanto menor sea su presión
de vapor (mayor punto de
ebullición) y/o mayor sea su
solubilidad, más tiempo tardará en eluir, debido a que la
proporción de tiempo que pa-
Figura 11.
Cromatógrafo
de Gases –
Espectrómetro
de Masas.
sará en fase gaseosa será inferior. Para una serie homóloga, como los n-alcanos, la
naturaleza química de los
miembros individuales es similar, así que su interacción
con la fase estacionaria será
similar. El orden de elución
está, por lo tanto, determinado por su volatilidad, la cual
desciende cuando aumenta
el número de carbonos.
Se introduce una mezcla en
extracto en una pequeña cantidad de disolvente (por ejemplo, 1 ml de hexano) en cabeza de columna. Un sistema de
introducción típico es mediante una jeringa, se inyecta a
través de un septum (lo que
causa una mínima alteración
del flujo de gas portador) en
un puerto de inyección que se
calienta (300ºC) para que toda la muestra se vaporice rápidamente y entre en la columna en un corto período de
tiempo. La cromatografía gaslíquido requiere que los componentes se encuentren en fase gaseosa, por lo que deben
tener presiones de vapor suficientemente altas. Los compuestos no volátiles no pueden analizarse mediante esta
técnica, dado que nunca saldrán de la columna. La elución de los compuestos menos
volátiles de una mezcla se
ARTÍCULO
consigue aumentando la temperatura de la columna uniformemente a lo largo del
análisis. El tiempo que pasa
entre que emerge la primera
y la última molécula de un
mismo compuesto es muy
corto.
Abundance
TIC: 207F1A1.D
9e+07
8.5e+07
8e+07
7.5e+07
7e+07
6.5e+07
6e+07
5.5e+07
5e+07
4.5e+07
4e+07
3.5e+07
3e+07
Una vez que las moléculas salen de la columna del GC, entran en la región de ionización del espectrómetro de
masas. Una vez allí, son bombardeadas con electrones
energéticos, que expelen al
menos un electrón de cada
molécula, produciendo iones
moleculares cargados positivamente, que son acelerados
hacia el sistema de detección.
El espectrómetro de masas
trabaja a una presión muy
baja (cerca de un vacío perfecto), para facilitar el paso
de los iones hacia el detector.
Los iones moleculares tienen
una gran cantidad de energía, por lo que suelen ser bastante inestables, lo que hace
que se fragmenten en iones
más pequeños, relativamente
estables. Mediante la aplicación de campos electromagnéticos, puede modificarse la
trayectoria de estos iones de
tal forma que va a depender
del ratio masa/carga (representado normalmente por
m/z) de un ión individual. Estos campos hacen que en cada momento sólo los iones de
un valor m/z determinado lleguen al detector (normalmente un multiplicador de
electrones), produciendo una
corriente medible. Modificando estos campos, se puede
barrer un rango de valores
m/z durante un determinado
periodo de tiempo (1 s). La
corriente de iones, que es
proporcional al número de
iones producidos, se registra
para cada valor de m/z durante el barrido, lo que permite
construir un espectro de masas. También se puede obtener un gráfico (ver figura 12)
(denominado cromatograma)
de la corriente total de iones
versus el tiempo.
2.5e+07
2e+07
1.5e+07
1e+07
5000000
0
Time
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
>
Figura 12. Cromatograma de una muestra de hidrocarburo poco degradado. Se pueden ver una
serie de picos correspondientes principalmente a los n-alcanos. Estos compuestos son muy
biodegradables. También se puede observar un abultamiento en la base del cromatograma, que se
conoce como mezcla compleja de sustancias (UCM) que no han sido separadas por
cromatografía. A medida que aumenta la biodegradación, va a ir aumentando la UCM y
disminuyendo la altura de los picos de alcanos.
Evaluación de la distribución
de los distintos compuestos
Como se puede observar en
la figura 12, es imposible
identificar aquellos compuestos que no han podido ser separados del resto y forman el
abultamiento (UCM) en la base del cromatograma.
Sin embargo, dado que los iones de fragmentación producidos a partir de un ión molecular son característicos de la
estructura de un compuesto,
ayudan en la identificación
estructural de un compuesto
previamente desconocido. Algunos iones de fragmentación son particularmente
abundantes y pueden pertenecer a compuestos relacionados que tienen unidades
estructurales en común. Por
ejemplo, en el caso de los nalcanos, un ión de fragmentación característico de dicha
familia es el de m/z=57. A
partir del cromatograma inicial, se pueden seleccionar sólo aquellos compuestos que
tienen el ión 57 y obtendríamos el cromatograma de la
figura 13.
La selección de un ión de
fragmentación característico
se realiza para la identificación de todas las familias de
compuestos que contiene
nuestro extracto (figuras 14 y
Abundance
Ion
71.00 (70.70 to 71.70): 207F1A1.D
3000000
2800000
2600000
2400000
2200000
2000000
1800000
1600000
1400000
1200000
1000000
800000
600000
400000
200000
Time-->
0
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
Figura 13. Cromatograma con sólo aquellos compuestos que contienen el ión 57. Podemos
observar en este caso que la UCM ha disminuido debido a que ya no aparecen aquellos
compuestos que no tengan el ión 57. Quizá en este caso no facilita demasiado la identificación de
los n-alcanos porque eran fácilmente identificables, pero en otras ocasiones es muy útil esta opción.
39
ARTÍCULO
15): alcanos metil substituídos, insaturados, cicloalcanos,
aromáticos…
y, por lo tanto, una gran cantidad de información. Normalmente, al estudiar una
muestra nos solemos centrar
en una o varias familias de
compuestos que nos permiten obtener la información
Como podemos observar, en
una sola muestra existe una
gran cantidad de compuestos
Abundance
Abundance
A
9e+07
8.5e+07
Ion
TIC: 207F1A1.D
B
2800000
2600000
7e+07
2400000
6.5e+07
2200000
6e+07
2000000
5.5e+07
1800000
5e+07
1600000
4.5e+07
4e+07
1400000
3.5e+07
1200000
3e+07
1000000
2.5e+07
800000
2e+07
600000
1.5e+07
400000
1e+07
200000
5000000
0
71.00 (70.70 to 71.70): 207F1A1.D
3000000
8e+07
7.5e+07
0
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
10.00
45.00
Time-->
Time-->
Abundance
Abundance
Ion 183.00 (182.70 to 183.70): 207F1A1.D
1400000
1200000
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
Ion 191.00 (190.70 to 191.70): 207F1A1.D
C
1300000
2000000
D
1800000
1600000
1100000
1000000
1400000
900000
1200000
800000
1000000
700000
600000
800000
500000
600000
400000
400000
300000
200000
200000
100000
0
0
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
10.00
45.00
Time-->
Time-->
Abundance
Abundance
Ion 217.00 (216.70 to 217.70): 207F1A1.D
2800000
2600000
E
600000
550000
15.00
Ion
Ion
650000
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
83.00 (82.70 to 83.70): 207F1A1.D
55.00 (54.70 to 55.70): 207F1A1.D
F
2400000
2200000
500000
2000000
450000
1800000
400000
1600000
350000
1400000
300000
1200000
250000
1000000
200000
800000
150000
600000
100000
400000
50000
0
200000
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
0
45.00
Time-->
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
Time-->
Figura 14. Cromatograma de la primera fracción (A) (hidrocarburos saturados) de la muestra de
chapapote y de distintas familias presentes en dicha fracción mediante la selección de iones de
fragmentación característicos: (B) alcanos (ión 71), (C) isoprenoides (ión 183), (D) hopanos (ión
191), (E) esteranos (ión 217) y (F) cicloalcanos (iones 83 y 55).
Abundance
Abundance
TIC: 207F2A1.D
2.2e+07
Ion 128.00 (127.70 to 128.70): 207F2A1.D
500000
A
2.4e+07
450000
2e+07
B
400000
1.8e+07
350000
1.6e+07
300000
1.4e+07
1.2e+07
250000
1e+07
200000
8000000
150000
6000000
100000
4000000
50000
2000000
0
0
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
10.00
45.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
Time-->
Time-->
Abundance
Abundance
Ion 134.00 (133.70 to 134.70): 207F2A1.D
Ion 252.00 (251.70 to 252.70): 207F2A1.D
Ion 253.00 (252.70 to 253.70): 207F2A1.D
Ion 125.00 (124.70 to 125.70): 207F2A1.D
340000
320000
500000
C
300000
280000
260000
D
450000
400000
240000
350000
220000
300000
200000
180000
250000
160000
200000
140000
120000
150000
100000
80000
60000
40000
20000
0
Time-->
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
100000
50000
0
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
Time-->
Abundance
Abundance
Ion 191.00 (190.70 to 191.70): 207F2A1.D
Ion 212.00 (211.70 to 212.70): 207F2A1.D
1200000
1000000
1100000
1000000
900000
E
900000
800000
800000
700000
700000
600000
600000
F
500000
500000
400000
400000
300000
300000
200000
200000
100000
100000
0
Time-->
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
0
45.00
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
35.00
40.00
45.00
Time-->
Figura 15. Cromatograma de la segunda fracción (A) (hidrocarburos aromáticos y benzotiofenos)
de la muestra de chapapote y de distintas familias presentes en dicha fracción mediante la
selección de iones de fragmentación característicos: (B) naftaleno (ión 128) y dimetilnafatalenos
(ión 156, 141 y 128), (C) benzo(a)pireno (iones 252, 253 y 125), (D) metilbencenos (ión 134),
(E) metilfenantrenos y metilantracenos (ión 191) y (F) benzotiofenos (ión 212).
40
que andamos buscando. Es
prácticamente imposible estudiar todas las familias de
compuestos, no sólo cuantitativamente (dada su cantidad)
sino tampoco cualitativamente, dado que hay compuestos
para los cuales no existen ni
patrones comerciales. Sin embargo, es importante tener
en cuenta que existen muchísimas más familias de compuestos que no se estudian, y
que también pueden proporcionar información.
El cromatograma de corriente
total de iones frente al tiempo, para cada muestra, se almacena después del análisis,
para que en cualquier momento tengamos toda esta
información a nuestro alcance. Para hacernos una idea de
la cantidad de compuestos (y,
por lo tanto, la cantidad de
información) que hay en un
solo cromatograma, baste decir que la información contenida en un cromatograma
puede llegar a ocupar unos
12 Megabytes.
Bibliografía
Bordenave, L. 1993. Applied
Petroleum Geochemistry.
París, 1993.
Killops, Stephen, D. y Killops, Vanessa J. 1993.
An introduction to Organic Geochemistry. Longman Group. U. K. Ltd.
Llamas, J. F.; García, E. y Canoira, L. Quimiometría y
Métodos de Análisis Instrumental. (Notas de clase).
Tissot, B. P. y Welte, D. H.
1978. Petroleum Formation and Occurrence.
Springer-Verlag Berlin
Heidelberg. Germany.
Métodos de análisis de la
Agencia Medioambiental
Estadounidense (U.S.E.P.A.) (www.epa.gov).
Norma ISO TR 11046: "Soil
Quality – Determination
of mineral oil content –
Method by infrared spectrometry and gas chromatographic method.
El empleo de biomarcadores
es útil en el estudio de la evolución de la degradación del
petróleo cuando se emplean
microorganismos. En función
de la resistencia a la degradación, existen biomarcadores
que sirven para evaluar mejor la eficacia de la biorremediación en las primeras etapas, como es el caso de los hidrocarburos alifáticos, mientras que otros, como los hidrocarburos aromáticos o los
hopanos, permiten determinar la degradación a más largo plazo.
Introducción
Los biomarcadores presentan
una gran utilidad en el estudio
de la eficiencia de la biorremediación. Se conoce como biomarcadores a aquellos compuestos que pueden ligarse de
forma inequívoca con sus precursores biológicos y cuyo esqueleto de carbonos base se
preserva de tal forma que es reconocible a pesar de la diagénesis y de gran parte de la catagénesis. Muchos biomarcadores
tienen inicialmente grupos funcionales que contienen oxígeno
(dado que muchos de ellos derivan de los lípidos de los organismos) y se ven sometidos al
mismo proceso de pérdida de
grupos funcionales que el resto
de la materia orgánica. Por lo
tanto, los productos diagenéticos son generalmente hidrocarburos, aunque pueden sobrevi-
B i o m a r k e r s a re u s e f u l
compounds for the determination of the oil degradation when microorganisms are used. There are
some biomarkers such as
the aliphatic hydrocarbons
which are used to evaluate the bioremediation in
the first stages after an oil
spill, while others, aromatic hydrocarbons or hopanes, are used to determine
the contamination at longer stages.
Figura 1. Esquema
de la degradación
de la clorofila-a,
que puede derivar
mediante procesos
diagenéticos a
pristano (vía de la
izquierda) o fitano
(vía de la
derecha).
vir a la diagénesis pequeñas
cantidades de compuestos con
grupos funcionales, como los
ácidos grasos. Al mismo tiempo, los compuestos no saturados (aquellos que contienen
doble enlace C=C) tienden a re-
H
C
H
C
H3C
H
C
2
N
3
C2H5
N
g
M
H3C
H
N
N
H
H C
H
C
O
H 2 O C O C
C
H
C
O O
Clorofila-a
3
2
3
Diagénesis
X
N
N
X
X
X
X
X
X
N
M
N
X
X
X
N
M
N
X
N
N
X
X
X
X
X
ARTÍCULO
Biomarcadores y su utilidad en la
evaluación de la biodegradación
del petróleo
J.E. Ortiz
Dr. Ingeniero de Minas
M.J. García
Ingeniero de Minas
Laboratorio de Estratigrafía
Biomolecular
E.T.S.I. de Minas de Madrid
J.L. Rodríguez Gallego
Ingeniero de Minas
Dpto. Explotación de
Minas-Metalogenia
E.T.S.I. de Minas de Oviedo
ducirse (mediante hidrogenación), lo que resulta en la formación de hidrocarburos alifáticos (esteranos, hopanos…), o a
aromatizarse.
Los biomarcadores son muy
importantes dado que, en general, pueden proporcionar
información acerca de: fuentes biológicas de materia orgánica sedimentaria, medios
deposicionales, madurez de la
materia orgánica, edad geológica… Estos compuestos son
tan sólo constituyentes traza,
pero pueden ser muy útiles,
especialmente en el caso de
los petróleos: se emplean una
gran cantidad de tipos estructurales en la geoquímica del
petróleo y, lo que es más importante en el tema que nos
ocupa, también se ha demostrado su gran utilidad en la
evaluación de la efectividad
41
ARTÍCULO
de la biorremediación de vertidos de petróleo como se expondrá a continuación.
Aplicación de los
biomarcadores a la
biorremediación
El estudio de biomarcadores
permite obtener información
sobre el rendimiento de los
distintos métodos de degradación de los residuos del petróleo, principalmente los
que se refieren el empleo de
microorganismos. Asimismo
se puede evaluar la eficacia
del uso de diferentes fertilizantes o catalizadores que intervienen en la proliferación
de las bacterias y, en consecuencia, en la degradación de
los productos del petróleo.
Los biomarcadores son moléculas que retienen el esqueleto básico hidrocarbonado de
los compuestos biológicos a
través de los procesos de maduración. La mejor opción para el control van a ser algunos tipos de biomarcadores,
en especial aquellos cuya degradación biológica es muy
lenta o directamente no va a
tener lugar. En concreto, los
compuestos que se utilicen
deberían ser referencias que
no se originen en el crudo ni
en ningún derivado en procesos de envejecimiento o biodegradación. Además, sea
cual fuere el tipo de analítica
utilizada se debe demostrar
que la eficiencia en la extracción del biomarcador es la
misma que para el resto de
los compuestos (Riser-Roberts, 1998).
Además, en la aplicación de
las técnicas de biorremediación es de vital importancia la
selección de compuestos que
dentro de la mezcla compleja
del petróleo no sean biodegradables. Este hecho será
aprovechado para conseguir
referencias que permitan medir si la degradación que tiene lugar es biológica o no y,
si es así, qué microorganismos
42
Figura 2.
Cambios en
las relaciones
n-C18/fitano
en playas de
guijarros de
Alaska.
Modificado
de Pritchard
(1997).
y de qué manera están degradando los contaminantes y
cuáles no. Como criterio general, partiremos de que la proporción entre compuestos
biodegradables y no biodegradables en una mezcla de
contaminantes disminuye si
hay biodegradación.
Entre los hidrocarburos del
petróleo es fácil encontrar
cantidades relativamente pequeñas de biomarcadores
(usualmente por debajo del
1% en peso) de origen lipídico. Al final de la diagénesis
sus precursores son transformados en hidrocarburos que,
después de la catagénesis, todavía permiten fijar los precursores específicos.
Cualquier programa de ensayo sobre biorrecuperación
que implique la desaparición
de residuos de petróleo o de
hidrocarburos, presentará dificultades analíticas. Ello es
debido a que existen otros
procesos que implican la desaparición de residuos de petróleo o de hidrocarburos medidos mediante cromatografía
de gases, que pueden afectar
o contribuir a la desaparición
de los residuos. Para hacer
frente a estos problemas, se
supone que la desaparición de
algunos grupos de hidrocarburos se puede utilizar como
indicador definitivo de la biodegradación. Los indicadores
de la biodegradación estarían
asociados a cambios sustanciales en la composición de varias fracciones del petróleo,
especialmente los hidrocarburos aromáticos. También se
supone una correlación entre
los cambios en la composición
de los hidrocarburos y los
cambios de peso residual del
petróleo, para poder calcular
tasas de desaparición de los
pesos residuales como primer
indicativo cuantitativo del
efecto del fertilizante y, en
consecuencia, de la eficacia
de la limpieza durante períodos de tiempo más largos.
Existen varios parámetros que
se pueden emplear para determinar el grado de biodegradación. En primer lugar, se
puede usar la concentración
de hidrocarburos alifáticos,
aunque presenta algunas desventajas, ya que constituyen
la fracción más fácil de degradar, son los menos tóxicos y
suponen solamente un pequeño porcentaje en peso del
petróleo. También se pueden
determinar los cambios producidos por los organismos y
fertilizantes en la fracción
aromática, que es más resistente a la degradación y más
tóxica. Por último, otro método eficaz para estimar la eficacia de la biorremediación
se basa en la separación de
las distintas fracciones del petróleo: alifática, aromática,
heterocíclica, polar y asfáltica, y determinar la disminución del peso de cada una
(Jobson et al., 1972).
No obstante, todos estos índices se verán afectados en mayor o menor medida por los
et al., 1992). Por lo tanto, estudiando la evolución en el
tiempo del ratio n-C18/fitano,
se puede estimar el grado de
biorrecuperación de una zona
afectada por un vertido de
petróleo (figura 2).
Su utilización solamente es
válida al comienzo del tratamiento; si se analizan cuando
el proceso ha avanzado mucho, pueden subestimar la
biodegradación. Concretamente, durante la remediación del vertido del Exxon
Valdez, el pristano y el fitano
se degradaron rápidamente y
sólo pudieron utilizarse como
biomarcadores adecuados en
las primeras semanas (Bragg
et al., 1994).
Ratio de n-alcanos
normales respecto a
n-alcanos ramificados
Este ratio se determina calculando la relación del peso entre un hidrocarburo de biodegradación fácil, principalmente los n-alcanos de 17 y 18
átomos de carbono (n-C17 y
n-C18), y un hidrocarburo
que se biodegrada más lentamente, generalmente hidrocarburos ramificados como el
pristano (Pr) y fitano (Ph). Estos dos últimos compuestos
son isoprenoides que derivan
de la degradación de la clorofila-a (Figura 1), generalmente mediante oxidación y reducción, respectivamente.
Se seleccionan el pristano y el
fitano para realizar las comparaciones debido a que son
los isoprenoides más abundantes en el petróleo. Se emplean, por tanto, las relaciones n-C17/pristano o n-C18/fitano, aunque es preferible
emplear la última, ya que, en
ocasiones, el agua del mar
presenta pristano de forma
natural. La base del estudio
se basa en que, por un lado,
la mayor parte de los procesos (meteorización física, lixiviación, etc) no producen pérdidas acusadas de hidrocarburos ramificados y alifáticos
y, por otro, los alcanos ramificados se biodegradan a distinta velocidad que los alcanos lineales, que en general
es más rápida en los primeros
(Prinik, et al., 1977; Mueller
Biodegradación del Fitano
En la utilización de los biomarcadores influyen también
las condiciones locales de cada zona. De hecho, en ciertas
costas, como en la de Prince
William Sound de Alaska, se
desarrollan bacterias con gran
capacidad de degradar alcanos ramificados como el fitano, por lo que el estudio de la
evolución del ratio n-C18/fitano no es útil como indicador
de biorremediación. Es más,
en el vertido del Exxon Valdez
se observó en algunas zonas
de Alaska una degradación similar de fitano y de n-C18
(Pritchard, 1997). En estos casos, el contenido total de
fitano por sí solo se puede emplear como marcador biológi-
co interno al igual que el del
n-C18 (figura 3).
Cambios en la composición
de hidrocarburos
aromáticos
ARTÍCULO
otros procesos, ya citados que
puedan contribuir a la desaparición de los hidrocarburos.
Es aquí cuando entra el uso
de los biomarcadores, en concreto de aquellos que no son
biodegradables, como forma
de evaluar qué parte desaparece por biodegradación y
cuál por otros procesos diferentes. A continuación se expondrán los diversos biomarcadores que se emplean en
los estudios de degradación
del petróleo.
Para poder determinar de forma absoluta la efectividad de
la biorrecuperación, no es suficiente únicamente con el estudio de la biodegradación de la
fracción alifática. Se debe también estudiar el comportamiento y evolución de la fracción aromática, ya que es la
más complicada de degradar
(Kennicutt, 1988; Rowland
et al., 1986) debido a que presenta una baja solubilidad. Esto es importante no sólo porque permite evaluar la capacidad de recuperación de una
zona, sino porque algunos hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAHs) son altamente tóxicos y potencialmente cancerígenos bajo ciertas condiciones.
Para evaluar la capacidad de
degradación, se suelen emplear
compuestos de forma individual y familias de PAHs (naftalenos, fenantrenos, crisenos,
etc). Asimismo, se puede determinar la eficiencia de los
microorganismos en una zona
sometida a biodegradación del
petróleo, mediante el estudio
de la evolución de la abundancia de la suma total de PAHs
con el tiempo (Figura 4).
Generalmente, el estudio se
realiza comparando la proporción de los diferentes hidrocar-
Figura 3. Cambios
en la concentración
de fitano y n-C18
(expresado como
cambio porcentual
en relación a la
concentración
media a t=0) en las
muestras de petróleo
en arena y grava de
las playas tratadas
en Sung Harbour
(Alaska).
Modificado de
Pritchard (1997).
43
ARTÍCULO
Figura 4. Contenido
total de PAHs en
distintas áreas
sometidas a la
acción de las
mareas en Prince
William Sound
(Alaska) después de
haber sido
sometidas a
degradación
biológica.
Modificado de
Boehm et al.
(1995).
buros aromáticos con el contenido del hopano C30-17a(H),
21b(H), ya que es sumamente
resistente al ataque biológico
y, por consiguiente, proporciona un estándar constante para
normalizar el contenido en hidrocarburos aromáticos. Más
adelante se realiza una descripción más detallada de los
hopanos y de su empleo en la
biorremediación.
Cambio de composición y
cambio en el peso residual
En principio se podría pensar
que la rápida reducción en la
relación n-C18/fitano no va
acompañada de un cambio
importante en el peso residual del petróleo. Sin embargo, diversos estudios han confirmado que cuando comienza la degradación de la fracción alifática, se inicia también la descomposición de
otras fracciones del petróleo,
aunque a velocidades diferentes. Existe, por lo general,
una correlación entre las variaciones del ratio n-C18/fitano y del peso residual, con el
tiempo de actuación de los
organismos.
Con este estudio comparativo y a partir de la ecuación
de la recta resultante, se puede determinar la vida media
de permanencia del petróleo
en la costa, es decir, la tasa
de descomposición del mismo y los días que tardará en
desaparecer.
44
Entre todos los hopanos, el
C30-17α(H), 21β(H)-hopano es
un buen biomarcador, porque tiene baja solubilidad y
muy baja volatilidad, con lo
que no sólo la biodegradación, sino también la disolución o la evaporación son
prácticamente descartables.
Para calcular la eficiencia de
la biodegradación del petróleo a partir de los hopanos se
puede utilizar la siguiente
ecuación (Douglas et al.,
1994):
En el caso del vertido del Exxon Valdez, se observó un aumento de más del doble en la
velocidad de desaparición del
petróleo residual sobre los
cantos al añadir un fertilizante (tabla I).
% petróleo degradado = (1- Ho/Hs) x 100
Donde Ho es la concentración del hopano C30-17α(H),
21β(H) en el petróleo originariamente y Hs es la concentración del hopano C30-17α(H),
21β(H) en la muestra después
de haber sido sometida a biodegradación.
Hopanos
Derivan del acoplamiento de
seis unidades de isopreno.
Son abundantes en sedimentos y en el petróleo, si los
comparamos con otros biomarcadores. Proceden de precursores con grupos funcionales (biohopanoides) presentes
en las bacterias. Los hopanoides (bacteriohopanotetroles)
están presentes en las membranas de numerosos organismos procariotas, tanto aerobios como anaerobios, y su
función parece ser la de mejorar la estabilidad de las paredes celulares. En este sentido, no sólo su función, sino
su estructura está muy relacionada con la de los esteroles (el más conocido de estos
es el colesterol) en organismos eucariotas (Madigan et
al., 2000). Los grupos funcionales se pierden durante la
diagénesis aunque, en general son resistentes a la degradación. Además de a los ho-
panos, los productos diagenéticos de los biohopanoides incluyen a los hopanoles, ácidos
hopanoicos y hopenos.
Pese a todo, algunos autores
(Sasaki et al., 1998; Pollard
et al., 1999) ponen en duda su
utilización por varios motivos:
• En algunos crudos pesados
su presencia es muy limitada, con lo que el error analítico podría ser muy grande.
• Parece que existe alguna
evidencia de su degradación en arenas asfálticas.
Tabla I. Análisis
de las tasas de
descomposición
en playas de
Snug Harbor
(Alaska).
Modificado de
Pritchard
(1997).
Las alternativas existentes no
son muchas, ya que los mismos problemas se pueden
aducir si se usa algún otro
compuesto del petróleo, o
bien metales pesados seleccionados de entre los más abundantes (vanadio o níquel).
Playa
Pendiente
Vida media
del residuo
Tiempo para eliminar el 90%
T (días)
Tratada
No tratada
-0.016
-0.006
44
124
146
411
ción, existen biomarcadores
que sirven para evaluar mejor
la eficacia de la biorremediación en las primeras etapas,
como es el caso de los hidrocarburos alifáticos, mientras
que hay otros, como los hidrocarburos aromáticos o los
hopanos, que permiten determinar la degradación a más
largo plazo y la recuperación
de las zonas contaminadas.
Como alternativa a los compuestos ya señalados, se podría elaborar una lista de
otros posibles biomarcadores
que se podrían utilizar para
cuantificar la biodegradación
del petróleo:
• Esteranos: Son compuestos
con una estructura similar a
la de los hopanos (cuatro
anillos frente a cinco). El
más conocido entre ellos es
el colestano cuyo precursor
es el colesterol de los organismos eucariotas.
• Esteroides: También con estructura similar a los hopanos, pero con anillos bencénicos en ella. Son, por tanto,
hidrocarburos aromáticos.
• Porfirinas: Son un grupo extremadamente complejo de
compuestos tetrapirrólicos.
Se originan en el mismo proceso diagenético (precursor:
clorofila) en el que se formaban pristano y fitano.
• Metales: Por diversos motivos (Sasaki et al., 1998) se
ha propuesto el vanadio como marcador interno de la
biodegradación.
Referencias
Existen otros biomarcadores,
entre los cuales se encuentran: compuestos con NSO,
tales como porfirinas, carbazoles, fenoles, ácidos carboxílicos y compuestos del azufre.
Conclusiones
En este artículo se pone de
manifiesto la utilidad de los
biomarcadores en el estudio
de la evolución de la degradación del petróleo cuando se
emplean microorganismos.
Generalmente, en función de
la resistencia a la degrada-
Figura 5.
Representación
habitual del
hopano C3017a(H), 21b(H) y
su verdadera
estructura
tridimensional.
Boehm, P.D.; Page, D.S.;
Gilfillan, E.S.; Stubblefield, W.A. y Harner, E.J.
(1995). Shoreline ecology
program for Prince William
sound, Alaska, following
the Exxon Valdez oil spill:
Parts 2-Chemistry and toxicology. En: Exxon Valdez Oil
Spill; Fate and Effects in
Alaskan Waters (Wells, P.G.,
Butler, J.N., Hughes, J.S.,
Eds.). American Society of
Testing and Materials Special publication, pp 347-397.
Bragg, J.R.; Prince, R.C.;
Harner, E.J. y Atlas, R.M.
(1994). Effectiveness of bioremediation fro the Exxon
Valdez oil spill. Nature 368:
413-418.
Douglas, G.S.; Prince, R.C.;
Butler, E.L. y Steinhauer,
W.G. (1994). The use of internal chemical indicators in
petroleum and refined products to evaluate the extent
of biodegradation. In: Hydrocarbon Bioremediation
(Hinchee, R.E., Alleman,
B.C., Hoeppel, R.E., Miller,
R.N.). Lewis Publishers, Boca
Raton, pp: 219-236.
Jobson, A.M.; Cook, F.D. y
Westlake, D.W.S. (1972).
Microbial utilization of crude oil. Applied Microbiology 23: 1082-1089.
Kennicutt, M.V. (1988). The
effect of biodegradation on
crude oil bulk and molecular composition. Chemical
Pollutans 4: 89-112.
Madigan, M.T.; Martinko J.M.
y Parker, J. (2000). Brock,
Biología de los Microorganismos. Prentice Hall, Madrid.
Mueller, J.G.; Resnick, S.M.;
Shelton, M.E. y Pritchard,
P.H. (1992). Effect of inoculation on the biodegradation
of weathered Prudhoe Bay
crude oil. Journal of Industrial Microbiology.
Pollard, S.J.T.; Whittaker,
M. y Risden, G.C. (1999).
The fate of heavy oil wastes
in soil microcosms I: a performance assessment of biotransformation indices. The
Science of the Total Environment 226: 1-22.
Prinik, M.P.; Atlas, R.M. y
Bartha, R. (1977). Hydrocarbon metabolism by Brevibacterium erythrogenes:
normal and branched alkanes. Journal of Bacteriology
119: 868-878.
Pritchard, P.H. (1997). Cuestiones reglamentarias y de
eficacia en la biorrecuperación de los derrames de petróleo: experiencias con el
derrame del Exxon Valdez
en Alaska. En: Biotratamiento de residuos sólidos y peligrosos (Levin M.; Gealt,
M.A. Eds.). McGraw Hill. Madrid. cap. 12, pp 273-311.
Riser-Roberts, E. (1998). Remediation of petroleum
contaminated soils. CRC
Press. Lewis publishers.
Rowland, S.J.; Alexander,
R.; Kazi, R.I.; Jones, D.M. y
Douglas, A.G. (1986). Microbial degradation of aromatic components of crude
oils: a comparison of laboratory and field observatios.
Organic Geochemistry 9:
153-161.
Sasaki, T.; Maki, H.; Ishihara,
M. y Harayama, S. (1998).
Vanadium as an internal marker to evaluate microbial degradation of crude oil. Environmental Science and Technology 32, 3618-3621.
ARTÍCULO
Otros biomarcadores
45
ARTÍCULO
La dinámica marina
En este trabajo se realiza una
revisión general de los aspectos generales de la dinámica
marina, especialmente centrado en playas y la parte
más cercana a la costa de la
plataforma. Es evidente que
la dinámica de erosión, transporte y depósito de sedimentos, jugará un papel fundamental en la removilización
de contaminantes. Formas de
acumulación más profundas,
jugarán un papel fundamental como reservorios de contaminantes. También es importante, especialmente en
el caso de aplicar biorremediación, el efecto que producirá el desplazamiento ligado
a las mareas de la interfase
agua dulce-agua salada.
n el entorno de informaciones referidas al
desastre del Prestige,
se pone de manifiesto, con
cierta claridad, el perfecto
desconocimiento del medio
físico en el que se escenifica
el desastre. Este medio, por
su propia dinámica, merece
algo más de consideración,
siendo preciso contemplarlo
en sus muchas facetas. Ellas
reflejarán, para bien ó para
mal, todas las actuaciones
E
46
This paper deals with a
general overview of marine dynamics, mostly focused on beaches and near
shore continental platform
e n v i ro n m e n t . T h e ro l e
p l a y e d b y t h e e ro s i o n ,
transport and further sediment deposit in pollutant
feedback processes seems
to be crucial . Deeper accumulation forms will act as
important pollutant reservoirs. In the case of bioremediation mechanisms application, the continuous
migration of the tidelinked freshwater/saline
water interface will be
very important too.
posteriores como: reinicio de
las actividades extractivas
pesqueras, uso turístico de la
zona, limpieza, remediación,
información mediática y política. Pues bien, valgan estas
consideraciones para aquellos
que parecen necesitarlas, no
para aquellos que las conocen sobradamente: mariñeiros, marinos y todos los científicos, predominantemente
ignorados, que trabajan en el
estudio del medio marino.
T. Torres
Dr. Ingeniero de Minas
Catedrático
J. E. Ortiz
Dr. Ingeniero de Minas
Profesor Asociado
Laboratorio de Estratigrafía
Biomolecular
E.T.S.I. de Minas de Madrid
El medio marino
Figura 1.
Esquema del
desarrollo de un
acantilado.
1-acantilado
con zapamiento
basal;
2- plataforma
de abrasión.
El dominio marino se puede
dividir en dos ambientes de
extensión desigual: el medio
nerítico, hasta 200 m de profundidad, y el medio oceánico,
la zona restante y arealmente
mucho más importante.
El medio litoral se divide en
varios subambientes:
• Supralitoral o supramareal
(backshore), por encima de
la zona de alcance de las
mareas altas.
• Interlitoral o intermareal
(foreshore), zona comprendida entre las mareas alta y
baja.
• Sublitoral o infralitoral
(shoreface) hasta la zona
del donde rompe bruscamente la pendiente la plataforma costera. En esta zona se identifica una parte,
denominada nearshore,
que va desde la línea de
costa a la zona de rotura.
ARTÍCULO
El medio oceánico también se
subdivide en varias zonas, de
acuerdo a su batimetría y
morfología (pendiente).
• Zona batial, que corresponde al talud
• Zona abisal, el fondo oceánico por debajo de 4.000 m.
• Zona hadal, las partes más
profundas.
Digamos que, de una manera
descriptiva, tendríamos que
el conjunto del problema del
Prestige abarca dos ambientes claramente diferenciados:
el medio próximo y el medio
lejano. En el primero se situarán los dos puntos del fondo
oceánico, abisal, en el que están los dos pecios en los que
se ha convertido el petrolero
naufragado. En el medio lejano, la zona litoral, es la que
alberga la biomasa principal y
la zona de interés económico
y social.
Ello no quiere decir que el
medio próximo no esté, por
su posición remota, contribuyendo a la contaminación del
medio lejano por fugas en
"fisuras". Algunas de estas fisuras, en televisión al comentar algunas de las pocas imágenes, se denominan bitas,
que son, de acuerdo al "Seco" "una columna de acero
afirmada sobre una base a
cubierta, alrededor de la cual
se sujetan los cabos de amarre". Parte del fuel podrá alcanzar, cuando se "solidifique" otras áreas, al ser transportado por corrientes geostróficas que transportan y depositan sedimentos en zonas
muy profundas, dando lugar
a unos depósitos que se denominan contouritas (Essen
et al. 1966). Aunque en esta
nota no nos ocuparemos más
de ellas, ahí quedan.
Si volvemos nuevamente a la
zona nerítica, figura 1, también podemos establecer
otras divisiones que serán de
interés a la hora de analizar
como y porqué el fuel del
Figura 2.
Zonación de
un perfil de
playa (según
Guillén 1992,
tomado de
Gracia et al
2000).
Prestige se deposita en una
zona u otra.
• La zona intermareal o interlitoral (foreshore), ocupa la parte más elevada del
perfil de la costa, de forma
que solo está mojada entre
mareas.
• La zona que está afectada
por el oleaje normal (oleaje
de buen tiempo), se denomina upper shoreface o zona infralitoral superior.
• La zona que está afectada
por el oleaje de tormentas
se llama zona infralitoral inferior o lower shoreface.
• Por debajo, generalmente
inafectada está la zona de
mar abierto: plataforma
(offshore).
Es obvio que estas divisiones
son variables, según zonas geográficas y regímenes climáticos; no obstante, se puede decir que el límite de profundidad del mar abierto varía entre poco más de 20 metros
hasta 50-200 m.
La dinámica de las aguas
marinas
El movimiento de las aguas
marinas va a ser el gran elemento modelador de la morfología de las costas. Existen
tres tipos fundamentales de
movimiento de las aguas marinas (Nichols 2000):
• Oleaje
• Mareas
• Corrientes
El agente modelador más importante, al menos a simple
vista, es el del oleaje, que
puede definirse como el movimiento ondulatorio del
agua, del mar en este caso,
que generalmente será generado por la acción del viento.
Sus características dependerán de la intensidad del viento, de su duración y del su recorrido sobre la superficie del
mar. De aquí que el oleaje
continúe durante un cierto
tiempo, aunque el viento que
lo originó ya hubiera cesado.
Durante la mayor parte del
tiempo las olas "no se mueven", en otras palabras, no se
trasladan, al ser un movimiento oscilatorio de las partículas del agua marina, que
describen trayectorias circulares, de radio menor cuanto
mayor es la profundidad a la
que se encuentran, hasta que
su movimiento cesa, por ello
se denominan olas de oscilación. Por lo tanto, es el viento, como muy bien sabemos
el que va haciendo derivar los
materiales que flotan, los hidrocarburos entre otros, hasta acercarlos a la costa. Cuando las olas se van acercando a
la costa, las partículas, que
rotaban libremente según
trayectorias circulares, en las
partes más profundas de la
zona afectada por el oleaje
oscilatorio, comienzan a rozar con el fondo del mar y se
retrasan respecto las que giran en órbitas más cercanas a
la superficie. A partir de este
47
ARTÍCULO
punto la ola comienza a "levantarse" aparece la cresta
(zona de surf en la literatura
anglosajona) y, finalmente, se
desploma en la zona de rotura. Obviamente, se produce
una gran liberación brusca de
energía que es un agente
erosivo de gran importancia.
pueden resumir en la sucesión, dos veces al día, de subidas y bajadas del nivel de mar.
Fundamentalmente por la acción de la atracción solilunar,
aunque se reconoce también
la influencia del efecto Coriolis. Las mareas no solamente
alteran la posición relativa del
nivel de base del oleaje sino
que también inundan con
agua marina zonas llanas de
la interfase continental-marino, marismas s.l., que suelen
ser de alta productividad biológica y de gran fragilidad e
interés medioambiental.
Las olas no se comportan de
una manera caprichosa, ya
que su paso de movimiento
ondulatorio a traslación viene definido por un parámetro: la profundidad efectiva.
Este es equivalente a la mitad de la longitud de onda
del oleaje: la mitad de la distancia que separa dos crestas
o dos valles sucesivos de olas
de oscilación. Por debajo de
esta profundidad, el roce de
las partículas con el fondo,
provoca que empiecen a describir órbitas ligeramente
elípticas, y afectarán al fondo. Esta afección no es mala
en sí, ya que transporta oxígeno y nutrientes, pero no
impedirá que los contaminantes de densidad similar a
la del agua, el chapapote
p.e., no se quede estático, rodando y formando masas
alargadas que atraparán animales que viven asociados al
fondo marino (bentónicos)
muchos de los cuales son objeto de interés económico.
Cuando las olas se acercan a
la costa, sufren un fenómeno
que es realmente importante:
la refracción del oleaje: la líneas del oleaje (crestas) tienden a colocarse paralelas a la
línea de la costa. Esto explica
que los cabos o promontorios
son batidos por el oleaje por
todos los lados y sometidos,
por lo tanto, a una erosión
mecánica muy importante.
Por el contrario, los fondos
de bahía se suelen irse rellenando por aportes de detríticos, que no son sino los aportes del oleaje casi paralelo a
la línea de costa.
Las mareas, aunque no merecen especial descripción, se
48
El oleaje es también responsable de dos tipos de corriente
que afectan profundamente
los depósitos costeros, en especial a las playas: las corrientes de deriva litoral:
Figura 3. Formas
generadas por
acumulación de
sedimentos en la
zona de
plataforma
(Modificado de
Nichols 2000).
1-crestas arenosas
(sand ridges );
2- cordones
arenosos
(sand ribbons)¸
3- barras arenosas
(sand waves).
• Dado que el oleaje incidente es asimétrico, ya que la
refracción no suele ser total, hay un transporte hacia tierra.
• El oleaje, por sí mismo, provoca una elevación longitudinal del nivel del mar en la
zona costera de playa y se
crea una corriente de fondo
que transporta material mar
adentro.
• Transporte hacia mar abierto de sedimento por oscilaciones infragravitatorias debidas a la asimetría del
oleaje incidente.
En cualquier caso el material
no acumulado (erosionado)
directamente en la zona de
incidencia del oleaje va a seguir dos caminos:
• Una parte del material se
moverá longitudinalmente
a lo largo de la playa por las
corrientes de deriva debidas
al oleaje.
• Otra parte del material irá a
parar a la parte sumergida
de la playa, donde se acumulará formando barras,
cuya posición será variable a
lo largo del tiempo, aunque
en general tenderá a migrar
hacia tierra.
Las costas
Las costas son susceptibles de
numerosas clasificaciones, según su contexto geológico,
oceanográfico o geomorfológico (ver Gracia et al., 2000).
Valga decir que la costa gallega, de acuerdo con la clasificación de Johnson (1919) sería una costa de hundimiento,
en la que predomina la morfología de ría, denominación
que coincide con la clasificación más reciente de Kelletat
(1995). De acuerdo con la clasificación de Cotton (1952)
sería una costa de región estable, con formas derivadas tanto de emersión previa como
de hundimiento reciente. De
acuerdo con Valentín (1952)
sería una costa en retrocesoretrogradante en la zona de
acantilados. Posteriormente
Sephard (1976) daría una clasificación en las que las costas
gallegas se incluirían en el
grupo denominado de "costas
primarias".
De cualquier forma, las costas
oceánicas de la Península Ibérica constituyen sistemas muy
complejos en los que parece
existir una sucesión de estadios evolutivos, generalmente
bien reconocidos:
• Un levantamiento relativo
de la costa, con la exhuma-
Figura 4. Fenómenos que se producen en la zona de batida del oleaje (Pedraza 2000).
1-no afectado por el oleaje; 2-trasporte por rodadura; 3- turbulencias y generación de ripples;
4-ciazalla paralela al lecho marino y laminación paralela en su caso; 5-erosión del fondo por
cavitación, suspensión de nubes de area, sedimentación gradada; 6-cizalla paralela al fondo
sobre material más grueso, en su caso laminación paralela.
ción de rasas costeras previamente cubiertas por el
mar.
• Un hundimiento tardío
debido a la transgresión
del Flandriense (6.000 BP)
que inundó valles fluviales preexistentes, propiciando la generación de
las rías.
La costa gallega, además, tiene numerosas peculiaridades,
fundamentalmente ligadas a
su desarrollo irregular, de forma que hay zonas rocosas sometidas a fuerte erosión mecánica por el oleaje (acantilados), mientras que hay fondos de bahía, sea cual sea su
escala, en la que se produce
acumulación de materiales
clásticos. Tampoco hay que
olvidar el desarrollo de zonas
de marisma y las dunas de
transplaya.
En cualquier caso, hay que tener en cuenta que todos los
ambientes descritos van a estar sometidos durante largo
tiempo a una exposición variable, siempre importante, a
la acción de los agentes contaminantes derivados del vertido del Prestige, que a continuación se pasará a describir.
Dunas de transplaya
Aunque los sistemas dunares
no son parte dominante del
sistema marino de la zona
afecta por el vertido, no hay
duda de su afección futura o
presente.
El trasiego de personas y residuos durante las operaciones
de recogida de chapapote indudablemente ha afectado a
la la geometría de los sistemas dunares, degradando la
frágil cubierta biológica También habrá aportado por accidente, fragmentos de chapapote caídos. En el futuro
habrá que esperar un aporte
importante de clastos de chapapote, una vez que se solidifique más profundamente
y se haga frágil, siendo, gracias a su baja densidad, transportado por el viento, hasta
quedar retenido en trampas
de sedimento en las zonas
dunares.
Marismas
Si se entiende como tal el
conjunto de marismas bajas
(slikke), inundables con cualquier marea y marismas altas, que solamente se inundan en las mareas vivas
(schorre), se trata de medios
muy sensibles a la afección
medioambiental. Si fueron
previamente protegidas, habrán quedado protegidas de
la llegada de contaminantes,
aunque no hay que ignorar
la posibilidad de que, conforme se vayan desprendiendo de las películas sobre roca, puedan alcanzarlas.
ARTÍCULO
ción y transporte de los materiales aportados por el oleaje,
corrientes marinas y mareas.
Existe una amplia serie de clasificaciones aunque aquí vamos a citar de forma rápida
las clases definidas por Zenkovitch (1967):
• Formas adosadas: playas,
bermas y promontorios
arenosos
• Formas libres: flechas
• Barreras
• Formas de conexión playas
barrera y tómbolos
• Formas desconectadas: playas barrera, islas.
Estas zonas habrán sufrido
una enorme agresión por la
llegada de chapapote y las labores de limpieza.
Acantilados y zonas rocosas
En zonas costeras rocosas
aparecen dos formas dominantes: las plataformas de
abrasión y los acantilados, ver
figura 2.
Las plataformas de abrasión
se generan en la base de los
acantilados, tras su retroceso
por zapamiento. Los acantilados generalmente están sometidos a procesos de retroceso, bien por la acción mecánica del oleaje, bien por la
meteorización, muy intensa
sobre materiales graníticos en
los que el oleaje y la bioerosión desagregan las capas superficiales de la roca, sobre la
que se asientan numerosas
comunidades biológicas y, actualmente, el chapapote. La
acción de raspado de la película de hidrocarburos también arrastrará la capa superficial de roca meteorizada en
la que, como se ha indicado,
se asientan numerosas comunidades animales y vegetales.
Formas subacuáticas
Zonas arenosas emergidas
Las zonas arenosas emergidas
forman parte de los ambientes de acumulación, transi-
Aunque las formas subacuáticas se caracterizan por ser efímeras, no pueden ser dejadas
de tener en cuenta, toda vez
49
ARTÍCULO
que actúan como reservorio o
sumidero de sedimentos, es
decir, se producirán lo que en
geomorfología de denomina
"reagrupamientos y estabilizaciones" es decir aparecerán
formas de "acreción-agradación" en el sentido propuesto
por Pedraza (1996). En este
caso consideraremos al chapapote como un tipo más de
sedimento, aunque de origen
antrópico.
del tiempo. Su migración estará ligada a las corrientes
geostróficas, corrientes de
marea, en mares de gran amplitud de marea, y de fondo
durante episodios de tormenta. Estos procesos, aunque
menos perceptibles, resultan
de enorme importancia ya
que pueden actuar como reservorio de sedimentos y, obviamente, de contaminantes,
como es el chapapote, que
podrá irse liberando lentamente conforme las formas,
metaestables en cualquier caso, vayan migrando lentamente según las corrientes de
la zona, o incluso de la época
del año.
Dado el carácter mixto de la
costa gallega, donde coexisten condiciones meteorológicas en las que son frecuentes
los episodios de tormenta y
en la que, de acuerdo con la
amplitud de las mareas, se
dan condiciones mesomareales, se tendrá una superposición de corrientes debidas al
oleaje y otras debidas a las
mareas.
Donde el carácter efímero de
las formas se manifiesta de
forma más palpable es en el
área afectada por la batida
del oleaje, figura 4. En esta
zona se producirá una fuerte
alteración de la morfología
del fondo en la zona de rom-
De forma general, las formas
subacuáticas responden a dos
entornos distintos: las que
aparecen asociadas a la playa,
es decir, las partes mas someras del fondo marino y las
más profundas, por debajo
del nivel de base del oleaje.
En las zonas de fondo de playa habrá formas menores como ripples (rizaduras), megarripples (dunas) o fondos planos, según estados de energía creciente.
En zonas más profundas de la
zona infralitoral, figura 3,
aparecerán trenes de barras
litorales (acumulación) y surcos (erosión), en una disposición que los autores anglosajones denominan "ridge and
runnel", seguidos hacia zonas
más profundas por cordones
arenosos (sand ribbons) y barras arenosas (sand waves).
Unos apuntes sobre
dinámica
Las formas de gran tamaño
que se desarrollan por debajo
del nivel de base del oleaje
no serán estables a lo largo
50
Figura 5. Relaciones
entre nivel de base y
ciclos mareales en la
zona interlitoral
(Duncan 1964).
I- marea baja; II- punto
medio del flujo de
marea; III punto
culminante del flujo de
marea; IV-punto medio
del reflujo de marea;
V-marea baja.
1-nivel de base;
2-zona de efluente;
3-zona de infiltración;
4-acumulación;
5- excavación.
pientes: se producirá una sobre-excavación. El material
arrancado permanecerá suspendido corto tiempo y al
caer podrá dar lugar a la aparición de sedimentación gradada (tempestitas). También
aparecerán formas propias, si
se trata de una tempestad
(hummocky cross bedding). En
el fondo se generarán turbulencias que darán lugar a la
aparición de ondulaciones del
lecho (ripples), de corta vida,
y laminación paralela de alta
energía, por esfuerzos de cizalla paralelos al perfil del
fondo.
Cuando se conjugan las acciones de subida y bajada de marea y el oleaje, se observa que
existe un importante cambio
morfológico diurno, que conlleva la excavación de surcos
asociados a la rompiente, el
cual, con las subidas y bajadas
de la marea, se irá desplazando a lo largo del perfil trans-
ARTÍCULO
versal de la playa. Algo similar se producirá con las crestas de las barras efímeras generadas por la acumulación
de sedimentos en la zona interlitoral.
Si ahora se contempla el sistema playa desde un punto de
vista de biorremediación, habrá que tener en cuenta también la compleja interrelación
que se establece con el agua
aportada por el sistema marea-oleaje y el agua subterránea propia de un medio extremadamente poroso, como
es el de una playa arenosa, figura 5. El balance final de estos procesos se puede resumir
en que el sistema playa pueda evolucionar hacia una pérdida de sedimento, algo que
ocurre frecuentemente cuando se interrumpen las corrientes litorales de deriva
mediante espigones incontrolados. También puede ocurrir
que la playa tenga una ganancia de sedimentos, que
puede estar condicionada por
su posición topográfica-fondo de bahía, o por la acción
de espigones de retención de
sedimentos. Como ejemplo
de pérdidas y ganancias de
sedimentos en una playa, se
incluye en la figura 6, la evolución de una playa oceánica
como la de Las Canteras en
Gran Canaria (Alonso et. al.
2000) donde se describe la
tendencia general de la playa, aunque es especialmente
notable el valor del rango de
variación de las tasas de erosión/acumulación, que alcanzan volúmenes de más de
70.000 m3.
Pero no solamente es un sistema dinámico en orden al
transporte de sedimentos, sino que también lo es desde
un punto de vista hidrogeológico. En la figura 6 se observa
detalladamente el sistema, se
puede apreciar que hay periodos en los que el agua subterránea tiene carácter efluyente al ascender; en otros
momentos predomina un ré-
Figura 6.
Variaciones
plurianuales de
volumen de
sedimentos en
la playa de Las
Canteras,
Gran Canario
(tomado de
Alonso et al.
2000).
gimen influente ya que el
agua marina superficial se infiltra, modificando el contorno del nivel de base. Este aspecto es muy importante ya
que asegura un aporte bidiurnal de oxígeno nutrientes
(aportados en su caso), aunque en zonas topográficas algo distintas.
Conclusiones
Los sistemas marinos y costeros muestran una dinámica
cambiante difícil, posiblemente imposible de predecir.
Cualquier intento de limpieza, en su caso biorremediación, deberá realizarse tomando en cuenta su idiosincrasia específica. Además, no
se ha de olvidar que el uso de
reactivos/abonos podrá afectar negativamente a la fauna
intersticial, que deberá ser
controlada.
Referencias
Alonso, I.; Vilas, F. y Alcantará-Carrió, J. (2000) Importancia de la escala temporal en estudios de dinámica litoral (2000). de Andrés, J.R. y Gracia F.J.
Gracia eds. Geomorfología
litoral, procesos activos. Instituto Geológico Tecnológico GeoMinero de España,
Ministerio de Ciencia y Tecnología. 31-43.
Cotton, C.A. (1952) Criteria
for the classification of coasts, 17th Int. Geogr. Congr.
Abs. Paper 15.
Duncan, J.R. (1964) The effects of water table and tidal
cycles on swash-backwash
sediment distribution and
beach profile development.
Marine Geol,2: 186-197.
Gracia, F.J.; Benavente, J. y
Anfuso, G. (2000). Clasificación de costas y ambientes litorales en (de Andrés,
J.R. y Gracia, F.J. Gracia
eds). Geomorfología litoral,
procesos activos. Instituto
Geológico Tecnológico
GeoMinero de España, Ministerio de Ciencia y Tecnología. 13-30.
Heezen, B.Z.; Hollister, D.C.
y Ruddiman, W.F. (1966)
Shaping if the continental
rise by deep geostrophic
currents. Science 152, 502508.
Johnson, D.W. (1919) Shore
processes and shoreline development. John Wiley &
sons N.Y. 584pp.
Kelletat, D.H. (1995) Atlas of
coastal geomorphology
and zonality. J. Coastal Research Spec. Iss. 13. Fort
Lauderdale, Florida. 286pp.
Nichols, G. (1999). Sedimentology and Stratigraphy. Blackwell Science Ltd 355 pp.
McLane, M. (1995). Sedimentology Oxford University
Press 423 pp.
Seco, M.; Andrés, O. y Ramos, G. (1999) Diccionario
del español actual Aguilar
2V.
Sephard, F.P. (1976) Coastal
classification and changing
coastlines. Geosciences and
Man, 14: 53-64.
Valentin, H. (1952) Die küsten der Erde Petermannns
Geographische Mitteilungen, 246: 1-1118.
Zenkovichhh, Vp.P (1967)
Processes of Coastal Development. Oliver and Boyd
378 pp.
51
ARTÍCULO
Bases para una valoración
de riesgo ambiental
del derrame del Prestige
La Voz de Galicia
Esta valoración implica conocer los efectos o alteraciones, a corto, medio y largo
plazo, que va a ocasionar
ese vertido, sobre los organismos vivos y sus hábitats.
Al valorar el riesgo ambiental del derrame, tratamos de
valorar el grado de implicación que tiene una agresión
como ésta, sobre los seres
vivos que conforman el medio donde el derrame se ha
producido. Además, el resultado debería de poder utilizarse como mecanismo de
gestión ambiental. Usando
este procedimiento intentamos, mediante un planteamiento científico, ofrecer
una información técnica que
puede utilizarse como punto
de partida para actuaciones
diversas que tengan como
objetivo paliar los efectos
de la agresión.
52
This assessment implies to
know the effects of the oil
spill on the organisms and
their habitat in short to
long periods. When assessing the environmental risk
of the spill, we try to evaluate the degree of implication of an aggression like
this on the alive beings
that conform the environment where the spill took
place. Likewise, the result
should be able to be used
as a mechanism of environmental management.
Using this procedure we
attempt, by means of a
scientific position, to offer
technical information that
can be used as a starting
point for diverse performances which objective is
to palliate the effects of
the aggression.
Labores de
limpieza en
Cabo Touriñán,
dificultadas por
el fuerto viento,
las condiciones
del mar y la
dispersión del
fuel.
A. de la Torre
Dr. en Ciencias Biológicas
M. Carballo
Dr. en Ciencias Biológicas
M. J. Muñoz
Dr. en Ciencias Biológicas
CISA-INIA
Consideraciones principales
El riesgo medioambiental implica la consideración de tres
factores que condicionan que
exista riesgo y que son:
1. las características del agente que se introduce en el
medioambiente,
2. su capacidad por alcanzar
un receptor biológico y
3. el daño que sea capaz de
ejercer en él.
Traducido al caso que nos ocupa, la consideración de estos
tres factores supone, que para
poder valorar el riesgo de un
vertido que se ha producido
en el mar, deberemos conocer:
La toxicidad de ese vertido, la
migración que experimenta
según las características del
medio, la exposición a la que
van a verse sometidos los organismos y, como consecuencia, el efecto que produce en
cada uno de ellos.
El riesgo medioambiental asume que no puede producirse
daño en el medioambiente si
no existe algún agente con
capacidad de producirlo, si dicho agente no tiene posibilidad de exponerse a un receptor biológico y, por último, si
considerando que existe dicha
exposición, ésta no se traduce
en un efecto.
En nuestro caso, y siguiendo
este esquema básico, si queremos conocer el riesgo ambiental del derrame de petróleo
en el medio donde se ha vertido, tenemos que conocer:
A la vista de la información
que se necesita para valorar
adecuadamente el riesgo de
este derrame, está claro que
este trabajo puede llegar a
ser tan exhaustivo que requiera más tiempo del que se
dispone para una toma de
decisiones sobre aspectos tan
importantes como por ejemplo: conocer la gravedad del
problema, conocer las impli-
Sobre las características del
vertido
La caracterización química de
la muestra obtenida mediante
homogenización de los tanques del buque y procesada
por el CSIC (Instituto de Investigaciones Químicas y
Ambientales de Barcelona),
puede servir de punto de partida para conocer los componentes del fuel. A este respecto destacamos que los porcentajes de aparición de compuestos son los siguientes:
ARTÍCULO
La Voz de Galicia
• La composición del vertido,
para lo cual deberá hacerse
una caracterización química
de la mezcla.
• Las características del vertido, fundamentalmente la
toxicidad del vertido, para
lo cual se aconseja, en principio, realizar una valoración mediante una búsqueda e interpretación de información toxicológica procedente de los bancos de datos actualmente disponibles.
• La migración o transporte
que experimentan los componentes del petróleo, de
acuerdo no sólo a sus propiedades físico-químicas sino también a las condiciones del medio. Para ello,
buscaremos entre las propiedades físico-químicas de
los compuestos, aquellas
que van a condicionar su
biodisponibilidad como
son: el coeficiente de solubilidad, el de lipofilia, su
peso molecular, etc. Necesitaremos saber cuales son
las condiciones del medio
que van a aumentar o disminuir esa biodisponibilidad como p.e.: presencia de
materia particulada, en suspensión o sedimentable, la
intensidad lumínica, la temperatura en la columna de
agua, etc.
• El daño que va a producir la
mezcla o sus componentes,
en los niveles de organización del ecosistema. Esto se
debe de traducir en la valoración de los efectos sobre
los individuos, las poblaciones, comunidades, sus relaciones y sobre la estructura
y función del ecosistema.
• Hidrocarburos saturados:
19 %
• Hidrocarburos aromáticos:
46,4 %
• Resinas y asfaltenos: 34,7 %
Aguiño
Un grupo de
mariscadores
de Aguiño
recogen fuel
en la zona de
Sagres.
caciones sanitario-ambientales, las implicaciones ecológicas y el futuro de los recursos
pesqueros, entre otros. Por
tanto, un abordaje coherente
con la gravedad de una situación como ésta, que requiere
tomar conciencia cuanto antes, debe de considerar un
abordaje que, teniendo en
cuenta todo lo que hemos comentado, seleccione aspectos
que puedan suministrar una
información del daño a corto
plazo, medio plazo y largo
plazo. Veamos que es lo que
se debería hacer inicialmente,
asumiendo desde el principio
los factores que condicionan
cualquier situación de riesgo.
Estos son:
1. Estado del medio ambiente.
2. Receptores biológicos potenciales.
3. Características del vertido.
4. Dinámica del vertido: Comportamiento y transporte .
5. Vías de exposición de los
receptores a los agentes
tóxicos.
6. Mecanismos de toxicidad
de los agentes tóxicos en el
receptor.
7. Parámetros de expresión del
efecto adverso en el receptor.
Resaltamos a continuación algunos de estos factores:
De la caracterización analítica
del vertido del Prestige, se
observa que la fracción de hidrocarburos aromáticos es la
fracción mayoritaria. En este
grupo destacan los denominados hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs), muchos
de los cuales son relevantes
desde el punto de vista ambiental ya que sus características de toxicidad, persistencia
y bioacumulación, hacen que
representen un riesgo biológico para los organismos que
puedan verse expuestos.
Este grupo comprende una
gran cantidad de compuestos
cuya molécula está constituida por anillos de benceno y su
variabilidad estructural se refiere al número de anillos y a
su disposición. Desde el punto
de vista ecotoxicológico parece ser que los que resultan relevantes son aquellos que presentan entre dos a cinco anillos, estando incluidos 16 de
ellos en la Lista de Compuestos Prioritarios de la Agencia
de Protección Ambiental
Americana (US.EPA, 1984),
de la Organización Mundial
de la Salud (WHO) y de la
Unión Europea (Diario Oficial
de las Comunidades Europeas,
2001), precisamente por sus características de peligrosidad.
53
ARTÍCULO
Otras características generales
de estos compuestos se refieren a su baja solubilidad en
agua y presión de vapor, y a
su fuerte afinidad para adsorberse a las superficies. Sin embargo, existen diferencias entre unos y otros compuestos,
si bien se puede observar ciertas tendencias; por ejemplo:
• A mayor peso molecular del
compuesto, menor es la solubilidad en agua, o viceversa.
Es decir, compuestos como el
naftaleno o acenafteno, con
bajos p.m., bien podrían encontrarse en agua en concentraciones tóxicas. Moléculas con estructuras lineales
tales como el naftaleno y antraceno, son menos solubles
que los que disponen de estructuras angulares como el
criseno o fenantreno.
• Las moléculas aromáticas con
sustitución alkil, disponen de
baja solubilidad en agua.
Dinámica de los compuestos
a partir del derrame
Cuando se produce un derrame, los PAHs del petróleo tendrán una dinámica variable.
Aquellos que dispongan de un
Coeficiente de Henry por encima de 1 x 10 –4 (p.e. naftaleno,
pireno) tendrán más tendencia
a volatilizarse, y permanecerán,
por tanto, menos tiempo en la
superficie. Aquellos que sean
más sensibles a la fotolisis como
el fenantreno y fluoranteno, se
degradarán más rápidamente
si se encuentran en la superficie
por algún tiempo. Los PAHs
con mayor solubilidad se incorporarán a la columna de agua
y, podrán ser absorbidos por los
organismo del medio dependiendo, entre otros factores, de
su p.m., su tamaño molecular,
etc. p.e. el naftaleno con un
p.m. de 128,19 gramos presenta una solubilidad de 31 mg/L.
Sin embargo, como hemos dicho, estos compuestos presentan, en general, una gran capacidad para adsorberse a las superficies de la materia particu-
54
PERSISTENCIA
• La persistencia es el factor que define la velocidad de degradación de un compuesto en el medio y
por tanto la probabilidad que exista mayor o menor exposición a los seres vivos y que produzcan
más o menos daño.
• La degradación se puede producir por factores abióticos (hidrólisis, fotolisis, etc.) o bióticos (degradación microbiana en aerobiosis y/o anaerobiosis).
• La biodegradación aerobia descrita para varios compuestos requiere la aclimatación previa de los
microorganismos del medio a estos compuestos. Ante un vertido accidental esta situación no ocurre
de forma inmediata, por lo que no se ve favorecida la degradación de estos compuestos.
BIOACUMULACIÓN
• Se produce la acumulación de un compuesto en los tejidos de un organismo cuando la ingestión es
más rápida que la suma de degradación y de eliminación. La facilidad de acumulación de una sustancia en un organismo viene definida por el potencial de bioconcentración (BCF).
• Las características estructurales importantes que presentan estos compuestos y que determinan la
bioacumulación son:
* Estructuras aromáticas sustituidas en los dobles enlaces
* Lipofilia mediana a alta (2,7 < log Pow <6)
* Solubilidad en agua baja (<1 mg/l)
* Peso molecular de mediano a alto (de 100 a 500)
* Diámetro de la molécula no demasiado alto (Limite 9,5 A)
* Baja degradabilidad
• El BCF solo considera la exposición vía agua y se basa en ensayos de laboratorio. Expresa la relación
que se establece entre la concentración en tejido y la encontrada en agua. Se expresa en unidades
de mL por gramo de peso corporal.
• El factor de bioconcentracion indicará cuantas veces una sustancia se acumula en un organismo vivo,
respecto al medio en el que se encuentra. Cuando el valor de BCF es de 102 se considera de importancia. El factor de bioconcentración para los PAHs considerados, se ha descrito entre 103 y 104, es
decir, presentan una capacidad media alta de bioacumularse. Los compuestos con mayor BCF, son los
que presentan mayor lipofilicidad y menor hidrosolubilidad.
• Adicionalmente a esta capacidad de bioacumularse hay que considerar que ciertos PAHs se pueden
metabolizar, aunque no todas las especies presentan esta capacidad. Esta se ha descrito en algunos
invertebrados, como ciertos poliquetos, y en algunos vertebrados, como peces y aves. Los sistemas
enzimáticos hepáticos, sistema de oxigenasas de función mixta, citocromos P450, son las enzimas
que juegan un papel decisivo en la oxidación de éstas y otras sustancias xenobióticas. La eficacia de
la actuación de estos enzimas es mayor para los compuestos de cadena larga.
BIOMAGNIFICACIÓN
• Este termino describe la amplificación que toma un contaminante por vía alimenticia respecto a su
presa y representa la transferencia de contaminante de un nivel a otro, en la cadena trófica.
Tabla 1. Algunas características relevantes que influyen en la dinámica de los compuestos en el medio.
lada. Coeficientes Koc mayores
de 104 están presentes en todos
los PAHs. Así pues, la posibilidad
de que se incorporen a la materia orgánica, que es alimento
básico de los organismos que
sustentan el medio marino, y
con ello que pasen a formar
parte de la red alimenticia, será
muy grande. Además, habrá
que contar con que su factor de
bioconcentracción (BCF) es también elevado. Si nos fijamos en
los BCFs de los PAHs, por regla
general superiores a 100, habrá
que considerar que el potencial
de bioacumularse en organismos vivos es muy alto.
grasa (blubber) de mamíferos
marinos. Así, se han detectado
mayores niveles en animales cuya alimentación se basa en peces y cefalópodos, que en los
que se alimentan exclusivamente de macroplancton, los cuales
se verán involucrados sólo ante
episodios que se produzcan en
corto periodo de tiempo. Estos
compuestos serán fundamentalmente los de bajo peso molecular y cadena corta (2-4 anillos), como naftaleno, acenafteno, fluoranteno y fenantreno,
por su mayor biodisponibilidad,
su capacidad de bioacumulación y su escasa degradación.
A largo plazo, estos compuestos podrán acumularse progresivamente en la cadena trófica.
Así, los predadores son los que
presentarán mayor concentración Por ello no es raro encontrar determinados PAHs en la
Por otra parte, los compuestos
más pesados que son menos solubles, van a poder sedimentarse, y en su movilidad a través de
la columna de agua, podrán
afectar a organismos pelágicos
en la medida que sus caracterís-
Dentro de este grupo está el
naftaleno, el compuesto más relevante (CL50 24h crustáceos
=6,5–15 mg/L; CL50 96h peces=6,08 mg/L).
La toxicidad aguda puede incrementarse en los compuestos
que tienen hasta 4-5 anillos. Así,
el benzo(a)antraceno presenta
una CL50 96h para Daphnia pulex de 0,01 mg/l –es decir, es
muy tóxico– sin embargo, su baja solubilidad y gran absorción
hace improbable que puedan
alcanzar en el agua estas concentraciones agudas, menos
cuando hay derrames de petróleo. La toxicidad aguda disminuye en los compuestos con
más de 5 anillos.
No hay que descartar las sinergias que se pueden establecer
entre los distintos componentes
de un crudo determinado, que
pueden incrementar su toxicidad aguda. Así, la valoración de
la fracción soluble de un crudo,
rico en compuestos de bajo peso molecular, puede producir
CL50 de 0,9 mg/l.
Toxicidad crónica.
Toxicidad a largo plazo
No se conocen muy bien los
efectos de cronicidad con respecto a la alteración del crecimiento, reproducción, supervivencia, etc. que marcan los efectos a largo plazo. Sin embargo,
la mayor preocupación de estos
compuestos se refiere a su potencial cancerígeno, en general
favorecido con las estructuras
de 4, 5 y 6 anillos, y con estructuras angulares. Destaca, entre
ellos el benzo(a)pireno. Es bien
conocido el potencial neoplásico favorecido por estos com-
Todas estas consideraciones
habría que hacerlas también
extensibles al hábitat costero,
donde el vertido llega en sucesivos episodios.
Toxicidad
puestos. Sin embargo, otros
efectos a largo plazo a tener en
cuenta son su potencial inmunotóxico, que daña el sistema
inmune, o la respuesta de los
organismos (peces y mamíferos)
frente a agentes patógenos, y
su potencial como disruptores
endocrinos. Así, se consideran
con actividad anti-estrogénica:
el acenafteno, benzo(a)antraceno, benzo(a)pireno y dibenzo
(a,h) antraceno. Otros dismunuyen los niveles de hormonas sexuales en sangre (testosterona y
estradiol) y también pueden
afectar a la viabilidad del esperma y reducir el numero de huevos. Muchos de estos compuestos son genotóxicos (efectos
cancerígenos y mutagénicos)
(NRCC, 1983).
ARTÍCULO
ticas lo permitan (Koc, Kow,
p m., etc.), pero también se depositarán en el fondo, formando manchas más o menos consistentes, las cuales, dependiendo de su tamaño, podrán ser
más o menos inertes o, por el
contrario, podrán incorporarse
a los organismos bentónicos. La
medida por la cual puedan permanecer como reservorio en el
fondo durante años o décadas,
va a depender de las condiciones del medio a esa profundidad, que serán las que marquen la baja o alta biodisponibilidad para los organismos del
nivel trófico detritívoro y en
general para los organismos
bentónicos. La biodegradación
–si se produce- es muy lenta en
los sedimentos, debido a las
condiciones anóxicas que rigen
en estas profundidades. Pero
siempre habrá que tener en
cuenta que los compuestos depositados pueden ser movilizados de nuevo a la columna de
agua, cuando un cambio de
condiciones lo favorezcan. Los
organismos acuáticos, cuyo ciclo vital, o parte de él, esté en
relación con los sedimentos,
son los que tendrán una posibilidad de exposición mayor a estos compuestos por diferentes
rutas, como, p.e., por contacto
directo con el sedimento, respiración del agua intersticial, ingestión de sedimento, alimentación de invertebrados contaminados, etc.
Valoración de riesgo
A la vista de esta información,
sabemos que el riesgo a corto
plazo, está asociado fundamentalmente a la fracción hidrosoluble del vertido, por su
inmediata biodisponibilidad
para los organismos del medio. Si queremos realizar una
cuantificación de este riesgo,
podemos emplear los esquemas tradicionales de valoración de riesgo ecológico de la
Unión Europea, que están basados en la comparación de la
concentración del contaminante en el medio (PEC), con
la concentración "umbral"
que se considera segura para
los organismos vivos (PNEC).
La primera podemos estimarla
a partir de los datos de monitorización disponibles, mientras que la segunda puede ser
derivada de los datos de ecotoxicidad.
Toxicidad aguda
Sabón
Pequeñas bolitas
de fuel se
confunden entre
las algas.
La Voz de Galicia
La toxicidad aguda de los hidrocarburos está en relación a
la riqueza que presenta en
componentes de bajo peso molecular. Esta peligrosidad se debe a que estos compuestos son
los que presentan las CL50 menores, mayor solubilidad, menor lipofilia y menor adsorción.
55
ARTÍCULO
Sin embargo, el abordaje de la
valoración de riesgo a medio y
largo plazo es bastante más
complicado, debido fundamentalmente a la falta de información existente. El Comité Científico de la UE identifica a este
respecto, los siguientes puntos
críticos (CSTEE, 2002):
• Los datos de biodegradación
y persistencia, necesarios para
el cálculo de las PEC en el medio, responden a una realidad
más próxima al medio dulceacuícola, puesto que se han
desarrollado en experimentos
de laboratorio que contemplaban ese medio. Ante la necesidad de disponer de estos
datos, deberían revisarse y
adaptarse los protocolos de
ensayo a las condiciones específicas de aguas salobres, como por ejemplo las especies
de microorganismos que intervienen en el proceso de
degradación o las cinéticas de
degradación marinas. Además, la estimación de la concentración del contaminante
en el medio (PEC) sólo tiene
en cuenta la concentración
del contaminante disuelto en
la columna de agua, pero no
la fracción presente en el sedimento o la asociada a la
materia particulada. Para que
esta valoración fuera realista
debería considerar los diferentes compartimentos del
medio marino y desarrollar
modelos específicos para predecir el transporte e intercambio de concentración de
los contaminantes.
• Los datos de bioacumulación
y biomagnificación, necesarios para estimar la PEC por
alimento, no son suficientemente representativos. Ante
la necesidad de disponer de
estos datos, deberían considerarse más niveles tróficos,
hasta 4, e incluir niveles organizativos inferiores (invertebrados), dada la gran relevancia que esta vía de exposición representa para los
grandes predadores.
• Los datos de ecotoxicidad
en organismos marinos son
56
bastante escasos. Además,
actualmente existen diferentes opiniones sobre cómo derivar la PNEC a partir
de estos datos.
• Los datos de toxicidad en
mamíferos marinos son prácticamente inexistentes. Su
extrapolación a partir de ensayos de laboratorio en vertebrados requiere una revisión y estudio previos debido
a las grandes diferencias fisiológicas y de otra índole,
existentes entre ellos.
Como conclusión a los déficits
planteados, la Unión Europea
señala la gran necesidad de generar información y desarrollar
y validar métodos y modelos
científicos aplicables a las casuísticas especiales del medio
marino. Así mismo, recomienda
que este desarrollo considere
dos escenarios característicos:
• un medio costero, donde prime la valoración de tres niveles tróficos (algas, invertebrados y peces) expuestos a través de agua y sedimento;
• y el mar abierto, donde el
efecto de dilución es aún
mayor, por lo que la valoración de riesgo debe estar
basada en la vía de exposición más representativa: el
riesgo para grandes predadores a través del alimento.
Aunque la realidad, hoy por
hoy, es que la valoración de
riesgo marino no puede ser
aplicada como una herramienta de gestión, es nuestra obligación plantearnos cuáles son
los déficits existes y qué información deberíamos obtener
DIARIO OFICIAL DE LAS
COMUNIDADES EUROPEAS,
2001
•
•
•
•
•
•
•
Naftaleno
Fluoranteno
Benzo-a-pireno
Benzo-b-fluoranteno
Benzo-g,h,i-perileno
Benzo-k-fluoroanteno
Pindeno-1,2,3,cd-pireno
Tabla 2. PAHs incluidos en la lista de
sustancias prioritarias de la UE.
del suceso sufrido, para implementarlos. Esta información se
refiere fundamentalmente a:
• Conocer la degradación, adsorción y bioacumulación
real de estos contaminantes
en el medio marino.
• Conocer la dinámica de los
contaminantes, es decir, las
tasas de transporte desde la
zona de vertido a la costa,
así como la capacidad de recirculación del contaminante entre la columna de agua
y el sedimento marino o
materia en suspensión, tanto en la zona litoral como
en mar abierto.
• Conocer los efectos agudos y
crónicos del vertido, utilizando especies representativas
del medio de estudio para
los distintos niveles tróficos.
Conclusiones
Por ello, el abordaje que deberíamos plantearnos después de
estas consideraciones debería ir
encaminado hacia la realización
de un buen estudio de control y
seguimiento, haciendo hincapié
en las peculiaridades de nuestros hábitats, y en los procesos
específicos de arrastre, transporte, sedimentación y transformación de contaminantes, en
especial los producidos por las
situaciones específicas que han
rodeado el episodio que tratamos y que se refiere a la "corriente de navidad". También se
deberá de tener en cuenta la diversidad y singularidad ecológica de nuestros hábitat y, en especial, la trascendencia en las
especies de pesquerías.
La base de un abordaje que
sirviera para cumplir el objetivo principal del estudio: la
valoración ambiental del
vertido del prestige, debería
constituirse a través de una
reflexión sobre la selección
de los parámetros a estudiar,
tanto bióticos como abióticos, representativos del medio de estudio y capaces de
responder a los interrogantes que hemos planteado.
Se presenta una breve introducción a la metodología de
evaluación de riesgos ambientales como instrumento
de caracterización de emplazamientos contaminados y
de toma de decisiones en la
gestión del riesgo. Se exponen, adicionalmente, la filosofía y los principios operativos de cada una de las fases
de una evaluación de riesgos
ambientales y se incluyen referencias a los principales
documentos guía utilizados
en la actualidad.
Introducción
El concepto de contaminación
química implica que, para una
situación determinada, se produce la superación de un nivel
de concentración de un elemento o una sustancia. Este valor límite suele establecerse, bien como aquél por encima del cual
las concentraciones presentes
no serían probables sin la contribución de actividades antrópicas (es decir, se supera significativamente el nivel de fondo
natural de la zona), bien como
aquél del cual podrían derivarse
A brief introduction to the
process of environmental
risk assessment, as a tool
for contaminated - site
characterization and risk
m a n a g e m e n t , i s h e re i n
p re s e n t e d . T h e g e n e r a l
idea and operational approaches relevant to each
phase of an environment a l r i s k a s s e s s m e n t a re
discussed, and the main
s o u rc e s o f i n f o r m a t i o n
pertaining to this topic
are provided.
efectos negativos para la salud
de las personas o para los ecosistemas. El primer enfoque no
tiene aplicación para productos sintéticos, que, exceptuando las concentraciones residuales de productos persistentes
acumulados en el medio natural desde el comienzo de su
producción y utilización, no
existen en la naturaleza. Tampoco se definen niveles de fondo operativos para los contaminantes orgánicos no sintéticos, fundamentalmente los hidrocarburos del petróleo, debido a que, fuera de zonas de
Figura 1.
Etapas de la
evaluación de
riesgos
ambientales y
productos de
cada una de
ellas.
ARTÍCULO
La evaluación de riesgos
ambientales
Eduardo de Miguel
Dr. Ingeniero de Minas
Profesor Titular
Grupo de Geoquímica
Ambiental
E.T.S.I. de Minas de Madrid
aparición específicas y puntuales (indicios superficiales, como
pantanos de asfalto), sus concentraciones en el medio natural no alterado son muy bajas o
inexistentes.
El segundo enfoque, centrado
en la promoción de efectos, lleva aparejada la necesidad de
analizar el riesgo que para un
receptor supone una situación
particular o genérica de exposición al elemento o sustancia tóxica, así como de acordar cuándo dicho riesgo se considera
inadmisible. El examen científico y técnico de la naturaleza y
magnitud de este riesgo para las
personas y otros receptores se
denomina Evaluación de Riesgos Ambientales. En este contexto, se acepta que la aparición
de riesgo implica el encadenamiento necesario de tres factores: la existencia de un elemento o sustancia tóxica ("peligro"),
la presencia de un receptor sensible a dicho peligro y la posibilidad de migración del contaminante hasta un punto de contacto con el receptor ("exposición"). Cuando se cumplen las
premisas anteriores, el riesgo
que una situación supone puede llegar a ser inaceptable, en
función de la potencia tóxica de
la sustancia dañina y de la magnitud de la exposición.
Identificación
de peligros
Evaluación
toxicológica
Factor de potencia
Dosis de Referencia
Evaluación de
la exposición
Caracterización
del riesgo
Riesgo para el individuo
Concentraciones objetivo
Concentraciones
Dosis
Esquema de la evaluación
de riesgos para la salud
humana
La evaluación de riesgos para
la salud humana persigue determinar la probabilidad de
aparición de consecuencias
adversas para la salud humana
(y las incertidumbres asociadas
a las mismas) provocadas por
la presencia de uno o varios
57
ARTÍCULO
contaminantes en un emplazamiento. La metodología
de evaluación del riesgo para receptores humanos puede esquematizarse en cuatro
fases: identificación de peligros (o formulación del problema), evaluación toxicológica, evaluación de la exposición y caracterización del
riesgo (Figura 1).
La primera etapa consiste en
la formulación del problema,
en función de la naturaleza y
alcance de la contaminación
de los medios naturales y de
las zonas potencialmente
afectadas. Se persigue identificar el catálogo de sustancias
tóxicas presentes en el emplazamiento investigado, las poblaciones que podrían verse
expuestas a las mismas, así como la existencia de posibles
vías de migración de dichos
contaminantes desde la fuente hasta los puntos de exposición para los receptores identificados. La evaluación toxicológica tiene por objetivo caracterizar cuantitativamente
la potencia tóxica de los contaminantes hallados. Los productos finales de esta etapa
son valores numéricos ("factor de pendiente" o "potencia cancerígena", para sustancias carcinogénicas, y "dosis
de referencia", para contaminantes no-cancerígenos) obtenidos a partir de datos epidemiológicos y ensayos con
organismos, o, incluso, ensayos in vitro y relaciones es-
Fuente
primaria
Vertido de
hidrocarburos
en superficie
58
Mecanismo de
salida
Figura 2. Ejemplo de
Modelo Conceptual
para exposición en
escenario residencial
fuera de la zona
fuente, constituida
por suelo superficial
contaminado por
vertidos de
hidrocarburos del
petróleo. Se supone
que el
abastecimiento de
agua potable y
sanitaria se realiza
mediante un pozo de
captación de aguas
subterráneas
(∑ = vía de
exposición
completa).
Fuente
secundaria
tructura-actividad. En paralelo
a la etapa anterior, la evaluación de la exposición busca establecer las dosis diarias de exposición para los receptores
potenciales a partir de la determinación, bien por medidas
directas, bien mediante estimaciones resultantes de un código de simulación ("fate and
transport models"), de las concentraciones de los contaminantes en cada uno de los medios y para cada una de las rutas de exposición contemplados en el modelo conceptual
planteado para el emplazamiento. Finalmente, la etapa
de caracterización del riesgo
consiste en la combinación de
la información toxicológica referente a los contaminantes
presentes y de la información
relativa a las dosis de exposición de los receptores potencialmente afectados, para alcanzar una estimación cuantitativa del riesgo que supone la
situación analizada.
Si, una vez evaluada la incertidumbre asociada a la estimación numérica del riesgo, se
determina que el nivel del
mismo es inaceptable deben
ponerse en marcha herramientas de gestión del riesgo
identificado (eliminación de la
fuente, aislamiento, inmovilización, tratamiento, etc.), las
cuales toman en consideración
la información proporcionada
por las distintas etapas de la
metodología expuesta previamente. En particular, el cálculo
Mecanismo
de salida
Medio/mecanismo
de transporte
inverso al descrito para la fase
de caracterización del riesgo
permite determinar las "concentraciones objetivo" que
deberían alcanzarse en un
proceso de depuración para
reducir los niveles de riesgo
hasta valores aceptables.
Identificación de peligros /
formulación del problema
La primera fase de la evaluación del riesgo ambiental acomete la investigación de las
propiedades físico-químicas y
toxicológicas de los contaminantes potencialmente presentes en el emplazamiento y
de las características físicas
(climáticas, geológicas, hidrogeológicas, edafológicas, etc.)
y de uso del terreno del mismo, así como de las actividades humanas que tienen o
pueden tener lugar y de los
grupos de población potencialmente afectados, con especial atención a aquellos factores que puedan influir en la
exposición y en la sensibilidad
a los agentes tóxicos. Los dos
productos más relevantes de
esta etapa de la evaluación
del riesgo son la relación de
contaminantes de (potencial)
interés (CO(P)Cs, Contaminants of (Potential) Concern)
y el modelo conceptual del
emplazamiento (CSM, Conceptual Site Model).
La relación de contaminantes
de (potencial) interés recoge
todos aquellos agentes conta-
Fuente
terciaria
Ruta de
exposición
Receptor
potencial
Residente
Off site
Ingestión
Inhalación
C. dérmico
•
Ingestión
Inhalación
C. dérmico
•
•
•
Aire
Ingestión
Inhalación
C. dérmico
•
Aire
Ingestión
Inhalación
C. dérmico
•
Escorrentía
superficial
Aguas
superficiales
Precolación
lixiviación
Suelos
Sub-superficiales
Volatilización
Resuspensión
Lixiviación
Flujo de aguas
subterráneas
Agua
potable y
sanitaria
Un modelo conceptual del
emplazamiento (CSM, Conceptual Site Model) es una
representación esquemática
de las áreas fuente del contaminante, los mecanismos
de liberación del mismo, los
medios de transporte, potenciales rutas de exposición y receptores potenciales (Figura 2). Sólo las vías de
exposición que, según el modelo, sean completas serán
posteriormente consideradas
en el proceso de evaluación
del riesgo. Para que una vía
ARTÍCULO
minantes que serán incluidos
en las fases posteriores de la
evaluación del riesgo (evaluación de la relación dosis respuesta y de la exposición).
Aunque los criterios específicos para la consideración o
no de una sustancia como
COPC varían de una agencia
medioambiental a otra, muchas de ellas coinciden en algunos principios generales:
Las sustancias que, en el proceso de adquisición de datos,
se encuentran por debajo del
límite de detección de un método aprobado por las autoridades correspondientes se
consideran ausentes del emplazamiento y se excluyen,
por tanto, del catálogo de
COPCs. Se incluyen todos los
compuestos que superan los
niveles genéricos (establecidos a partir de criterios de
riesgo), y se evalúan todas las
sustancias clasificadas como
probables cancerígenos en
humanos y aquellas para las
que no se ha establecido un
umbral en cuanto a sus efectos sobre la salud humana.
También se evalúan los compuestos bioacumulables que,
además, son persistentes y tóxicos, así como los productos
de degradación de sustancias
que pueden transformarse en
compuestos tóxicos. Bajo determinadas consideraciones,
los contaminantes que superen sus valores de fondo naturales pasan a formar parte
de la relación de contaminantes de potencial interés.
Figura 3.
Distribución de
riesgos individuales
resultante de una
Evaluación
Probabilística del
Riesgo, en la cual la
frecuencia de la
exposición se ha
caracterizado
mediante una
distribución
triangular, y la tasa
de ingestión y el
peso corporal
mediante dos
distribuciones
log-normales.
de exposición sea completa
debe incluir necesariamente
los siguientes elementos: una
fuente de contaminante y un
mecanismo de salida o liberación del mismo, un medio de
transporte o de contacto, un
punto de exposición donde el
receptor pueda entrar en contacto con el medio contaminado; y una ruta de exposición (o ingesta). En caso de
ausencia de alguno de estos
elementos, la vía se considera
incompleta y se descarta la
posibilidad de riesgo para la
misma (para situaciones de
exposición al contaminante
exclusivamente en la zona
fuente - por ejemplo, trabajadores en el área contaminada
o visitantes de la misma – el
punto de exposición coincide
con la localización de la fuente de contaminación y no se
consideran vías de migración
en el modelo: exposición on
site).
Evaluación toxicológica
Una sustancia tóxica es aquella que es dañina para los organismos vivos debido a sus
efectos perjudiciales sobre tejidos, órganos o procesos biológicos (Manahan, 1994). Estos efectos son función del
grado de exposición o dosis
del agente tóxico, y el daño
que eventualmente se produzca dependerá, además, de
la capacidad del organismo
expuesto para absorber (a través de la piel, el sistema respiratorio, el tracto gastrointestinal, etc.), distribuir, acumular,
degradar y eliminar (en orina,
heces y bilis, acompañando al
sudor, la leche materna, etc.)
la sustancia peligrosa.
La evaluación toxicológica
arranca desde la fase de identificación de peligros, en la
cual se pretende determinar
la naturaleza de los posibles
efectos adversos en los receptores por exposición a los
agentes químicos presentes, y
prosigue con la evaluación de
la "relación dosis-respuesta":
la relación entre la magnitud
de la exposición y el incremento de la probabilidad de
aparición o de la seriedad de
los efectos dañinos previamente especificados (Ontario Ministry of Environment and
Energy, 1996; U.S. Environmental Protection Agency,
1989b). Esta relación dosis-respuesta se evalúa para cada
una de las tres rutas de exposición que se toman en consideración (ingestión oral, inhalación y contacto dérmico) y, a
efectos de su expresión numérica, las sustancias tóxicas se
dividen en dos grandes categorías: contaminantes cancerígenos y contaminantes no
cancerígenos (es importante
señalar que una misma sus-
59
actualiza la base IRIS, Integrated Risk Information System,
(U.S. Environmental Protection Agency, 2003), que sirve
como primera referencia para
las evaluaciones de riesgos
ambientales en los Estados
Unidos. Información similar o
complementaria puede consultarse en otros departamentos de la propia U.S. EPA,
como las Health Effects Assessment Summary Tables,
HEAST, o en las bases de datos compiladas por otras
agencias, como la Agency for
Toxic Substances and Disease
Registry, ATSDR (Agency for
Toxic Substances and Disease Registry, 2002).
En el caso de las sustancias
tóxicas no cancerígenas, se
admite que existe un rango
de magnitudes de exposición,
desde cero hasta un valor
umbral, que puede ser tolerado por el organismo sin que
se manifieste significativamente el efecto tóxico. Para
estos elementos o compuestos es posible, por tanto, estimar un nivel de exposición
diaria, para cada ruta de exposición y generalmente promediado a lo largo de una vida (dosis crónica), por debajo
del cual se asume que no
existe riesgo para la salud humana. A esta dosis de exposición se le denomina "dosis de
referencia" (RfD, Reference
Dose).
Para los agentes cancerígenos, al contrario de lo expuesto anteriormente, se
considera que no existe un nivel de exposición que no lleve
aparejada una probabilidad
finita, por pequeña que sea,
de desarrollar una respuesta
cancerígena. En este caso, la
expresión de la potencia tóxica del contaminante se realiza a través del "factor de
pendiente" (SF, Slope Factor)
o "potencia de cáncer", que
indica el incremento en la
probabilidad de desarrollar
un cáncer, a lo largo de una
vida, por exposición crónica a
una dosis unitaria del contaminante. Consecuentemente,
la probabilidad de un receptor de desarrollar un cáncer a
lo largo de su vida, se calcula
como el producto del factor
de pendiente y la dosis diaria
de exposición crónica.
La información toxicológica
relevante para la evaluación
de riesgos ambientales se encuentra recogida en diferentes bases de datos de libre acceso. La Agencia de Protección Ambiental Estadounidense, U.S. EPA, mantiene y
60
Evaluación de la exposición
Muros
Silueta de una
ave marina en la
costa.
El propósito de esta fase de la
evaluación de riesgos es estimar el tipo y magnitud de la
exposición de receptores, actuales o futuros, a los contaminantes de interés, presentes en o migrando desde un
emplazamiento (U.S. Environmental Protection Agency,
1989a). La manera más común de expresar la magnitud
de la exposición es en forma
de dosis diaria, con unidades
de masa de contaminante
contactada (o absorbida, en
el caso de exposición por contacto dérmico) por kilogramo
de peso corporal y día. Para
la evaluación de la exposición
se toman en consideración
tres rutas de exposición: inhalación (de vapores y partículas en suspensión), ingestión
(de suelo y polvo, de agua
potable, de alimentos) y contacto dérmico (con el suelo y
con agua durante el baño).
La evaluación de la exposición se lleva a cabo para cada
agente tóxico y por cada vía
de exposición completa, y requiere recopilar y combinar
información acerca de dos tipos de variables de exposición independientes: En primer lugar, es necesario determinar o estimar las concentraciones de las sustancias tóxicas en los distintos medios
(aire, agua, suelo, alimentos,
etc.) con los que puede entrar
en contacto el receptor en el
punto de exposición. En segundo lugar, se han de caracterizar aquellas variables que
describen a las poblaciones
expuestas y que permiten calcular las dosis de exposición,
conocidas las concentraciones
en los distintos medios: tasa
de contacto con el agente tóxico, frecuencia y duración de
la exposición, peso corporal y
tiempo de promedio. La fórmula genérica de cálculo de
las dosis diarias de exposición
toma la siguiente forma:
C ↔ CR ↔ EF ↔ ED
I = ––––––––––––––––––
BW AT
La Voz de Galicia
ARTÍCULO
tancia puede provocar, tanto
respuestas cancerígenas, como no cancerígenas).
La Voz de Galicia
donde:
I: Ingesta – cantidad de contaminante en la frontera
de intercambio con el organismo (mg kg -1 peso
corporal día-1).
C: Concentración de contaminante – promedio de
concentración contactado
durante el período de exposición (mgkKg-1, mg L-1,
etc.).
EF: Frecuencia de la exposición (días año-1).
ED: Duración de la exposición (años).
BW: Peso corporal (kg) – peso
corporal medio durante
el período de exposición.
AT: Tiempo de promedio –
período sobre el cual se
promedia la exposición
(días). Para contaminantes no cancerígenos, se
considera, por defecto,
que AT = 365 x ED; para
contaminantes cancerígenos, el tiempo de promedio se considera que
es una vida completa (70
años, por defecto), es decir, AT = 365 x 70 =
25.550 días.
El término de concentración
puede determinarse mediante medidas directas en el
punto de exposición o, en caso de no ser éstas posibles o más comúnmente - de perseguirse la caracterización de
una exposición futura, puede
Algunas manchas
son de difícil
limpieza al ser
arrastradas por la
marea hacia
calas de
complicado
acceso.
estimarse a partir de los resultados de modelos: de destino
y transporte ("fate and transport models"), de bioconcentración y bioacumulación (para riesgos ecológicos), de exposición en el hogar (modelo
de Ettinger-Johnson), etc.
Cuando la concentración en
el punto de exposición se establece tras la realización de
una campaña de medidas, el
término numérico que se emplea en la formula de cálculo
de la ingesta es el límite superior del intervalo de confianza en torno a la media
para un nivel de confianza
del 95%, en el supuesto de
que constituye una estimación de la exposición más elevada que se puede esperar
que razonablemente aparezca en dicho lugar (RME, Reasonable Maximum Exposure).
Si la serie de datos de concentración es corta, puede ocurrir que el límite de confianza
mencionado resulte superior
al valor máximo de dicha serie; en este caso, la U.S. EPA,
recomienda emplear como
RME, en la ecuación de cálculo de la ingesta diaria, el valor máximo de la serie.
Los valores que toman las variables de la población, especialmente la tasa de contacto
y la frecuencia y duración de
la exposición, son fuertemente dependientes del uso pre-
ARTÍCULO
sente o previsto del terreno.
A efectos del establecimiento
de valores de exposición por
defecto, se suelen considerar
los siguientes tipos de uso posible del terreno: residencial,
agrícola, industrial y comercial (los dos últimos son, en
ocasiones, agrupados en una
única categoría). Con los escenarios de exposición genéricos establecidos para dichos
usos del terreno, pueden establecerse niveles (concentraciones) genéricos de referencia, fundamentados en criterios de riesgo para la salud de
receptores humanos o ecológicos (en contraposición a los
establecidos a partir de valores de fondo naturales), que
sirvan como guía para la investigación preliminar de emplazamientos potencialmente
contaminados (U.S. Environmental Protection Agency,
1991; Canadian Council of
Ministers of the Environment, 1999).
Por último, las características
de las variables que intervienen en la evaluación de la exposición y los modelos que se
emplean en la misma difieren
según dicha exposición tenga
lugar directamente a la fuente de contaminante (exposición on site) o, tras un proceso de transporte, en un punto
de exposición distante de la
misma (exposición off site), y
según la exposición se produzca dentro del hogar (indoor exposure) o fuera del
mismo (outdoor exposure).
Caracterización del riesgo
La etapa final de la evaluación del riesgo ambiental
consiste en la caracterización
cualitativa y cuantitativa del
mismo a partir de la integración de la información aportada por las etapas de evaluación toxicológica y de la exposición. Esta integración difiere según el contaminante
investigado sea cancerígeno
o no y, como primera aproximación, se lleva a cabo inde-
61
ARTÍCULO
pendientemente para cada
sustancia tóxica y para cada
vía de exposición.
El riesgo para la salud que supone la exposición a una sustancia no cancerígena se caracteriza cuantitativamente
mediante el Índice de Peligro
(HI, Hazard Index), en el que
se compara el nivel de exposición al contaminante y la Dosis de Referencia para la ruta
de exposición y el período de
exposición correspondientes:
HI =
donde:
E: Nivel de exposición (mg
kg-1 peso corporal día-1).
RfD: Dosis de Referencia (mg
kg-1 peso corporal día-1).
La Voz de Galicia
Risk = CDI ↔ SF
Aunque existen numerosas
consideraciones que deben
tenerse en cuenta a la hora
de aplicarse, se acepta el principio general de la aditividad
de riesgos individuales (U.S.
Environmental Protection
Agency, 1986 a y b), tanto para compuestos individuales
(en el caso de mezclas) por
una vía común de exposición,
como para el riesgo conjunto
por varías vías de exposición.
El riesgo resultante de la exposición a un agente cancerígeno se considera inaceptable si el producto (I x SF) supera un nivel subjetivo, generalmente establecido entre
10-4 y 10-6 (es frecuente emplear 10 -6 como referencia
para exposiciones a un único
compuesto, y 10-5 para el riesgo conjunto correspondiente
a más de una sustancia).
Se considera que existe un
riesgo inaceptable para la salud por exposición a un contaminante no cancerígeno
cuando el Índice de Peligro
supera la unidad. La magnitud del riesgo es tanto mayor
cuanto mayor sea el valor numérico de este cociente.
62
de toxicidad crónica, sino que
han de ser confrontadas con
la información toxicológica
correspondiente (sub-crónica,
aguda, etc.) (U.S. Environmental Protection Agency,
1989c).
donde:
Risk: Probabilidad de desarrollar un cáncer a lo
largo de una vida.
CDI: Dosis diaria de exposición crónica (mg kg -1
peso corporal día-1).
SF: Factor de Pendiente
(mg kg -1 peso corporal
día-1)-1.
E
––––––
RfD
El riesgo para la salud que supone la exposición a una sustancia cancerígena se caracteriza cuantitativamente como
la probabilidad incremental
de desarrollar un cáncer a lo
largo de una vida, que resulta
de combinar la exposición al
agente cancerígeno, promediada para una vida, y la potencia cancerígena del mis-
mo, evaluada mediante el
factor de pendiente (descrito
en un apartado anterior). Para niveles de riesgo bajos (por
debajo de 0.01) la ecuación
de cálculo del riesgo cancerígeno es:
Voluntarios
venidos de
toda España
limpian el
petróleo en las
rocas de
"A Pedriña", en
la costa de
Muxía.
Para los contaminantes cancerígenos, los valores de exposición empleados en la fórmula anterior se promedian
siempre a lo largo de una vida completa. En el caso de
sustancias tóxicas no cancerígenas, sin embargo, las exposiciones inferiores a una vida
no deben convertirse a exposiciones crónicas para poder
ser comparadas con valores
Por último, si en esta fase de
caracterización del riesgo se
concluye que el valor del mismo es superior a los niveles
establecidos como admisibles,
pueden determinarse, mediante un cálculo inverso con
las expresiones del Índice de
Peligro y del Riesgo cancerígeno, las concentraciones de
contaminante ("concentraciones objetivo") hasta las que
habría que descender (en una
operación de descontaminación) para alcanzar los límites
acordados como aceptables.
Evaluación probabilística del
riesgo
La evaluación de riesgos ambientales suele llevarse a cabo a partir de estimaciones
puntuales de las variables
que intervienen en el cálculo
de la ingesta (PERA, Point Estímate Risk Assessment). El
valor puntual que se asigna a
estas variables pretende reflejar la exposición máxima
razonable que cabe esperar
en el punto de exposición. El
término de concentración es
específico de cada emplazamiento y, como se ha expuesto previamente, la manera de
reflejar en el mismo la exposición máxima razonable, cuando se ha determinado a partir
de medidas directas en el
Sin embargo este procedimiento no permite evaluar de
forma estricta la variabilidad
y la incertidumbre de los resultados obtenidos en la caracterización del riesgo. Por
variabilidad se entiende la
heterogeneidad o diversidad
intrínseca de la población bajo estudio y es, por tanto, una
propiedad inherente a dicha
población que no puede eliminarse ni reducirse. Por el
contrario, el concepto de incertidumbre alude a la falta
de fiabilidad de las estimaciones de las variables que intervienen en el modelo o de la
estructura del modelo en sí, y
puede disminuir si se emplea
más o mejor información. El
desconocimiento de la incertidumbre asociada a los valores de riesgo determinados
para un emplazamiento (y a
los parámetros que intervienen en su fórmula de cálculo), supone un grave problema a la hora de decidir si se
acometen o no medidas de
mitigación del riesgo cuando
los valores del mismo están
próximos al límite legal correspondiente (por ejemplo,
Variable
RME
Tasa ingestión agua potable
2 L día-1
Tasa ingestión suelo
- adulto
100 mg día-1
- infantil
200 mg día-1
Tasa inhalación– adultos (interior)
15 m3 día-1
Frecuencia exposición (residencial)
350 días años-1
Duración exposición (residencial), ED
30 años
ARTÍCULO
punto de exposición, es mediante el límite superior del
intervalo de confianza en torno a la media de dichas determinaciones para un nivel
de confianza del 95%. Para
las variables que caracterizan
la población, se puede trabajar con los resultados de encuestas específicas en el emplazamiento (y calcular valores máximos o percentiles elevados de las distribuciones
obtenidas) o se pueden emplear directamente los valores correspondientes a la exposición máxima razonable
calculados por agencias gubernamentales a partir de estadísticas nacionales. La Tabla 1
presenta algunos valores por
defecto sugeridos por la
Agencia de Medioambiente
Norteamericana para un escenario de exposición residencial (U.S. Environmental Protection Agency, 1997).
(6 niño + 24 adulto)
Peso corporal
Tiempo de promedio
Tabla 1. Ejemplo
de valores por
defecto
empleados por la
U.S.
Environmental
Protection Agency
para el cálculo de
la exposición.
- adulto
70 Kg
- infantil
15 Kg
- Cancerígenos
25.550 días
- No cancerígenos
ED x 365 días año-1
HI = 1 o Risk = 10-5). Dadas las
enormes implicaciones económicas, en el caso de decidirse
adoptar acciones correctoras,
(o potencialmente) para la salud humana, en caso de tomar la decisión contraria, sería deseable contar con una
medida de la fiabilidad de los
resultados de una evaluación
del riesgo, si el valor obtenido para el mismo es, por
ejemplo, HI = 0.97 o Risk =
1.2 x 10-5.
La alternativa para solventar
este inconveniente es la evaluación probabilística del riesgo (PRA, Probabilistic Risk Assessment), en la cual una o
más de las variables que intervienen en el cálculo del
riesgo quedan definidas mediante distribuciones de probabilidad, con el fin de caracterizar la variabilidad o la incertidumbre de las estimaciones del riesgo. En la evaluación probabilística del riesgo,
las variables que intervienen
en la fórmula de la exposición se muestrean repetidamente mediante algoritmos
como el método de Monte
Carlo o el Hipercubo Latino,
de manera que el producto
final de la fase de caracterización del riesgo es una distribución de resultados de riesgo individuales (Figura 3). Este enfoque permite realizar
análisis de sensibilidad para
determinar qué variable(s) en
un modelo de riesgo influencia(n) más fuertemente el re-
sultado final. En caso de obtenerse valores de riesgo cercanos a los límites que implican actuaciones correctoras,
un análisis de sensibilidad
permite identificar la(s) variables(s) sobre las que debe recogerse más y mejor información, a fin de disminuir su incertidumbre y, consecuentemente, la incertidumbre de la
estimación del riesgo.
Las distribuciones de probabilidad que se utilizan en la fórmula de cálculo del riesgo
pueden determinarse a partir
de los datos obtenidos en un
muestreo específico para el
emplazamiento de interés, a
partir de los datos contenidos
en estadísticas regionales, nacionales, etc., o puede recurrirse a distribuciones de probabilidad previamente caracterizadas en otras investigaciones similares y disponibles
en la literatura científica. Una
vez introducidas dichas distribuciones en la fórmula de
cálculo del riesgo, el resultado final es, a su vez, una distribución de valores de riesgo
cuya interpretación se realiza
mediante juicio experto. Como norma general, las decisiones administrativas se fundamentan sobre el análisis de
la cola superior de la distribución de riesgos, y se utiliza,
comúnmente, el percentil 95
de tal distribución como punto de partida del proceso de
comparación con los valores
límites legales.
63
La evaluación de riesgos ambientales no sólo permite poner en perspectiva de efectos
para la salud humana (o los
ecosistemas) un problema de
contaminación, sino que tiene
fuertes implicaciones en el establecimiento de niveles reguladores de sustancias tóxicas
en el medio natural y en las
actuaciones de investigación y
gestión de emplazamientos
contaminados. La posibilidad
de relacionar la probabilidad
de aparición de efectos adversos, o la magnitud de los mismos, con valores de concentración de compuestos químicos en un medio permite calcular niveles de dichas sustancias para los cuales el riesgo
resultante es aceptable. En el
caso de evaluaciones de riesgo para emplazamientos específicos, estos valores de
concentración constituyen las
concentraciones objetivo que
deben alcanzarse tras las actuaciones de descontaminación correspondientes.
Si, por el contrario, se establecen escenarios estándar de exposición en función del uso
presente o previsto de un terreno, las concentraciones obtenidas mediante un cálculo inverso como el que acaba de mencionarse, constituyen niveles
guía o de referencia de aplicación genérica. La legislación
ambiental de varios países incluye ya niveles establecidos de
esta manera, como límites normativos para la definición de
contaminación en suelos. Si en
un emplazamiento se superan
estos valores de referencia genéricos, las actuaciones de descontaminación que vendrían
obligadas pueden ser obviadas,
si una rigurosa evaluación del
riesgo, específica para el terreno en cuestión, demuestra la
ausencia de riesgo para la salud
de los receptores implicados.
Finalmente, la evaluación de
riesgos ambientales introduce
posibilidades de gestión del
64
riesgo diferentes de las actuaciones técnicas de tratamiento
y que, sin provocar una disminución de las concentraciones
de contaminantes, eliminan el
riesgo o lo reducen hasta niveles aceptables, al prevenir la
exposición: controles institucionales (restricción de acceso
a emplazamientos contaminados, prohibición de uso de pozos de agua potable afectados, etc.) y técnicas de aislamiento y contención.
Bibliografía
A Coruña
Fuel en la playa
de As Lapas.
La Voz de Galicia
ARTÍCULO
Implicaciones legales y para
la gestión del riesgo
Agency for Toxic Substances
and Disease Registry
(2002): Toxicological Profile
Information Sheet. http://
www.atsdr.cdc.gov/toxpro2.ht
ml.
Canadian Council of Ministers of the Environment
(1999): Canadian Soil Quality
Guidelines for the Protection
of Environmental and Human
Health. Summary of A Protocol for the Derivation of Environmental and Human Health Soil Quality Guidelines.
http://www.ec.gc.ca/ceqg-rcqe/English/Pdf/soil_protocol.
pdf.
Manahan, S.E. (1994): Environmental Chemistry, 6th
Edition. CRC Press. Boca Raton, Fl. (U.S.A.).
Ontario Ministry of Environment and Energy (1996):
Guidance on Site Specific Risk
Assessment for Use at Contaminated Sites in Ontario.
http://www.ene.gov.on.ca/envision/gp/326701e.pdf.
U.S. Environmental Protection Agency (1986a): Carcinogen Risk Assessment. 51
Federal Register 33992.
U.S. Environmental Protection Agency (1986b): Guidelines for Health Risk Assessment of Chemical Mixtures.
51 Federal Register 34014.
U.S. Environmental Protection Agency (1989a): Risk
Assessment Guidance for Superfund (RAGS) Part A. Chapter 6: Exposure Assessment.
http://www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/
ragsa/ch6-1.pdf.
U.S. Environmental Protection Agency (1989b): Risk
Assessment Guidance for Superfund (RAGS) Part A. Chapter 7: Toxicity Assessment.
http://www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/
ragsa/ch7.pdf.
U.S. Environmental Protection Agency (1989c): Risk Assessment Guidance for Superfund (RAGS) Part A. Chapter
8: Risk Characterization.
http://www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/
ragsa/ch8.pdf.
U.S. Environmental Protection Agency (1991): Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume I – Human Health Evaluation Manual (Part
B, Development of Risk-based
Preliminary Remediation Goals). EPA/540/R-92/003. http://
www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/ragsb.
U.S. Environmental Protection Agency (1997): Exposure Factors Handbook. U.S.
EPA. Office of Research and
Development. Washington,
D.C. EPA/600/P-95/002Fa.
August.
U.S. Environmental Protection Agency (2003):
Integrated Risk Information System, IRIS. http://
www.epa.gov/iris.