fitorremediaciÓn de metales pesados presentes en el suelo
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FITO RREMEDIACIÓN DE METALES PESADOS PRESENTES EN EL SUELO DE LA LADERA DEL RÍO BO GO TÁ
C A RO LINA HO YO S DA ZA
UNIV ERSIDA D DE LO S A NDES
FA C ULTA D DE INGENIERIA
DEPA RTA MENTO DE INGENIERIA C IV IL Y A MBIENTA L
BO GO TA D.C .
2005
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FITO RREMEDIACIÓN DE METALES PESADOS PRESENTES EN EL SUELO DE LA LADERA DEL RÍO BO GO TÁ
C A RO LINA HO YO S DA ZA
P royec to de Grado para optar al título de Ingeniera A mbiental
Direc tor JO HA NA HUSSERL Ingeniera A mbiental
UNIV ERSIDA D DE LO S A NDES
FA C ULTA D DE INGENIERIA
DEPA RTA MENTO DE INGENIERIA C IV IL Y A MBIENTA L
BO GO TA D.C .
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A GRA DEC IMIENTO S A Johana Husserl, Ingeniera A mbiental, y A sesora del P royecto, por su constante orientación y
amable colaborac ión durante el desarrollo del mismo.
A la sala virtual de la biblioteca general de la Univers idad de los Andes, especialmente a Liliana
Rubiano por su des interesada, oportuna y efic iente colaborac ión en la búsqueda bibliográfica,
sobre la cual se sus tenta es te proyec to.
A l Laboratorio A mbiental del C entro de Inves tigac ión en Ingeniería A mbiental (CIIA) de la
Univers idad de los A ndes por su colaborac ión en el anális is cuantitativo de las mues tras.
A mis padres y hermana por su compañía y apoyo incondic ional, a mi madre especialmente por
su colaborac ión en la toma de muestras .
A todos aquellos que en diferentes momentos me ayudaron y me dieron ánimo para finalizar
es te proyec to.
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C O NTENIDO
RESUMEN............................................................................................................................... XI INTRODUCCIÓN.....................................................................................................................XI I 1. OBJETIVOS........................................................................................................................13 1.1 OBJETIVO GENERAL.........................................................................................................13 1.2 OBJETIVOS ESPECIFICOS.................................................................................................13 2. JUSTIFICACIÓN.................................................................................................................14 3. MARCO TEORICO...............................................................................................................15 3.1 REMEDIACIÓN DE METALES.............................................................................................15 3.1 .1 Metales en el ambiente del suelo...................................................................................15 3.1 .2 Opciones de remediación existentes ..............................................................................16 3.2 FITORREMEDIACIÓN DE METALES....................................................................................18 3.2 .1 Fitoextracción de metales..............................................................................................18 3.2 .2 Fitoestabilización de metales .........................................................................................20 3.2 .3 Otros tipos de fitorremediación......................................................................................22 3.2 .4 Ventajas de la Fitorremediación.....................................................................................24 3.2 .5 Desventajas de la fitorremediación................................................................................25 3.2 .6 Éxito de la fitorremediación...........................................................................................27 3.3 INTERACCIÓN METAL-PLANTA EN LA RIZÓSFERA ..............................................................28 3.3 .1 Biodisponibilidad del metal para la toma hacia el interior de las raíces ...........................28 3.3 .2 E fecto de los mic roorganismos del suelo en la toma de metales.....................................29 3.3 .3 E fecto de los exudados de la raíz en la toma de metales................................................29 3.4 ADAPTACIÓN DE LAS PLANTAS A EL SUELO CONTAMINADO CON METALES.......................29 3.4 .1 Necesidades fisiológicas de elementos inorgánicos.........................................................29 3.4 .2 Mecanismos de las plantas para tolerar y acumular metales ..........................................30 3.4 .3 Factores que afectan la biodisponibilidad.......................................................................34 3.4 .4 Características de las plantas que acumulan metales en la fitorremediac ión...................35 3.5 OPTIMIZACIÓN DE LA FITOEXTRACCIÓN DE METALES CON PRÁCTICAS AGRONÓMICAS...36 3.5 .1 Selección de la planta ...................................................................................................36 3.5 .2 Mejoramiento de la biodisponibilidad del metal con correc tores químicos .......................37 3.5 .3 Sembrado.....................................................................................................................37 3.5 .4 Mantenimiento...............................................................................................................38 3.5 .5 Manipulac ión y disposición del residuo contaminado ......................................................38 3.6 ESPECIES DE PLANTAS NATIVAS DE LA SABANA DE BOGOTÁ...........................................39 3.6 .1 Espec ies de plantas usadas a nivel internacional............................................................39 3.6 .2 Espec ies de plantas nativas de la Sabana de Bogotá......................................................41 3.7 FITORREMEDIACIÓN DEL CROMO Y EL PLOMO .................................................................44 3.7 .1 Cromo y plomo en el medio ambiente ...........................................................................44 3.7 .2 Riesgos a la salud asociados con la toxicidad del cromo y el plomo ................................45 3.7 .3 Fitorremediación del c romo...........................................................................................46 3.7 .4 Fitorremediación del plomo ...........................................................................................46 4. METODOLOGÍA EXPERIMENTAL..........................................................................................48 4.1 OBTENCIÓN DE LAS ESPECIES DE PLANTAS.....................................................................48 4.2 OBTENCIÓN DEL SUELO CONTAMINADO ..........................................................................48 4.3 MONTAJE EXPERIMENTAL.................................................................................................49 4.4 METODOLOGÍA DE LOS ANÁLISIS DE LABORATORIO........................................................51 4.4 .1 Equipos , reac tivos y material de laboratorio ..................................................................52
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4.4 .2 Procedimiento de análisis en el laboratorio ....................................................................53 5. RESULTADOS Y OBSERVACIONES......................................................................................56 5.1 SIEMBRA Y EVOLUCIÓN DE LAS PLANTAS........................................................................57 5.2 RESULTADOS DE LOS ANÁLISIS DE LABORATORIO ..........................................................60 5.2 .1 Resultados para el suelo comercial................................................................................60 5.2 .2 Resultados iniciales para el suelo contaminado..............................................................61 5.2 .3 Resultados para el suelo contaminado............................................................................61 5.2 .4 Resultados para determinar el sitio de acumulación del metal.........................................62 5.2 .5 Resultados del blanco.....................................................................................................62 5.2 .6 Resumen de resultados para el proceso de fitorremediación............................................62 6. ANÁLISIS DE RESULTADOS................................................................................................64 6.1 SIEMBRA Y EVOLUCIÓN DE LAS PLANTAS .........................................................................64 6.2 ANÁLISIS DE LOS RESULTADOS DE LABORATORIO ..........................................................67 7. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES.............................................................................71 BIBLIOGRAFIA........................................................................................................................73 ANEXOS..................................................................................................................................78
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LISTA DE TABLAS Tabla 1 . Rangos de concentración de algunos metales tóxicos en el suelo ...............................16
Tabla 2 . C osto de remediación de suelos ................................................................................17
Tabla 3 . C orrectores para el suelo en la fitoestabilización ........................................................22
Tabla 4 . P rincipales factores limitantes en el éxito y aplicabilidad de la fitoextracción ..............27
Tabla 5 . P lantas capaces de acumular cuatro o más metales ...................................................41
Tabla 6 . Especies presentes en la cuenca del río Bogotá .........................................................43
Tabla 7 . P eso de suelo contaminado sembrado........................................................................57
Tabla 8 . C recimiento de las plantas .........................................................................................57
Tabla 9 . Caracterización del suelo comercial............................................................................60
Tabla 10. Concentrac ión de c romo y plomo inic ialmente en el suelo contaminado ....................61
Tabla 11. C oncentrac ión de c romo para el suelo de Mondoñedo con Salix humboldtiana y
Cyperus papyrus .............................................................................................................61
Tabla 12. Concentrac ión de c romo en hojas y raíces ................................................................62
Tabla 13. Resultados para el suelo comercial y las especies que crecieron en él .......................62
Tabla 14. Resumen de la concentrac ión de c romo en el suelo de Mondoñedo para las dos
especies estudiadas ........................................................................................................63
Tabla 15. Bibliografía asociada a las especies de Salix.............................................................79
Tabla 16. Bibliografía asociada a juncos y cortaderas...............................................................80
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LISTA DE GRÁFICAS Gráfica 1 . Crecimiento de Salix humboldtiana tanto en el suelo contaminado como comerc ial...58
Gráfica 2 . Crecimiento de Cyperus papyrus tanto en el suelo contaminado como comercial......58
Gráfica 3 . Tendencia de c recimiento para los Sauces ...............................................................65
Gráfica 4 . Tendencia de c recimiento para los Papiros ...............................................................65
Gráfica 5 . Velocidades de crecimiento representativas para las especies estudiadas .................66
Gráfica 6 . Comportamiento del cromo para la especie Salix humboldtiana................................69
Gráfica 7 . Comportamiento del cromo para la especie Cyperus papyrus ...................................69
Gráfica 8 . Regresión lineal entre los datos en base ceniza y los datos en base seca............... 102
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LISTA DE FIGURAS
Figura 1 . Representación del proceso de transporte de metales (toma y acumulación).............34
Figura 2 . Thalaspi caerulescens ...............................................................................................39
Figura 3 . Brassica juncea ........................................................................................................40
Figura 4 . Perfil idealizado de la serie de formac iones de pantano [29,30].................................42
Figura 5 . Muestras de hojas y raíces ........................................................................................50
Figura 6 . Diagrama de flujo del montaje experimental del proceso de fitorremediac ión ............51
Figura 7 . Mufla........................................................................................................................52
Figura 8 . Espectrofotómetro de absorción atómica de llama.....................................................53
Figura 9 . Muestra de suelo y hojas calc inada...........................................................................54
Figura 10. Muestra del suelo de Mondoñedo ............................................................................56
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LISTA DE ANEXOS Anexo A . Bibliografía asociada a la especies escogidas para el proceso de fitorremediación .....79
Anexo B. P lano de Bogotá. Ubicac ión de los puntos de muestreo..............................................81
Anexo C . Crec imiento de las plantas........................................................................................82
Anexo D. Resultados de los análisis de laboratorio...................................................................89
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RESUMEN
E l objetivo princ ipal de es te proyec to es comparar dos espec ies de plantas en cuanto a su
rendimiento para la fitoremediac ión de c romo y plomo. Diec iseisava
Se es tudió la capac idad de fitorremediar de la espec ie Salix humboldtiana Willdenow (Sauce) y
Cyperus papyrus (P apiro), bajo condic iones impues tas por el medio ambiental de sol, viento y
lluvia. A l suelo se le adic ionó únicamente en época seca, agua de la llave. A este se le analizó
periódicamente la concentrac ión de c romo total por un espac io de 4 meses .
Se s iguieron varios pasos en el desarrollo de es te proyecto; primero se identificaron las especies
de plantas potenc ialmente viables para realizar fitorremediac ión, espec ialmente de metales
pesados como plomo y c romo. Luego se realizó mues treo de suelo contaminado en dos sitios
diferentes para determinar cual se encontraba más contaminado y por consiguiente requería de
un proceso de remediac ión. Se adquirieron las espec ies Salix humboldtiana (Sauce) y Cyperus
papyrus (P apiro) y se sembraron tres plantas de cada espec ie en el suelo contaminado y una
planta adic ional en un suelo comerc ial.
Se determinaron las concentrac iones inic iales de plomo total y c romo total en el suelo
contaminado, luego se determinó la concentrac ión de c romo a la cuarta, octava y dieciseisava
semana en el suelo contaminado. A las plantas sembradas en es te se les analizó la
concentrac ión de c romo total en hojas a la oc tava semana y la concentración del mismo en las
raíces a la diec is ieteava semana. En el suelo comercial se analizó la concentración de plomo total
y c romo total inic ialmente, y la concentrac ión de c romo a la diec iseisava semana.
A dic ionalmente se analizó la concentrac ión de c romo en las raíces de las plantas que crecieron
en el suelo comerc ial.
De los anális is realizados se conc luye que en el proceso de fitorremediac ión tanto con Salix
humboldtiana (Sauce) como con Cyperus papyrus (P apiro) exis te una reducc ión rápida de la
concentrac ión de c romo en el suelo para los dos primeros meses y luego una tendencia a la
es tabilizac ión de la concentrac ión de c romo en el suelo de Monodoñedo.
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INTRODUCCIÓN
Teniendo en cuenta el riesgo que representan para la salud humana y el medio ambiente los
suelos contaminados con metales pesados , todos los días en diferentes partes del mundo se
inves tiga la forma de reparar tales s itios contaminados a menor cos to. Es así como surge la
tecnología que usa plantas (fitorremediac ión) para lograr tales objetivos, pues ha demostrado
muchos benefic ios sobre el ambiente a cos tos que son una fracc ión de los necesarios para
implementar las tecnologías convenc ionales .
A las ventajas económicas de la tecnología con plantas se suma que en el caso de acumularse
los metales pesados en los tejidos de la planta, se obtiene una planta rica en metales, de la cual
se puede extraer por diferentes técnicas tales metales pesados de forma más fácil que del suelo
direc tamente.
E l éxito de la fitorremediac ión es ta influenc iado por varios fac tores como la disponibilidad del
metal en el suelo para ser tomado por las raíces . Tal disponibilidad depende de las
carac terís ticas del suelo (como el pH), pero muchos inves tigadores alteran esas condiciones
inic iales del suelo para lograr una mayor extracc ión del metal desde el suelo hacia la planta. Sin
embargo en es te proyec to no se emplearán tales técnicas .
P ara lograr la fitorremediac ión de un s itio contaminado se deben seguir varios pasos, entre ellos
la consecuc ión del suelo contaminado, las espec ies potenc iales para realizar fitorremediación,
montaje experimental y anális is de laboratorio periódicos tanto para el suelo contaminado, como
para el tejido vegetal de la planta.
Siendo Bogotá D.C . una c iudad indus trializada los s itos contaminados con metales pesados
abundan y la neces idad de que la s ituac ión cambie, es lo que inc ita a pensar en opc iones
económicamente viables para que esos s itios en la c iudad y sus alrededores desaparezcan o al
menos disminuyan.
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1. OBJETIVOS 1 .1 O BJET IV O GENERA L A nalizar el comportamiento de dos espec ies de plantas , preferiblemente nativas de la Sabana de
Bogotá y s imilares a las empleadas en otros lugares , en la remoc ión de metales pesados,
princ ipalmente C romo y P lomo, presentes en un suelo de la ladera del río Bogotá.
1 .2 O BJET IV O S ESPEC IFIC O S Identificar las espec ies nativas de plantas , con potenc ial para llevar a cabo la fitorremediación y
escoger un s itio espec ífico de la ladera del río Bogotá para la obtención de un suelo contaminado
con metales pesados .
C arac terizar la concentrac ión de metales pesados (principalmente Cromo y Plomo) del suelo bajo
es tudio.
P ara cada espec ie de planta encontrar la efic ienc ia de remoc ión de metales pesados ,
princ ipalmente lo correspondiente a C romo y P lomo en un tiempo de cuatro meses .
Identificar la espec ie de planta nativa con mejor desempeño en la fitorremediación del suelo
bajo es tudio.
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2. JUSTIFICACIÓN La fitorremediac ión se vale de las habilidades naturales que tienen las plantas para tomar,
acumular, almacenar o degradar sus tanc ias orgánicas e inorgánicas con el fin de restaurar o
es tabilizar s itios contaminados . Se hace interesante identificar e investigar especies de plantas
con tales habilidades de manera natural para con los metales pesados .
Las plantas que mejor func ionan en la remediac ión de un contaminante en particular pueden o
no ser nativas del área en particular. A unque las plantas nativas son más deseables, las especies
no nativas pueden ser aceptadas s i la espec ie que se piensa emplear ha s ido introduc ida
previamente, y es tan común que su uso no c rea un nuevo riesgo ecológico o sí la especie es
incapaz de propagarse efec tivamente (dependen de la intervenc ión humana).
Las técnicas de remediac ión con plantas poseen varias ventajas entre ellas que son alternativas
menos cos tosa que las prác ticas de es tabilizac ión corrientes , probablemente menos invasivas
ambientalmente y fác il de implementar. A demás las opc iones de remediación tradicional como
procesos térmicos , químicos y fís icos tienen altos consumos de energía y en algunos casos se
des truye el s itio bajo es tudio. Todos es tos problemas proporc ionan una oportunidad para la
remediac ión basada en plantas .
Es importante remediar el suelo pues to que las sus tanc ias tóxicas presentes en la materia
particulada del suelo pueden llegar a suspenderse en el aire o agua afectando la calidad de vida
de los humanos y animales entre otros .
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3. MARCO TEORICO
3 .1 REMEDIA C IÓ N DE META LES 3.1.1 Metales en el ambiente del suelo Las fuentes de metales en el ambiente se originan de procesos geológicos naturales y
ac tividades humanas . Las fuentes naturales inc luyen excesiva exposición a la intemperie de los
minerales y los iones metálicos de las rocas , tras lado de contaminantes del agua subterránea o
de capas subsuperfic iales del suelo, depos ic ión atmosférica de la actividad volcánica y transporte
de polvo continental. Las rutas humanas más comunes de introducc ión de metales pesados
dentro del ambiente son la dispos ic ión de efluentes indus triales , aplicac ión de lodos de agua
res idual, depos ic ión de aire como produc to de desperdic io indus trial, operac iones militares,
minería, operac iones de relleno, dispos ic ión de res iduos líquidos y sólidos indus triales ,
generac ión de res iduos munic ipales (sólidos y líquidos), uso de químicos para la agricultura
(fertilizantes y pes tic idas), escape de gases y producc ión de combustible y energía [1, 10].
A lgunas espec ies de metales pueden ser cons ideradas un “contaminante” si este ocurre donde
es te no es neces itado, o en una forma o concentrac ión que causa un detrimento a la salud
humana y animal as í como al ecos is tema en general. Los riesgos varían con cada metal y la vía
de expos ic ión asoc iada, por lo tanto el grado de contaminac ión es espec ífico para cada
contaminante [1 , 4].
La concentrac ión de metales en suelos típicamente fluc túa de valores menores que 1mg/Kg a
valores tan altos como 100,000 mg/Kg (ver tabla 1) dependiendo del origen del material y los
eventos de depos ic ión. Los límites de concentrac ión del metal en el suelo varían de acuerdo al
uso del suelo, condic iones del s itio, impac to en la salud humana del contac to directo con el
suelo, riesgos ecológicos , vías de expos ic ión secundarias . Los niveles excesivos de muchos
metales han comenzado a plantear un riesgo s ignificativo a la salud de humanos, animales y
ecos is temas . Es to inc luye metales tales como arsénico (A s), cadmio (Cd), cromo (Cr), Cobre
(C u), plomo (Pb), mercurio (Hg), níquel (N i), selenio (Se), plata (A g) y zinc (Zn), dentro de los
metales más comúnmente encontrados en s itios contaminados; y especies metálicas menos
comunes como aluminio (A l), ces io (C s), cobalto (C o), manganeso (Mn), molibdeno (Mo),
es tronc io (Sr) y uranio (U ) [1 , 4].
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Tabla 1 . Rangos de concentrac ión de algunos metales tóxicos en el suelo [3]
Metal Rango de concentrac ión en el suelo (mg/Kg)
P b C d C r Hg Zn
1 .00-6 ,900 0 .10-345
0 .05-3 ,950 <0.01-1 ,800 150.00-5 ,000
A ltos niveles de metales en el suelo pueden ser tóxicos para las plantas (fitotóxicos). Un pobre
c rec imiento de plantas y una cobertura pobre del suelo causada por la toxic idad del metal,
puede conduc ir al metal a movilizarse hac ia el agua y depos itarse cerca a los cuerpos de agua.
Los suelos descubiertos son más susceptibles a la eros ión por el viento y esparcimiento de
contaminantes por transporte aéreo de polvo [3].
En el suelo los metales pueden exis tir como partículas disc retas o es tar asoc iados con los
diferentes componentes del suelo como se lis ta a continuac ión [3 , 4 , 10]:
1 . Iones de metales libres y compuestos de metales solubles en la soluc ión del suelo
2 . Iones intercambiables adsorbidos-sorbed a la superfic ie de la fase sólida inorgánica
3 . Iones no-intercambiables y prec ipitados o compuestos de metales inorgánicos insolubles,
tales como óxidos , hidróxidos , fos fatos y carbonatos .
4 . Metales complejados por material orgánico insoluble o soluble
5 . Metales embebidos en la es truc tura de materiales de s ilicato
Los eventos de contaminac ión se refieren a las partículas discretas, cuando ocurre elevación en
la concentrac ión de los componentes 1-4 , mientras que el componente 5 se refiere a la
concentrac ión base del metal en el suelo [4 , 10].
3.1.2 Opciones de remediación existentes La remediac ión de suelos contaminados cons is te en el empleo de tecnologías para reparar,
limpiar o descontaminar un s itio contaminado frecuentemente por la ac tividad humana.
La selecc ión de una opc ión de remediac ión para un s itio contaminado con metales es
complejo. Los fac tores y c riterios usados en el proceso de selección se listan a continuación [7,
8]:
- Tamaño, localizac ión e his toria del s itio
- A cces ibilidad al s itio
- E fec tividad de las opc iones de remediac ión
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- C arac terís ticas del suelo (es truc tura, tipo, textura, pH, potenc ial redox, capacidad de
intercambiar cationes , etc )
- C ompos ic ión, es tado fís ico y es tado químico de los contaminantes
- Grado de contaminac ión (concentrac ión y dis tribuc ión)
- Uso final previs to para el s itio
- Recursos técnicos y financ ieros disponibles
- Sobre aviso de publicac iones públicas , legales y ambientales
Las opc iones de remediac ión tradic ionales para metales en suelos frecuentemente involucran
prác ticas convenc ionales de ingeniería, aplicadas en combinac ión o en un tren de tratamiento.
Es tos procesos fís icos , químicos y térmicos se lis tan a continuación y típicamente requieren la
remoc ión fís ica del metal del s itio o la minimizac ión a la expos ic ión en el s itio [3 , 9].
- Excavac ión y transporte del suelo contaminado a un relleno donde se permita la
dispos ic ión de res iduos peligrosos .
- Lavado del suelo donde el contaminante es removido por tamaño o por separación por
gravedad o lixiviac ión
- T ratamiento térmico donde el contaminante es volatilizado
- E lec troc inética donde los contaminantes son movilizados como partículas cargadas
- C ubrimiento del suelo contaminado con suelo limpio, arc illa, as falto, y/o geotextil
- V itrificac ión donde la matriz es fundida y convertida a un material como el vidrio
- Rompimiento neumático, el cual utiliza aire inyec tado a pres ión dentro del suelo para
mejorar la efic ienc ia de extracc ión
- O xido/reducc ión química para llevar al contaminante a un estado más estable o menos
móvil.
Es tas opc iones de remediac ión son c riticadas cada vez más por sus altos costos (ver tabla 2),
intens idad de energía, des trucc ión del s itio, problemas logísticos y un incremento en el grado de
insatis facc ión pública; es to puede prohibir su uso en muchos sitios, especialmente en extensas
áreas contaminadas y s itios pequeños dentro de áreas res idenc iales [3 , 9]. Es tas críticas
proveen una oportunidad para las opc iones basada en remediac ión con plantas , dado que
algunas poseen c iertos atributos que no es tán disponibles con las alternativas convencionales
[8].
Tabla 2 . C os to de remediac ión de suelos [2]
T ratamiento C os to (US$/ton) Fac tores de cos to adic ional V itrificac ión Remoc ión y dispos ic ión fuera T ratamiento químico E lec troc inética Fitoextracc ión
75-425 100-500 100-500 20-200
5-40
Monitoreo por largo tiempo T ransporte, excavac ión, monitoreo Rec ic laje de contaminantes Monitoreo Monitoreo
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Dado los altos cos tos de las tecnologías de remediac ión convencionales, la fitorremediación es
una alternativa cos to-efec tiva emergente. V arios anális is han demostrado que los costos de la
fitoextracc ión de metales es solo una fracc ión de los cos tos asoc iados con las tecnologías
convenc ionales [3 , 18].
3 .2 FITO RREMEDIA C IÓ N DE META LES La contaminac ión con metales tóxicos en aguas y suelos es un problema ambiental, y la mayoría
de las remediac iones convenc ionales no suminis tran una soluc ión aceptable. El uso de plantas
espec ialmente selecc ionadas para limpiar el ambiente es una tecnología emergente llamada
fitorremediac ión, es ta es una tecnología innovadora y cos to-efectiva para remediar y restaurar
s itios contaminados , en c iertas s ituac iones , es superior económica, técnica y ambientalmente
respec to a las a las técnicas de remediac ión tradic ionales (física, química y térmica). Muchas de
las técnicas de fitorremediac ión involuc ran la aplicac ión de la información que ha sido conocida
por años en la agricultura, s ilvicultura y horticultura. T res subgrupos de esta tecnología son
aplicables a la remediac ión de metales tóxicos: (1) Fitoextracción, uso de plantas acumuladoras
de metales para remover metales tóxicos del suelo; (2) Rizofiltrac ión, uso de las raíces de las
plantas para remover metales tóxicos de aguas contaminadas; y (3) Fitoestabilización, uso de
plantas para eliminar la disponibilidad de metales tóxicos del suelo hasta el ambiente. También
exis te mecanismos biológicos de toma del metal, trans locac ión y resistencia como estrategias
para mejorar la fitorremediac ión [3 , 7 , 10].
3.2.1 Fitoextracción de metales La fitoextracc ión utiliza las raíces de las plantas para absorber, translocar y concentrar metales
tóxicos del suelo en los tejidos de las plantas , por lo tanto el cultivo de la planta resulta en la
remoc ión del contaminante del s itio. Es ta técnica produce una masa de planta (con
contaminantes , típicamente metales ) que debe ser transportada para disposición o reciclada
para recuperar los metales , que pueden tener una importanc ia económica, mediante algún
tratamiento. Es ta es una tecnología de concentrac ión que deja una masa muy pequeña para ser
dispues ta al compararse con la excavac ión y dispos ic ión en relleno [4 , 5 , 7].
En la fitoextracc ión las plantas acumuladoras de metales son usadas para transportar y
concentrar metales del suelo en el interior de las partes cosechables (raíces, hojas y tallos) [10].
Exis ten tres fac tores princ ipales que influenc ian y determinan la capacidad de la fitoextracción
para remediar efec tivamente un s itio contaminado con metales : selecc ión de un s itio
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conveniente para la fitoextracc ión, solubilidad del metal y disponibilidad para la toma, y la
capac idad de la planta para acumular metales en los tejidos de la misma [4].
La selecc ión de un s itio conveniente, implica conocer la reglamentac ión referente a la
concentrac ión del metal contaminante en el mismo, de acuerdo al uso del sitio seleccionado
(res idenc ial o no); pues to que la fitoextracc ión usa plantas para extraer una masa discreta de
metal del suelo para reduc ir la concentrac ión; la diferenc ia entre la concentración inicial del
metal y la concentrac ión que se espera luego del proceso de limpieza (de acuerdo a la
reglamentac ión para el s itio espec ifico) es el primer fac tor que determina la factibilidad de la
fitoextracc ión [4]. Es to quiere dec ir que pueden exis tir s itios donde se exija una concentración
del metal muy baja luego del proceso y haga impos ible la extracción del metal con plantas, dada
la capac idad de acumulac ión del mismo en los tejidos de la planta.
La solubilidad del metal depende de las carac terís ticas del suelo y esta influenciado por el pH del
suelo y el grado de complejac ión con ligandos solubles . De las diferentes formas como se
encuentran los metales en el suelo (ver secc ión 3 .1 .1), los metales considerados disponibles
para las plantas son aquellos que exis ten como componentes solubles en la solución del suelo o
son fác ilmente desorbidos o solubilizados por los exudados de las raíces u otros componentes de
la soluc ión del suelo. Normalmente es to es una pequeña porción del contenido total de metal en
el suelo [4].
Dado que una fitoextracc ión es efec tiva en relac ión con la cantidad de metal soluble, muchas
veces se alteran las condic iones del suelo para inc rementar la solubilidad y disponibilidad del
metal. En el suelo la disponibilidad del metal para la planta en las raíces aumenta s i el pH
disminuye por debajo de 5 .5 , s in embargo el grado de ajus te del pH es ta limitado por la
toleranc ia de la planta a las condic iones ác idas y los cos tos asociados. También se adicionan
sus tanc ias químicas (quelatos) para solubilizar los metales en el ambiente del suelo. Por lo
anterior se hace necesario que en los es tudios de tratabilidad en los que se estudia la posibilidad
de realizar fitoextracc ión se evalúe la solubilidad del metal [4].
La otra limitante en el proceso de fitoextracc ión es la capacidad que tiene la planta de acumular
metales . P ara es to se debe tener un entendimiento de los mecanismos de toma del metal por la
raíz, trans locac ión del metal desde las raíces has ta los tallos y hojas, y acumulación por parte de
la planta que implica toleranc ia al metal tóxico [4].
En general los metales tóxicos puede ser elementos esenc iales (Zn, N i, Mn y C u) o no
esenc iales (P b, C d, U , y C s) para la planta; todos es tos entran a la planta vía absorción por la
raíz de los cationes de la soluc ión del suelo, dado que exis te un gradiente de potenc ial
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elec troquímico a través de la membrana plasmática de las células de las raíces, conduciendo los
metales hac ia el interior de las células de la raíz [4].
C ons iderando que el parámetro más importante para la fitoextracc ión es la concentración del
metal en los tallos y hojas , para una fitoextracc ión exitosa el metal absorbido por las raíces debe
ser trans locado a los tallos y hojas de la forma más rápida pos ible. Sin embargo el proceso de
trans locac ión involuc ra varios procesos fis iológicos que incluyen los mecanismos de transporte
del metal en las células y vasos del xilema has ta llegar a los tallos y hojas [4].
Se ha demostrado que la mayoría de los metales pesados se acumulan rápidamente en las
raíces s i los metales es tán biodisponibles 1 en el medio de crecimiento de la planta, sin embargo
sólo una pequeña porc ión del metal absorbido es trans locado a tallos y hojas [4].
La fitoextracc ión emplea plantas (espec ies salvajes y cultivadas) que secues tran grandes
cantidades de elementos tóxicos en la porc ión aérea de la planta. Las hiperacumuladoras2 son
capaces de tomar metales espec íficos en dis tintos porcentaje del peso de su material seco. Una
espec ie hiperacumuladora concentrará más de 10 ppm de Hg, 100 ppm de Cd, 1,000 ppm de
C o, C r, C u y P b, 10 ,000 ppm de N i y Zn. Las partes de las plantas cultivadas pueden ser
dispues tas como pequeñas cantidades de cenizas de manera relativamente económica. Si los
elementos tóxicos tienen valor comerc ial, pueden ser recuperados a través de procedimientos de
extracc ión. [3 , 4 , 18].
La fitoextracc ión es usada princ ipalmente en el tratamiento de suelos, sedimentos y lodos. Esta
puede ser usada en menor grado para el tratamiento de agua contaminada [7].
3.2.2 Fitoestabilización de metales La fitoes tabilizac ión también llamada fitores taurac ión, emplea las plantas para cubrir la
superfic ie del suelo y as í prevenir la eros ión, reduc ir la precolac ión del agua y servir como un
obs táculo para prevenir el contac to direc to con el suelo. La fitoes tabilizac ión no remueve el
contaminante del suelo, pero puede ayudar a minimizar varios riesgos y eliminar vías de
expos ic ión para los organismos por parte de los contaminantes del suelo, reduciendo así la
peligros idad a la salud humana y el ambiente. Es ta tecnología se pude adaptar a un amplio
rango de s itios , inc luyendo grandes s itios abandonados y ubicados en áreas urbanas [9, 10].
1Biodisponible: Disponibilidad del contaminante para con la planta, de tal forma que se encuentra listo para ser absorbido por las raíces [3,4]. 2 Especie de planta capaz de acumular metales a niveles cien veces mayores que las plantas comunes [3].
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O tra meta de la fitoes tabilizac ión es reduc ir la disponibilidad para la planta de los contaminantes
metálicos , cuando exis te toxic idad para la planta o exis te el riesgo de contaminación de la
cadena alimentic ia. C ualquiera que sea la vía de expos ic ión u organismo objetivo, la cantidad de
riesgo planteada por la contaminac ión es tá relac ionada a la velocidad y duración de la exposición
del organismo de interés , y a la forma del contaminante en el suelo [7 , 9].
La forma de los contaminantes en el suelo puede ser alterado con correc tores químicos que
promueven la formac ión de espec ies metálicas inac tivas biológicamente. Las alteraciones
químicas del contaminante en el suelo deben ser lo más prolongadas posible si no permanentes.
A dic ionalmente los correc tores químicos deben ser económicos , fác il de manejar y aplicar,
seguro para los trabajadores que los manipulan, compatible con las plantas, no tóxico para las
plantas selecc ionadas para la revegetac ión, debe es tar disponible o debe ser fácil de producir y
no causar impac tos ambientales negativos adic ionales en el sitio. Algunos correctores químicos
pueden tener benefic ios secundarios tales como suminis trar nutrientes a las plantas o
inc rementar la capac idad de humedad del suelo (fertilizadores de fosfato, materiales orgánicos).
Entre los materiales más comunes se encuentran biosólidos de plantas de tratamiento de aguas
res iduales y subproduc tos de procesos indus triales [9].
La fitoes tabilizac ión tiene una amplia base de conoc imiento y experiencia en los principios de la
química del suelo y las prác ticas de la conservac ión y la agricultura. Los correctores químicos
usados en la fitoes tabilizac ión pueden ser s imilares a los usados en la agricultura (cal,
fertilizadores de fós foro, materiales orgánicos), la veloc idad de aplicac ión para inactivar los
contaminantes metálicos generalmente es mayor a la veloc idad usada en la agricultura para
ajus tar la fertilidad del suelo [9].
Los mecanismos por los cuales los diferentes correc tores químicos alteran la forma del
contaminante metálico en el suelo puede variar de acuerdo al correc tor empleado y al
contaminante. Los mecanismos sugeridos inc luyen prec ipitac ión, humidificación, absorción y
trans formac iones redox (ver tabla3). Los correc tores de fos fato pueden mejorar la formación de
formas insolubles del contaminante metálico, espec ialmente plomo; sin embargo el exceso de
fos fatos en el suelo cercano a aguas superfic iales puede causar la entrada de nutrientes a la
misma causando eutroficac ión. O tros es tudios han investigado la capacidad de absorber metales
por parte de zeolitas s intéticas , aunque los resultados han sido positivos se considera el uso de
es tas cos toso para la fitoes tabilizac ión [9].
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Tabla 3 . C orrec tores para el suelo en la fitoes tabilizac ión [9]
T IPO DE C O RREC TO R PO SIBLE
CONTAMNANTE O BJET IV O
MO DO SUGERIDO DE INA C T IV A C IÓ N
Materiales de fos fato
H3PO 4, apatita, ortofos fato de calc io, Na2HPO 4, KH2PO4, otros fertilizadores de fos fato.
P b Formac ión de minerales de fosfato del metal insoluble, tales como piromorfitas de plomo
H idruros de hierro
Subproduc tos que contienen hidruros de hierro, ais lados de hidruros de hierro
A S, C d, C u, N i, P b, Zn
A bsorc ión de contaminantes sobre la superfic ie del oxido, coprec ipitac ión o formac ión de compues tos contaminante-Fe
Materiales O rgánicos
A bonos , compost, lodos y otros biosólidos A s , C d, C u, P b
A bsorc ión de contaminantes sobre el s itio intercambiable o incorporac ión dentro de la materia orgánica
M inerales de arc illa inorgánica
Zeolita s intéticas , aluminos ilicatos naturales o subproduc tos de la inc inerac ión
A s , C d, C u, Mn, N i, P b, Zn
A bsorc ión de contaminantes sobre la superfic ie mineral o incorporac ión dentro de la es truc tura mineral
E l rol de las plantas en la fitoes tabilizac ión es la es tabilización del suelo con un sistema de raíces
densas para prevenir la eros ión y proteger la superfic ie del suelo del contac to humano y el
impac to de la lluvia. Las raíces de la planta también ayudan a minimizar la precolación del agua
a través del suelo, reduc iendo la lixiviac ión del contaminante. Las raíces de la planta también
suminis tran superfic ie para la absorc ión o adsorc ión sobre las raíces y/o prec ipitac ión del
contaminante metálico dentro de la zona de las raíces;. E l rol de las plantas en la
fitoes tabilizac ión no se extiende a la alterac ión química del contaminante, sin embargo en la
fitoes tabilizac ión el pH del suelo puede cambiar debido a los exudados de la raíz o por la
producc ión de C O 2; y por tanto la fitoes tabilizac ión puede cambiar la solubilidad y movilidad del
metal (alterac ión fís ica del contaminante) [7 , 9 , 10]. A lgunos autores inc luyen en la
fitoes tabilizac ión la acumulac ión por parte de las raíces , inmovilizando el contaminante hacia el
res to de los tejidos de la planta [7 , 9].
La fitoes tabilizac ión es usada en el tratamiento de suelos , sedimentos y lodos [7].
3.2.3 Otros tipos de f itorremediación La tecnología de remediac ión con plantas tiene un amplio rango de pos ibilidades para ser
aplicado dependiendo de la matriz (suelo o agua) y el tipo de contaminante (orgánico o
inorgánico). A continuac ión se realiza una breve desc ripc ión de las tecnologías con plantas que
no son aplicables para es te proyec to, ya sea porque se usan en la remediación de aguas o para
suelos contaminados con sus tanc ias orgánicas .
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La rizof iltración es el uso de plantas con raíces que tienen la capacidad de absorber, y algunas
veces , prec ipitar contaminantes de aguas contaminadas . Las plantas más efectivas, tales como
pas tos , son aquellas con raíces que se regeneran rápidamente y tienen gran área de superficie.
La rizofiltrac ión func iona mejor donde los contaminantes están presentes en baja concentración
y en grandes volúmenes de efluentes . A lgunas plantas son capaces de concentrar metales
tóxicos , sobre una base en peso seco, a valores entre 131 y 563 veces la concentración en la
fuente contaminante [8 , 10].
A gua subterránea, superfic ial y res idual puede ser tratada usando rizofiltración. La rizofiltración
es generalmente aplicable a condic iones de baja concentrac ión y alto contenido de agua. Esta
tecnología no func iona bien con suelo, sedimentos o lodos porque el contaminante necesita estar
en soluc ión para ser sorbido al s is tema de la planta [7].
La volatilización o transpiración por medio de las plantas hac ia la atmós fera es otro
mecanismo pos ible para remover un contaminante. Fitovolatilización es la toma y transpiración
de un contaminante por una planta, con la liberac ión del contaminante o una forma modificada
del contaminante a la atmós fera desde la planta. Es ta tecnología ha sido aplicada principalmente
a agua subterránea, pero también puede ser aplicada a suelo, sedimento y lodo. Se ha empleado
para tratar contaminantes orgánicos (TC E, TC A , TC C ) e inorgánicos (Se, Hg, junto con As,
pueden formar espec ies metiladas volatiles ). Fac tores c limáticos tales como temperatura,
prec ipitac ión, humedad, insolac ión y veloc idad del viento pueden afec tar la tasa de
transpirac ión, y por tanto la efic ienc ia de la tecnología [7].
En la Rizodegradación se logra el rompimiento de un contaminante orgánico en el suelo por
medio de la ac tividad mic robiana que se mejora por la presenc ia de la zona de raíces . Los
exudados de las raíces son compues tos produc idos por las plantas y liberadas por las raíces de
las plantas , es tos inc luyen azúcares , aminoác idos , ác idos orgánicos, ácidos grasos, factores de
c rec imiento, nuc leotidos , enzimas y otros compues tos . La población microbiana y la actividad en
la rizós fera se puede inc rementar debido a la presenc ia de és tos exudados y puede resultar en
aumento de la biodegradac ión de contaminantes orgánicos en el suelo. A dic ionalmente, la
rizós fera inc rementa el área superfic ial donde la degradac ión mic robiana ac tiva puede ser
es timulada [7 , 18].
La Fitodegradación también conoc ida como fitotrans formac ión es la ruptura de contaminantes
tomados por la planta por medio de procesos metabólicos dentro de la planta o en el exterior de
la planta por medio de compues tos (como enzimas) produc idos por ella. Adicionalmente puede
ocurrir degradac ión fuera de la planta, debido a la liberac ión de compues tos que causan
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trans formac ión. A lguna degradac ión causada por mic roorganismos asociada o afectada por la
raíz de la planta es cons iderada rizodegradac ión [7].
P ara que la fitodegradac ión ocurra dentro de la planta, los compuestos deben ser tomados por la
planta. E l metabolismo dentro de la planta ha s ido identificado para un grupo diverso de
compues tos orgánicos , inc luyendo herbic idas , atrazina-atrazine, TC E, TNT , DDT , HC B
(hexac lorobenceno), PC P , DEHP (dietilhexilftalato) y PC Bs en cultivos de células de plantas. La
fitodegradac ión es usada en el tratamiento de suelos , sedimentos , lodos, agua subterránea y
agua superfic ial [7 , 18].
3.2.4 Ventajas de la Fitorremediación Las plantas poseen c iertos atributos que no es tán disponibles con las alternativas
convenc ionales , es tos son [7 , 8 , 14].
- P otenc ial para trans ferir humedad de la superfic ie del suelo contaminado y el agua
subterránea a la atmós fera
- P roducc ión de enzimas degradadoras
- C apac idad para sobrevivir bajo condic iones ecológicas fluc tuantes
- Manejar las capac idades del sol
- P otenc ial para penetrar a profundidades s ignificantes y c rear grandes zonas de raíces
- Habilidad para acumular c iertos contaminantes
- Habilidad para produc ir y metabolizar muchas toxinas naturales
- C apac idad para remover, degradar, metabolizar, o inmovilizar un amplio rango de
contaminantes
- Habilidad para retornar al s itio contaminado algún nivel de es tabilidad y salud al
ecos is tema
A lgunos fac tores que favorecen el uso de la fitorremediac ión y las técnicas de restauración se
lis tan a continuac ión [7 , 8 , 12].
- Inefec tividad y efic ienc ias variables de los tratamientos fís icos , químicos y térmicos
tradic ionales
- Demostrac ión de que exis ten plantas capaces de secuestrar, acumular e hiperacumular
has ta 19 espec ies de metales diferentes
- La gran cantidad de res iduos metálicos generados anualmente por la indus tria
- La salud humana y ambiental interesa asoc iado con el número s itios exis tentes
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- P otenc ial s ignificativo para reduc ir los cos tos asociados con las técnicas de remediación
basada en plantas , además de reduc ir los cos tos asoc iados con el dragado del suelo
Las ventajas de la fitorremediac ión inc luyen aplicac ión in s itu, pas iva, que es una tecnología
verde conduc ida por el sol, fác il de aplicar, económica (ver tabla 2), aplicable a un gran rango de
metales , radionuc leidos y sus tanc ias orgánicas . Es una tecnología que puede ser usada en sitios
no fác ilmente remediados por otros métodos , como es el caso de grandes s itios con baja
concentrac ión de contaminante que es ta ampliamente disperso a poca profundidad [1, 7, 14].
La fitorremediac ión ofrece la ventaja de eliminar res iduos secundarios al aire o al agua que
pueden potenc ialmente ser conduc idos a los humanos o ser una expos ic ión ecológica.
Espec íficamente, las sus tanc ias tóxicas presentes en la materia particulada del suelo pueden
llegar a suspenderse en el aire o agua, las plantas proveen una gran cobertura que estabiliza el
suelo contaminado y ayuda a reduc ir la diseminac ión potencial, es así como el uso de vegetación
sobre los s itios contaminados ayuda a reduc ir la inhalac ión direc ta de aire y la ingestión de
comida contaminada, como resultado de la depos ic ión de la materia suspendida sobre plantas
alimentic ias [17 , 18].
O tra ventaja de la fitorremediac ión es que las plantas usadas pueden producir residuos de planta
ricos en metales rec ic lables , en el caso de ser inc ineradas las plantas, las cenizas contendrán en
la mayoría de los casos es tos res iduos rec ic lables que pueden ser extraídos [8 , 12].
En el caso de la fitoes tabilizac ión se cons idera una ventaja que no se requiere la disposición de
materiales peligrosos ni de biomasa3 [7].
Se cons idera como una ventaja adic ional de la fitorremediación hacer de los sitios contaminados
más atrac tivos es téticamente [7 , 8].
3.2.5 Desventajas de la f itorremediación A unque la fitorremediac ión ofrece muchas ventajas sobre las técnicas de remediac ión
convenc ional, una de las limitac iones de la tecnología se da por que las plantas
hiperacumuladoras acumulan sólo un elemento espec ifico, limitándose la aplicabilidad a sitios
con varios o una mezc la de contaminantes [8].
E l uso de plantas salvaje para la fitorremediac ión puede aumentar el problema particular de
riesgo de impos ic ión aunque a veces se dice que puede ayudar a res taurar la diversidad de
3 Biomasa: se refiere a la cantidad de tejido vegetal, ya sea raíces, tallos o hojas.
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espec ies salvaje [7 , 8]. Teniendo en cuenta que algunas formas de la fitorremediac ión
involuc ran la acumulac ión de metales , exis te la pos ibilidad de que los contaminantes entren en
la cadena alimentic ia por tanto se debe controlar el acceso al s itio donde se encuentran las
plantas [7 , 14].
La mayoría de las espec ies hiperacumuladoras conoc idas fueron descubiertas sobre suelos ricos
en metales , ac tualmente la mayoría de plantas hiperacumuladoras son endémicas de cada suelo,
por tanto muchas plantas hiperacumuladoras son relativamente extrañas , con pequeñas
poblac iones que muchas veces se encuentran en áreas remotas o tienen una distribución muy
res tringida y deben c recer bajo otras condic iones c limáticas [7 , 8]. A demás muchos de las
hiperacumuladoras tienen una veloc idad de c rec imiento lento, producen pequeñas cantidades de
biomasa y tienen un s is tema de raíces poco profundo [4 , 7 , 10]. Es te y otros problemas se
puede soluc ionar con ingeniería genética al introduc ir genes de crecimiento rápido, o genes que
regulen el c rec imiento de la raíz o que inc rementen la producción de enzimas seleccionadas de la
planta [7 , 8].
Muchas veces la fitorremediac ión es más lenta que las técnicas tradicionales físicas, químicas o
térmicas , requiriendo dis tintos tiempos de c rec imiento para limpiar el sitio, razón por la cual no
es una tecnología apropiada cuando el contaminante objetivo presenta un peligro inminente a la
salud humana o a el ambiente [7 , 8 , 14].
Exis ten dificultades asoc iadas a la carac terizac ión de los suelos y los efectos de las condiciones
heterogéneas del s itio tales como la textura del suelo, el nivel del contaminante, el pH, la
salinidad, adic ionalmente los niveles de toxic idad deben es tar entre los límites de tolerancia de
la planta, pues to que altas concentrac iones del contaminante pueden inhibir el crecimiento de la
planta, limitando la aplicac ión de la tecnología [7 , 8 , 14].
La remediac ión con plantas requiere que el contaminante es te contac to con la zona de la raíz,
por lo tanto las plantas deberían ser capaces de extender las raíces hacia el contaminante o el
medio contaminado debería moverse dentro del rango de la planta. Por tanto se considera una
limitante de la tecnología el contac to entre el contaminante y la raíz. La profundidad efectiva de
la raíz varia con la espec ie y depende del suelo y las condic iones c limáticas [7]. Los
contaminantes altamente solubles pueden lixiviar fuera de la zona de la raíz haciendo la toma
para la planta menos efec tiva. La interacc ión biológica de las espec ies puede tener un efecto
es timulante o limitante en la limpieza, ya que la planta usada pueden ser susceptible a
herbívoros y plagas [7 , 8].
En el caso de la fitoextracc ión es tudios revelan que el coefic iente de fitoextracción medido en
campo es menor que el determinado en el laboratorio [7].
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En el caso de la fitoes tabilizac ión se cons idera una desventaja que el contaminante permanece
en el lugar. La zona de la raíz, los exudados de la raíz, contaminantes y correctores químicos
deben ser monitoreados para prevenir un inc remento en la solubilidad del metal y que este
lixivie [7 , 14].
La fitorremediac ión puede requerir cos tos cons iderables de entrada para el pretratamiento del
contaminante o del s itio en el cual es ta és te depos itado. Se cons ideran entre estos, agentes
quelantes artific iales , irrigac ión, correc tores químicos e insecticidas, todos estos requeridos para
remediar efec tivamente el s itio; por tanto se hace necesario validar la tecnología bajo las
condic iones reales de campo y compararla en relac ión a los cos tos con las otras tecnologías
disponibles , de tal forma que se pueda determinar la viabilidad real de la misma [7 , 8].
A pesar de todas las ventajas que poseen las plantas , la fitorremediación no ha llegado a ser una
tecnología comerc ial. E l progreso lo limita el poco conoc imiento de los mecanismos de
remediac ión de las plantas , el poco entendimiento del mecanismo en las prácticas agronómicas
(irrigac ión, fertilizac ión, tiempo de cosecha y sembrado, aplicac ión de correctores químicos),
además de la naturaleza biológica del proceso, que implica interacc iones complejas entre el
suelo, contaminante, mic roorganismos y plantas , influenc iado por las condiciones climáticas,
propiedades del suelo y la hidrogeología del s itio entre otros [3]. A continuación se presenta una
tabla con la mayoría de los fac tores que limitan el éxito y la aplicabilidad de la fitoextracción.
Tabla 4 . P rinc ipales fac tores limitantes en el éxito y aplicabilidad de la fitoextracc ión [3]
Limitac iones biológicas basada en la planta
Limitac iones de la tecnología O tras limitac iones
Baja toleranc ia de la planta Escasez de trans locación4
del contaminante desde la ráiz has ta las hojas y tallos
Tamaño pequeño de las plantas remediadoras
Defic ienc ia en los datos de desempeño y cos tos asoc iados
Falta de familiaridad con la tecnología
Dispos ic ión de las plantas contaminadas
C ontaminac ión debajo de la zona de la raíz
P roceso prolongado C ontaminante con forma
biológicamente no aprovechable
3.2.6 Éxito de la f itorremediación E l éxito de la fitorremediac ión depende de la selecc ión de la especie de planta, tal que produzca
gran biomasa, acumule y desplace metales del extenso s is tema de raíces a la biomasa sobre el
suelo y tolere concentrac iones tóxicas de los metales . O tro requis ito para el éxito de la
4 Translocacion: Movimiento de solutos a través de la planta. Movimiento desde la raíz hasta tallos y hojas de la savia [3].
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fitorremediac ión es la disponibilidad de metales en una forma no res idual5 para lograr la
absorc ión por las raíces y pos terior desplazamiento a las hojas y tallos [12].
Muchos fac tores influenc iarán el éxito de la fitorremediac ión en un s itio dado, inc luyendo
concentrac ión del contaminante, disponibilidad de nutrientes temperatura máxima y mínima
diaria, prec itac ión o pos ibilidad de irrigac ión, pendiente del sitio, consideraciones estéticas, nivel
de iluminac ión diario, humedad relativa, patrón del viento y/o la presenc ia de contaminantes
supresores del c rec imiento. E l nivel y veloc idad deseada de descontaminación también deben
cons iderarse [7].
La fitoextracc ión es ta limitada a la zona inmediata de influenc ia de las raíces , por tanto la
profundidad de las raíz determina la profundidad de fitoextracc ión efec tiva [7].
3 .3 INTERA C C IÓ N META L-P LA NTA EN LA RIZÓ SFERA 3.3.1 Biodisponibilidad del metal para la toma hacia el interior de las raíces E l princ ipal fac tor que limita la toma de metales hac ia el interior de las raíces es el transporte
lento desde las partículas del suelo hac ia la superfic ie de la raíz, sumado a esto que para las
plantas solo se encuentra disponible los iones de metales libres y complejos del metal soluble en
la soluc ión del suelo y una parte de los iones fijados por adsorc ión sobre los constituyentes
inorgánicos del suelo [3 , 10]. En el suelo, la solubilidad del metal es res tringido debido a la
adsorc ión de es te a las partículas del suelo. A lgunas de las uniones al suelo no son selectivas, es
dec ir la unión a las partículas de suelo es indiferente del metal. Otras uniones son más selectivas
a c iertos s itios del suelo y hac iendo necesario inc rementar la solubilidad del metal en el suelo
para mejorar la fitoextracc ión [3].
Exis ten dos mecanismos para el transporte desde el suelo a la raíz de la planta: convección o
flujo de masa y difus ión. Debido a la convecc ión los iones del metal soluble se mueven desde los
sólidos del suelo a la superfic ie de la raíz. En el proceso de difus ión se considera el gradiente
hidráulico generado por la planta en el proceso de absorc ión de agua por las raíces hasta las
hojas , el gradiente hidráulico hace que algunos iones se absorban por la raíces de forma más
rápida que por el proceso de convecc ión, se c rea una c rea una zona de baja concentración del
ión adyacente a la raíz, generando un gradiente de concentrac ión desde la solución del suelo y
las partículas del suelo hac ia la soluc ión en contac to con la superfic ie de las raíces [3].
5 Fracción residual: se refiere a la fracción considerada no disponible para remover por fitoextracción [4].
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3.3.2 Efecto de los microorganismos del suelo en la toma de metales E l c rec imiento de las raíces afec ta las propiedades rizosféricas del suelo y estimula el crecimiento
de consorc ios mic robianos , ya que las raíces de las plantas realizan la exc rec ión de una
variedad de compues tos que s irven como nutrientes y fuente de energía para los
mic roorganismos del suelo [7 , 20]. Los mic roorgainsmos de la rizós fera pueden interactuar
s imbióticamente con las raíces para mejorar el potenc ial para la toma de metales. Además
algunos mic roorganismos pueden exc retar compues tos orgánicos que inc rementan la
biodisponibilidad y fac ilitan la absorc ión por las raíces de metales esenc iales como hierro y
manganeso y de no esenc iales como cadmio [3 , 6 , 10].
Los mic roorganismos del suelo pueden influenc iar la solubilidad del metal, al alterar sus
propiedades químicas . P or ejemplo Pseudomonas maltophilta reduce la movilidad y toxicidad de
C r+6 al convertirlo en C r+3, minimiza la movilidad ambiental de otros iones tóxicos como Hg+2,
P b+2 y C d+2 [3].
3.3.3 Efecto de los exudados de la raíz en la toma de metales Los exudados de la raíz tienen un rol importante en la adquis ic ión de diferentes metales
esenc iales . Muchas espec ies pueden exudar de la raíces sustancias sideroforas6, que mejoran la
biodisponibilidad del hierro y el zinc unido al suelo [3].
Los exudados de la raíz han s ido implicados in la toleranc ia de la planta, se ha demostrado que
algunas espec ies de plantas que toleran A l en la rizós fera, exudan ácido cítrico y málico, estos
ác idos orgánicos quelan A l+3 rizos férico, el cual es altamente fitotóxico y al formar el complejo se
disminuye tal toxic idad [3].
3 .4 A DA PTA C IÓ N DE LA S P LA NTA S A EL SUELO C O NTA MINA DO C O N META LES Los botánicos han reconoc ido que algunas espec ies de plantas son endémicas a los suelos con
alta contaminac ión desus tanc ias inorgánicas y de metales [21].
3.4.1 Necesidades f isiológicas de elementos inorgánicos C omo parte de su c rec imiento y requerimientos reproduc tivos , las plantas deben adquirir
macronutrientes del suelo como nitrógeno, fós foro, potas io, azufre, calc io y magnes io, y
6 Ácidos orgánicos como ácido cítrico, málico, mugineico y avenico [3].
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micronutrientes como hierro, c loro, manganeso, zinc , níquel, cobre y molibdeno. Para cumplir
es to, las plantas desarrollan mecanismos altamente espec íficos para la toma y movimiento de
los solutos a través de la planta, además de los mecanismos de almacenamiento y utilización de
es tos nutrientes inorgánicos . P or ejemplo, el movimiento de metales a través de membranas
biológicas es mediado por proteínas con func iones de transporte. En general, los mecanismos de
toma son selec tivos , las plantas adquieren preferenc ialmente algunos iones sobre otros, tal
selec tividad depende de la es truc tura y propiedades del transportador de la membrana. En
general plantas no acumuladoras , almacenan mic ronutrientes s in exceder su necesidades
metabólicas (<10ppm), mientras que las plantas hiperacumuladoras pueden almacenar
excepc ionalmente altas cantidades de metales (miles de ppm) [3 , 4].
Todas las plantas tienen la capac idad de acumular metales pesados que son esenciales para su
c rec imiento y desarrollo. Es tos metales inc luyen Fe, Mn, Zn, C u, Mg, Mo y posiblemente Ni.
C iertas plantas también tienen la capac idad de acumular metales pesados que no tienen función
biológica conoc ida, entre es tos se inc luyen C d, C r, P b, C o, A g, Se y Hg. Sin embargo una
acumulac ión exces iva de es tos metales pesados puede ser tóxica para la mayoría de las plantas
[10].
3.4.2 Mecanismos de las plantas para tolerar y acumular metales Las explicac iones acerca de cómo las plantas acumulan y toleran metales no esenciales varían e
inc luyen toma inadvertida (durante la absorc ión de agua) de metales hac ia el interior de las
raíces , la trans ferenc ia hac ia el interior de las hojas y tallos de la planta. Una vez dentro de la
planta, el contaminante puede en seguida ser inmovilizado en los tejidos, o en algunos casos,
volatilizado de las hojas . A dic ionalmente, c iertas ac tividades metabólicas de las enzimas dentro
de las raíces , tallos y hojas pueden detoxificar el contaminante cambiándole el estado físico o la
compos ic ión química. Exis ten dis tintas razones por las que c iertas plantas acumulan y toleran
esas sus tanc ias no esenc iales inc luyendo res is tenc ia a sequía, es trategia de competencia y
defensa a patógenos/herbívoros . Las plantas pueden acumular metales muchas veces a niveles
que son tóxicos a la mayoría de organismos vivientes [22 , 23].
Las plantas han s ido comparadas con bombas conduc idas solarmente que pueden extraer y
concentrar c iertos elementos de su ambiente [10, 18]. E l s is tema de raíces de la planta
representa una enorme área superfic ial que fac ilita la absorc ión y acumulac ión de agua y
nutrientes esenc iales para el c rec imiento. Las plantas tienen capac idades metabólicas y
adsorbentes además posee s is temas de transporte que pueden tomar selectivamente muchos
iones de los suelos [8]. Es tas habilidades pueden ser usadas para remediar sitios contaminados
con metales a través de una variedad de mecanismos , s in embargo diferentes investigaciones
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afirman que los mecanismos por los cuales los iones metálicos entran dentro de las células de
las raíces permanecen s in c laridad [8].
La acumulac ión de metales pesados dentro de la planta puede dividirse en tres áreas principales.
La biología de la toma, trans locac ión y res is tenc ia a los metales pesados [10].
Toma por la raíz: Inc luso en la presenc ia del metal movilizado en el suelo por correc tores
químicos , una gran proporc ión del metal permanece absorbido a los constituyentes del suelo.
P ara las plantas que acumulan metales “unidos al suelo” primero deben movilizar los metales a
la soluc ión del suelo. Es ta movilizac ión se puede lograr por diferentes maneras (ver figura 1).
P rimero, moléculas quelantes (fitos ideroforas7) pueden ser secretadas en la rizósfera para quelar
y solubilizar los metales “unidos al suelo”. En segundo lugar, las raíces pueden reducir los iones
metálicos “unidos al suelo” mediante reduc tasas plasmáticas . En tercer lugar, las raíces de las
plantas pueden solubilizar metales pesados por ac idificación del ambiente del suelo con protones
extruídos de las raíces . Un bajo pH libera los iones metálicos “unidos al suelo” hacia la solución
del suelo. Los iones metálicos solubilizados puede entrar a la raíz por la vía extracelular
(apoplas tica) o por la vía intracelular (s implas tica) [10].
Transporte dentro de la planta: La toma de metales hac ia el interior de las células de la raíz,
es el punto de entrada al tejido viviente, es un paso de gran importanc ia en el proceso de
fitoextracc ión. Sin embargo para que la fitoextracc ión ocurra los metales deben se transportados
de la raíz a los tallos y hojas . E l movimiento de savia que contiene el metal desde la raíz hasta
tallos y hojas , denominado trans locac ión, es controlado princ ipalmente por dos procesos:
pres ión de raíz y transpirac ión de la hoja. Luego de la trans locac ión a las hojas, los metales
pueden ser reabsorbidos de la savia hac ia el interior de las células de la hoja [3].
Un número de procesos fis iológicos es tán involuc rados en el transporte del metal, incluyendo la
descarga del metal hac ia el interior de las células del xilema de la raíz, transporte dentro del
xilema a los tallos y hojas , y reabsorc ión de la corriente del xilema por las células de la hoja. El
transporte del metal a los tallos y hojas probablemente toma lugar en el xilema. Sin embargo,
los metales pueden redis tribuirse en los tallos y hojas por el floema. El modelo general para la
descarga del metal hac ia el interior de los vasos del xilema involucra la absorción del metal de la
soluc ión del suelo hac ia el interior de la raíz, entonces los metales absorbidos son descargados
de la parenquima del xilema hac ia el interior de los vasos del xilema maduros , ellos son
transportados a el tallo y hojas por la corriente de transpiración donde complejos quelato-metal
pos iblemente fac ilitan el movimiento del metal. A nális is de la savia del xilema de c iertos
acumuladores de metales han demostrado la intervenc ión de ác idos orgánicos en el transporte 7 Ácido mugineico y ácido avenico sirven como fitosideroforas. Estas fitosideroforas son liberadas en respuesta a deficiencias de Fe y Zn y pueden movilizar Cu, Zn y Mn del suelo.
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del metal. T rabajos rec ientes también sugieren que fitoquelantes pueden estar involucrados en
las uniones del metal a la savia del xilema. A demás , los metales pueden ser transportados en el
floema por ác idos orgánicos o fitoquelantes entre otros. Para la mayoría de los metales tóxicos la
veloc idad de trans locac ión del metal de las raíces a tallos y hojas es más baja comparada con la
veloc idad de toma de es te metal [4 , 10].
Debido a su carga, los iones metálicos no se pueden mover libremente a través de la membrana
celular, las cuales son es truc turas lipofílicas . P or tanto el transporte de iones hacia el interior de
la célula debe ser mediado por proteínas de membrana con func iones de transporte,
generalmente conoc idas como transportadores . Los transportadores de transmembrana poseen
s itios ac tivos extracelulares a las cuales los iones se adhieren exactamente antes del transporte,
y es ta es truc tura de transmembrana conec ta el medio extracelular y el intracelular. El sitio
ac tivo es afín solo a iones espec íficos y es responsable de la especificidad del transportador. La
es truc tura de transmembrana fac ilita la trans ferenc ia de iones unidos al espacio extracelular a
través del ambiente hidrofóbico de la membrana hac ia el interior de la célula. Estos transportes
son carac terizados por c iertos parámetros c inéticos , tales como la capac idad de transporte
(V max) y la afinidad por el ión (Km). V max mide la veloc idad máxima de transporte del ión a
través de la membrana celular. Km mide la afinidad del transportador para un ión específico y
representa la concentrac ión del ión en la soluc ión externa a la cual la velocidad de transporte
iguala V max/2 . Un bajo valor de Km (alta afinidad), indica que altos niveles de iones son
transportados hac ia el interior de la célula aún a bajas concentraciones del ión en el exterior [3].
Se debe tener en cuenta que del total de iones asoc iados a las raíces , solo una parte es
absorbida hac ia el interior de las células . Una fracc ión de iones s ignificativa es adsorbida
fís icamente en los s itios extracelulares cargados negativamente (COO-) de las paredes de las
células de la raíz. La fracc ión unida a la pared de la célula no puede ser translocada a los tallos y
hojas y por lo tanto no puede ser removida por cosecha de la biomasa (tallos y hojas)
(fitoextracc ión). Es pos ible que una planta que presenta una acumulación significativa del metal
dentro de la raíz, exprese un limite de capac idad para la fitoextracc ión. P or ejemplo, muchas
plantas acumulan P b en la raíz, pero la trans locac ión a tallos y hojas es muy baja [3].
Los mecanismos de toman de iones son selec tivos como ya se ha mencionado tal selectividad
depende de la es truc tura y propiedades del transportador de membrana, estas características le
permiten al transportador reconocer, unir y mediar el transporte transmembrana de iones
espec íficos , por ejemplo un transportador que media el transporte de cationes divalentes no
reconoce iones mono o trivalentes [3].
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Las uniones a la pared de la célula no son el único mecanismo de la planta responsable de la
inmovilizac ión el metal dentro de las raíces e inhibic ión de la translocación del ión a los tallos y
raíces . Los metales también pueden ser complejados y secues trados en estructuras celulares
(ej: vacuola) y dejando de es tar disponible para la trans locac ión a tallos y hojas [3].
Resistencia a los metales pesados: Las plantas desarrollan diferentes mecanismos efectivos
para tolerar altas concentrac iones de metales en el suelo. A lgunas especies evitan la toma de
metales tóxicos hac ia el interior de las células de las raíces, estas plantas tiene un bajo potencial
para la lograr la extracc ión del metal. Un segundo grupo de plantas limitan la toma celular de
metales pesados . Un tercer grupo de plantas , las acumuladoras, no evitan el ingreso de metales
a la raíz, es tas espec ies desarrollan mecanismos espec íficos para la detoxificación de altos
niveles metálicos acumulados en las células ; una vez el metal pesado esta acumulado dentro de
la célula es tas neces itan ser detoxificadas . Es to puede ocurrir por diferentes métodos
dependiendo del metal, mediante quelac ión o prec ipitac ión [3 , 10].
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Figura 1 . Representac ión del proceso de transporte de metales (toma y acumulac ión)
3.4.3 Factores que afectan la biodisponibilidad La fitodisponibilidad de metales para plantas es afec tada por las carac terís ticas del suelo,
fac tores ambientales y cons iderac iones de la planta [26]. Muchos de estos factores se pueden
manipular a través del uso de correc tores químicos o biotecnología aplicada a las plantas [7, 8].
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Las carac terís ticas del suelo que afec tan inc luyen el pH, óxidos acuosos de hierro y manganeso,
contenido de materia orgánica, contenido de arc illa, contenido de fosfato, potencial de reducción
y capac idad de intercambio cationico [8]. La química de la interacción del metal con la matriz del
suelo es un aspec to importante en la fitorremediac ión. En general la absorción a partículas del
suelo reduce la ac tividad de los metales en el s is tema. En suelos ácidos la desorción de metales
del suelo es es timulada por la competenc ia con H+ [3].
En términos de fac tores ambientales se cons ideran, condiciones climáticas, prácticas de manejo,
irrigac ión y prác ticas de fertilizac ión del suelo, adic ionalmente el tipo y concentración del metal
[3 , 8 , 11].
Es tas dos condic iones es tablecen la solubilidad del metal en la solución del suelo. Los metales
que se encuentran como iones libre, complejos solubles y adsorbidos al constituyente inorgánico
del suelo, es tán de una forma fác ilmente disponible a la planta (biodisponible) [3].
P or último se cons idera la espec ie a cultivar, el tejido de la planta, la edad de la vegetación, las
condic iones de c rec imiento y la veloc idad de c rec imiento, tales características pueden tener un
efec to cons iderable sobre la toma de metales [8 , 11].
3.4.4 Características de las plantas que acumulan metales en la f itorremediación Exis ten diferentes propiedades atribuidas a la candidata ideal de espec ie de planta para la
fitorremediac ión de metales . Las plantas deberían tener una baja biomasa con alta capacidad
metálica o una alta biomasa con un potenc ial mejorado de toma de metales. También deberían
tener una capac idad sufic iente para acumular el metal de interés dentro de la biomasa
cosechable a un nivel mayor que 1% (para algunos metales , mayor que 1000mg/Kg).
A dic ionalmente, la planta debería tener una capac idad suficiente para tolerar las condiciones del
s itio y acumular gran variedad de contaminantes metálicos . Finalmente, las especies deberían
c recer rápido y tener un fenotipo apropiado para fác il cosecha, tratamiento y disposición [8, 24].
Las plantas que tienen gran biomasa por enc ima del suelo y que pueden ser cultivadas varias
veces al año para remover elementos tóxicos son las mejores candidatas para la fitoextracción,
más aún s i la planta es capaz de acumular elementos tóxicos en el orden de 2-5% por peso seco
dentro de los tejidos de la planta [3 , 4].
Las plantas selecc ionadas en la fitoes tabilizac ión a diferenc ia de la fitoextracción deben ser
malos trans locadores del contaminante metálico hac ia los tejidos de la planta que podría ser
consumida por animales o humanos . Las plantas también deberían ser tolerantes a los niveles
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del metal en el suelo y a las condic iones del s itio (pH, salinidad, estructura del suelo, contenido
de agua). Las plantas deben c recer rápidamente para es tablecer una cubierta en el suelo, tener
un s is tema de raíces denso, tener una alta veloc idad de transpirac ión y debe ser capaz de
propagarse.
3 .5 O PT IMIZACIÓN DE LA FITOEXTRACCIÓN DE METALES CON PRÁCTICAS AGRONÓMICAS 3.5.1 Selección de la planta La meta del proceso de selecc ión de la planta es escoger una espec ie de planta con
carac terís ticas apropiadas para el c rec imiento bajo las condic iones del s itio, hay diferentes
puntos de partida para escoger una planta: [7]
- P lantas que han s ido efec tivas en la fitorremediac ión.
- P lantas nativas , de cosecha, de forraje y otros tipos de plantas que pueden crecer bajo
las condic iones regionales .
Se debe cons iderar el potenc ial de la planta para extraer metales y el ecosistema presente en el
s itio. En general se prefieren espec ies nativas a plantas exóticas, ya que estas últimas pueden
ser invas ivas y pueden poner en peligro la armonía del ecos is tema. Las especies usadas para
cosecha son preferidas en algunos casos , pero al ser comestibles presentan riesgos a los
animales [3 , 7].
La veloc idad de remoc ión depende de la biomasa cosechada y la concentración del metal de la
misma. En el momento de selecc ionar la planta exis ten dos alternativas: espec ies
hiperacumuladoras de metales y espec ies comunes no acumuladoras con las que se pueden
implementar procedimientos para induc ir la toma del metal (adic ión de quelatos sintéticos). En
la fitoextracc ión una planta que extrae una baja concentrac ión de metales , pero que tiene una
biomasa mucho mayor que muchas hiperacumuladoras , es más deseable que la
hiperacumuladora, dado que la masa total de metal removido será mayor [3 , 7].
Las carac terís ticas fís icas de la contaminac ión del suelo son importantes para seleccionar la
planta. P ara remediar un suelo contaminado superfic ialmente, son apropiadas especies con
raíces poco profundas , pero cuando las contaminac ión es profunda deben preferirse plantas con
raíces profundas [3].
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3.5.2 Mejoramiento de la biodisponibilidad del metal con correctores químicos Los correc tores químicos cons ideran la aplicac ión al suelo de quelatos s intéticos , ác idos
orgánicos e inorgánicos y bicarbonatos de sodio y potas io entre otros [4].
Los princ ipales fac tores de la fitoextracc ión de metales de suelos contaminados son la baja
biodisponibilidad del metal en el suelo y la pobre trans locac ión desde las raíces hacia tallos y
hojas . La aplicac ión de quelatos s intéticos puede eliminar parcialmente estos pasos limitantes en
la fitoextracc ión del metal [4 , 10].
P ara algunos metales tóxicos como el plomo, el princ ipal fac tor limitante de la fitoextracción es
la solubilidad y biodisponibilidad para la toma hac ia el interior de las raíces. El uso de químicos
espec íficos , quelatos s intéticos (o agentes que forman complejos), ha demostrado estimular el
potenc ial para la acumulac ión de P b en las plantas . Es tos compuestos evitan la precipitación del
P b y mantienen el metal como un complejo quelato-Pb soluble o en disoluc ión de las fases
insolubles (prec ipitada o absorbida) has ta llegar a un equilibrio entre el metal complejado, el
metal libre y el metal en las fases insolubles . E l complejo quelato-Pb es una forma que esta
disponible para la toma hac ia el interior de las raíces y transporte dentro de la planta. Se afirma
que la aplicac ión de EDTA (ác ido tetraacetico-diamina-etileno) estimula la fitoacumulación de Pb,
C d, C u, N i y Zn. A parte del EDTA , también se adic ionan HEDTA (ácido triacetico-etilendiamino-
hidroxietil) y DTPA (ác ido pentaacetico-triamina-dietileno) como queladores sintéticos [3, 4, 10].
La cantidad del metal solubilizado y mantenido en la soluc ión del suelo será func ión de la
concentrac ión del quelato, afinidad del quelato por el metal y la solubilidad del metal y sus
compues tos (hidroxidos , carbonatos , fos fatos) en el suelo. Por ejemplo los carbonatos y fosfatos
de plomo tienen una solubilidad limitada y no son una fuente de plomo fác ilmente disponible
para la planta, s in embargo se c ree que la adic ión de EDTA solubiliza el plomo de la fase de
carbonatos y suminis tra una fuente de plomo soluble a la raíz de la planta [4].
Se ha demostrado que la adic ión de quelatos s intéticos incrementa la concentración de plomo en
la soluc ión del suelo en más de c ien veces , la aplicac ión de fertilizadores de potasio aumenta en
más de diez veces la concentrac ión de ces io en la soluc ión del suelo y la adición de ácido cítrico
inc rementa la concentrac ión de uranio en más de c ien veces [4].
3.5.3 Sembrado E l grado de extracc ión del metal depende de la cantidad de biomasa de planta producida. La
producc ión de biomasa se controla con la dens idad de plantas (número de plantas/m2), la
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dens idad afec ta la producc ión/planta y la producc ión/ha. En general una alta densidad minimiza
la producc ión por planta y maximiza la producc ión por hec tárea. La densidad también afecta el
patrón de c rec imiento y desarrollo de la planta; con una alta dens idad las plantas tendrán que
competir más fuertemente por la luz, nutrientes y energía. Un periodo de c rec imiento
prolongado puede ser benéfico s i la absorc ión y acumulac ión del metal depende del proceso de
c rec imiento. P robablemente la dis tanc ia entre las plantas afecta el sistema de raíces con posible
implicac ión en la toma del metal, s in embargo el efec to de esta interacción es desconocida y se
debe inves tigar [3].
3.5.4 Mantenimiento E l control de la mala hierba y la irrigac ión son las princ ipales prác ticas de mantenimiento. La
mala hierba puede ser controlada por métodos mecánicos o químicos (aplicación de herbicidas).
Dado que la toma del metal hac ia el interior de las raíces depende del movimiento en la solución
del suelo has ta la superfic ie de la raíz, es importante mantener una humedad adecuada en el
suelo. Dependiendo del c lima local, se debe cons iderar la irrigac ión para lograr una humedad
adecuada, el volumen de agua suminis trado debe compensar las pérdidas debidas a la
evaporac ión y transpirac ión, un volumen de agua exces ivo aumenta los costos de operación,
limita el c rec imiento de las raíces y disminuir la veloc idad de extracc ión del metal [3].
3.5.5 Manipulación y disposición del residuo contaminado Una preocupac ión asoc iada con la aplicac ión de la fitoextracc ión, se refiere a la manipulación y
dispos ic ión del res iduo de planta contaminado. La necesidad de cosechar biomasa contaminada y
la pos ibilidad de disponerla como un res iduo peligroso inc rementa los costos y representa una
desventaja para la tecnología. Una opc ión es disponer la biomasa contaminada en un relleno
regulado [3 , 7]. P ara disminuir la manipulac ión, procesamiento y cos tos potenc iales de
dispos ic ión como res iduo peligroso (s i es necesario), el volumen y/o peso de la biomasa puede
ser reduc ida por medios térmicos (inc inerac ión, además de ser un medio de generación de
energía), mic robiales (compostaje), fís icos (compactac ión) o químicos (lixiviación). Algunos
metales (N i, Zn y C u) pueden tener una importanc ia económica al ser recuperados ,
proporc ionando un incentivo adic ional para la fitoextracc ión, el valor del metal recuperado en la
biomasa puede recompensar el cos to de la tecnología [3 , 4 , 25].
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3 .6 ESPEC IES DE P LA NTA S NA T IV A S DE LA SA BA NA DE BO GO TÁ P ara llevar acabo es te proyec to se quieren emplear plantas nativas de la Sabana de Bogotá
encontradas espec íficamente en la cuenca del río Bogotá, s in embargo para poder establecer si
las espec ies nativas pueden realizar fitorremediac ión es necesario conocer las especies de
plantas usadas en otros lugares del mundo para tal fin, razón por la cual a continuación se
presenta la búsqueda bibliográfica realizada al respec to.
3.6.1 Especies de plantas usadas a nivel internacional Se cons idera que aproximadamente 400 espec ies de plantas de al menos 45 familias han sido
reportadas como hiperacumuladoras de metales . La mayoría bioconcentran N i, cerca de 30
absorben C o, C u y/o Zn, pocas espec ies acumulan Mn y C d, y no hay hiperacumuladoras
naturales conoc idas para P b [19].
Se cons idera que Thlaspi caerulescens (“alpine pennycress” en inglés) (ver figura 2) es la mejor
espec ie hiperacumuladora de metales conoc ida, pero no es considerada una buena planta para
realizar fitorremediac ión, debido a que es pequeña y c rece demas iado lento [3 , 18].
Figura 2 . Thalaspi caerulescens
Brass ica juncea (“Indian mustard” en inglés ), una planta de alta biomasa (tiene 20 veces la
biomasa de Thlaspi caerulescens ) puede acumular P b, C r (V I), C d, Cu, Ni, Zn, Sr, B y Se. De las
diferentes espec ies de plantas B. Juncea tiene la mejor capacidad de transportar plomo a tallos y
hojas , acumulando más del 1 .5% de plomo en es tos (peso seco) [7 , 12]. Realiza un mejor
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trabajo de fitorremediac ión pues to que además de tener más tejido c rece más rápido que
Thlaspi [18].
Figura 3 . Brass ica juncea
La Divis ión de A plicac iones de Biotecnología A mbiente del Medio A mbiente de C anadá
(Environment Biotechnology A pplications Divis ion of Environment C anada) en Hull, Québec
recopiló una base de datos de plantas terres tres y acuáticas con valor potenc ial para la
fitorremediac ión de s itios contaminados con metales . La base de datos inc luye especies y
variedades de plantas salvajes y cultivadas con su respec tiva información biológica y ecológica
entre otros [8].
En la base de datos las plantas fueron c las ificadas de acuerdo al modo de acc ión en la
fitorremediac ión es dec ir por sus capac idades para acumular, hiperacumular, precipitar o tolerar
metales pesados espec íficos . La mayoría de las plantas se cons ideraron acumuladoras si
contenían una concentrac ión de metales entre 100-200 mg/kg peso seco, hiperacumuladoras si
toman más de 1 ,000 mg/kg peso seco de la mayoría de los metales, 10,000 mg/kg de Mn o 100
mg/Kg de C d [8]. A unque no fue pos ible tener acceso a la base de datos en mención la tabla 1
presenta las espec ies capaces de acumular cuatro o más metales pesados .
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Tabla 5 . P lantas capaces de acumular cuatro o más metales [8].
NOMBRE CIENTÍFICO ELEMENTOS Y GRADOS DE ACUMULACIÓN P LANTAS DE COSECHA Brass ica juncea Helianthus annuus
C dA, C rA, C uH, N iH, P bH, U A, ZnH C sH, P bH, SrH, U H, C d, C r, C u, Mn, N i, Zn
P LA NTAS TERRESTRES Thalaspi caerulescens Agros tis cas tellana Athyrium yokoscense
C dH, C oH, C rA, C uH, N iH, P bH, ZnH A lA, A sH, MnA, P bA, ZnA C dA, C uH, P bH, ZnH
P LA NTA S ACUATICAS Azolla filiculoides Bacopa monnieri Eichhornia crass ipes Hydrilla verticillata Lemma minor Pis tia s tratiotes Salvinia moles ta Spirodela polyrrhiza Vallisneria americana
C uA, N iA, MnA, P bA C dH, C rH, C uH, HgA, P bA C dH, C rA, C uA, HgH, P bH, ZnA C dH, C rA, HgH, P bH C dH, C uH, P bH, ZnA C dT, C rH, C uT, HgH C rH, N iH, P bH, ZnA C dH, C rH, N iH, P bH, ZnA C dH, C rA, C uH, P bH
(grados de acumulac ión: A =acumuladora, H=hiperacumuladora, P=precipitadora, T=tolerante) 3.6.2 Especies de plantas nativas de la Sabana de Bogotá La Sabana de Bogotá se encuentra entre los 4°30´ y 5°15´ latitud norte y 73°45 ́y 74°30 ́
longitud oes te, tiene una superfic ie de 4650 Km2 [27]. Lo que actualmente se conoce como la
“Sabana de Bogota” es el resultado de la sedimentac ión de materiales particulados de diverso
origen, en un gran lago. Es te proceso que comenzó hace unos 2.5 millones de años (pleistoceno)
cuando la Sabana era un gran cuerpo de agua, se completó hace unos 30,000 años debido a
cambios c limáticos y al rompimiento de las rocas sedimentarias en el sitio denominado Alicachín
[28].
Gran parte de la his toria del desarrollo de la vegetac ión acuática y semiacuática durante los
últimos millones de años se encuentra en los sedimentos lacus tres de la Sabana de Bogotá y
Laguna de Fúquene. Desde hace 10 ,000 años has ta el presente (Holoceno) el lago (que ocupó la
Sabana) ha permanec ido con un nivel de agua muy bajo, lo que ha permitido que se desarrollen
poblac iones de Myriophyllum y Polygonum además de que se favorezca la vegetación emergente
de C iperáceas , es as í como la presenc ia de es tos define desde entonces la exis tenc ia de
pequeñas lagunas y pantanos en la Sabana de Bogotá. Desde hace alrededor de 3,000 años el
c lima general se torno más frío y húmedo, inc rementándose ligeramente la presencia de los
diferentes cuerpos de agua y con ello el aumento de las poblaciones de Ciperáceas, Polygonum
y otros elementos florís ticos típicos de los pantanos [29].
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La vegetac ión presente en la Sabana de Bogotá es ta directamente relacionada con el ecosistema
presente. En la Sabana de Bogotá predominan los humedales y de acuerdo al gradiente hídrico
representado en el esquema de Beard por la serie “formac iones de pantano” (vef figura 4) [29,
30] la cantidad de espec ies nativas en la sabana de Bogotá es abundante, por tanto se limitó la
búsqueda de espec ies a las presentes en la cuenca del río Bogotá, limitándose a especies de
Sauce, C ortaderas y Juncos princ ipalmente [16] cuya desc ripc ión y localizac ión se puede
observar en la tabla 6 .
Figura 4 . P erfil idealizado de la serie de formac iones de pantano [29,30]
A : P erfil idealizado de la serie formac iones de “pantano”. B: P erfil esquematizado de la formac ión “pantano herbáceo”.
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Tabla 6 . Espec ies presentes en la cuenca del río Bogotá [29 , 31 , 32]
Familia Nombre C omún Nombre C ientífico Ubicac ión Dis tribuc ión geográfica
C yperaceae C ortadera
Carex bonplandii Carex jamesonii Carex urida Carex peucophila Carex pichens is Carex pudiei Cyperus Sp. Cyperus fénix Cyperus rufus Cyperus hermaphroditus Cyperus Níger Fimbris tylis complanata
H H H H H H C H H
H
B y Z
S S S
C yperaceae P apiro Cyperus papyrus H S. Introduc ida como ornamental
C yperaceae C handur o curibano Cyperus acuminatus H C yperaceae P araguas del Japón Cyperus alternifolius H C yperaceae Totes Dichromena Ciliata C
C yperaceae
Mara, matraca, tote, fos forito, cebolleta de pantano, cebolleta de agua, junco
Eleocharis dombeyana H B
C yperaceae Kyllingia pumila C C yperaceae Semitote Rhynchospora cephalotes C C yperaceae Rhynchospora aris tata H
C yperaceae Junco
Rhynchospora corymbosa Rhynchospora daweana Rhynchospora macrochaeta Scirpus californicus Scirpus innundatus Uncinia hamata
H H H H H H
S
B y Usme
Juncaceae Junco
Juncus andreanus Juncus bogotens is Juncus bufonius Juncus capillaceus Juncus effusus Juncus microcephalus Luzula gigantea Luzula racemosa
C y H H H H H H H H
S S B
Typhaceae Enea, Espadaña, Junco, Junco de es tera, totora
Typha angus tifolia H S
Typhaceae Enea Typha latifolia H
Salicaceae Sauce (llorón)
Salix humboldtiana
H
O riginaria de A s ia. En C olombia se ha observado entre 0 y 2800 m.s .n.m
H: humedales , C : cerros B: Bogotá D.C ., Z: Zipaquirá, S: Sabana de Bogotá
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3 .7 FITO RREMEDIA C IÓ N DEL C RO MO Y EL P LO MO 3.7.1 Cromo y plomo en el medio ambiente E l c romo (C r) es uno de los elementos menos comunes en la corteza de la tierra, y se encuentra
presenta solo en compues tos . La princ ipal fuente comerc ial de c romo es la cromita (FeCr2O4)
que se explota como produc to primario y no como la recuperac ión del subproduc to de otra
operac ión de minería. Las valenc ias más comunes del c romo en la superficie de la tierra son +3
(forma trivalente) y +6 (forma hexavalente), el c romo trivalente es el más es table
termodinámicamente, s in embargo debido a limitac iones c inéticas , el C r(V I) no siempre se
reduce a C r (I I I ) y puede permanecer presente largos periodos de tiempo. La forma más
importante del plomo (Pb) en la tierra es la galena (P bS), otras formas comunes incluyen la
cerus ita (P bC O 3), angles ita (P bSO 4) y la c rocoita (P bC rO 4) [1 , 15].
E l C r (I I I ) y el P b se encuentran presentes en forma catiónica bajo condiciones ambientales
naturales . Es tos metales catiónicos generalmente es tán inmóviles en el ambiente, la capacidad
del suelo para adsorber metales catiónicos inc rementa a medida que se aumenta el pH, la
capac idad de intercambio de cationes y el contenido de carbón orgánico. Bajo las condiciones
típicas de la mayoría delos suelos (neutro a bás ico), los metales catióniocs son adsorbidos
fuertemente sobre la fracc ión arc illosa del suelo por minerales de hidruros de hierro, aluminio o
manganeso. Los metales catiónicos prec ipitan como hidroxidos , carbonatos o fos fatos [1].
E l C r(V I) se comporta cons iderablemente diferente a lo anteriormente descrito. El Cr(VI) existe
típicamente en forma aniónica como c romato (C rO 42-) o dic roamto (C r2O 7
2-). Los aniones de
C r(V I) se adsorben menos a las superfic ies sólidas que C r(I I I ), dado que la mayoría de los
sólidos en el suelo tienen carga negativa. Los sólidos del suelo que adsorben Cr(VI) son los que
contienen hidruros de hierro, la cantidad de C r(V I) adsorbido sobre la superficie de los sólidos de
hierro inc rementa a medida que se aumenta el pH [1 , 15].
Las princ ipales fuentes de c romo en los suelos contaminados son manufactura textil, curtido de
cuero, manufac tura de tinturas , preservantes de la madera y disposición de residuos de cromo.
Las princ ipales fuentes de plomo en los suelos contaminados son fundic ión, manufactura de
baterías ác idas de plomo, producc ión de munic iones , res iduos de pintura plomada, disposición
de res iduos de plomo, rec ic laje de res iduos de aceite, minería, producc ión de vidrio plomado,
producc ión de tetraetilo de plomo y manufac tura química [15].
E l plomo es uno de los metales más pers is tentes con un tiempo de retención cerca de 150-500
años en el ambiente. Es uno de los metales más tóxicos en el ambiente, generalmente se
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cons idera que el plomo es insoluble y no es ta disponible para la toma por parte de las plantas.
La solubilidad del plomo aumenta a medida que disminuye el pH en el suelo. El Pb se encuentra
predominantemente en el suelo en forma insoluble y es de es ta forma que se encuentra
disponible para las plantas , formando complejos con materia orgánica y prec ipitados como
carbonatos , hidróxidos y fos fatos . La solubilidad del plomo es controlada por los precipitados de
fos fatos o carbonatos en suelos con pH 5 .5 -7 .5 [4 , 12].
3.7.2 Riesgos a la salud asociados con la toxicidad del cromo y el plomo Exis ten varios efec tos dañinos de los metales (como c romo y plomo) en la población humana.
A unque diferentes mecanismos pueden es tar involuc rados y el proceso para cada metal es
diferente, la toxic idad general de los metales ocurre por interferenc ia con la bioquímica o
procesos homeostáticos en la célula. Los iones metálicos también pueden estar involucrados con
dis tintas reacc iones químicas en la célula que produce oxiradicales altamente reactivos que
pueden interferir con la bioquímica celular o unirse al material genético. Los efectos asociados
con cada metal dependen del s itio en el cuerpo en el cual es te se acumula (órgano objetivo), la
vía química particular que es te dis rupta, la forma química del metal y algunas veces su estado
de oxidac ión. E l resultado final es la muerte de la célula. A unque hay un cambio constante de
células dentro de cualquier tejido, la toxic idad de un metal solo se expresa si un gran número de
células son afec tadas para causar una pérdida de la func ión del tejido u órgano [8].
De los a es tados de valenc ia de del c romo (C r2+, C r3+, C r5+ y C r6+), el más tóxico es el
hexavalente, que debe reduc irse al es tado trivalente para formar compuestos insolubles. Se ha
demostrado que los c romatos irritan los ojos , la nariz y la garganta, se depos ita en piel,
pulmones , músculos y grasas; pero en cantidades superiores o por largo tiempo, se acumula en
hígado, bazo, riñones , espina dorsal, cabello, uñas y placenta. Existe evidencia de que el cromo
hexavalente puede causar anormalidades c romosómicas , confirmando sus propiedades
cancerígenas [15, 33].
La forma tóxica primaria del plomo es el P b2+, una expos ición excesiva a este metal puede tener
efec tos , neurológicos (retardo mental y desordenes en el comportamiento), hematológicos, en el
s is tema inmune, en el hígado y efec tos sobre el riñón [3 , 8].
Exis te gran interés en prevenir la expos ic ión al el plomo por parte de niños y mujeres
embarazadas , ya que los niños y los fetos en desarrollo son espec ialmente susceptibles al
deterioro de su salud. La expos ic ión al plomo puede determinarse por la medida de la
concentrac ión de plomo en la sangre [9].
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3.7.3 Fitorremediación del cromo La fitoes tabilizac ión del c romo parece ser una buena opc ión de remediac ión de s itios
contaminados con es te. La reducc ión de C r6+ (ambientalmente riesgoso) a C r3+ (el cual es
altamente insoluble y no ha demostrado algún riesgo ambiental) por las raíces de las plantas
puede ser muy efec tivo, es más tal efec to se ha podido observar en Brassica juncea [7, 34]. El
mecanismo en detalle empleado por las raíces no es conocido, sin embargo productos orgánicos
del metabolismo de las raíz o el resultado de la acumulac ión de materia orgánica pueden actuar
como agentes reduc tores [35]
Experimentos con B. juncea revelaron un coefic iente de fitoextracción8 para el Cr3+ de 0.1 y para
el C r6+ de 58, s iendo el mínimo y el mayor valor encontrado entre siete especies metálicas que
inc luían el C d2+,N i2+, C u2+, P b2+ y Zn2+. A dic ionalmente la aplicac ión en campo de la
fitorremediac ión del c romo revela B. juncea es capaz de lograr fitoextracción y fitoestabilización
de es te metal pesado. [7 , 36]
A dic ionalmente a las espec ies nombradas en la tabla 5 , se cons idera Convolvulus arvensis L
como una espec ie hiperacumuladora de c romo [37], a Lemma minor como acumuladora del
mismo [36], también se ha encontrado acumulac ión de c romo en las raíces de Sauce y Abedul,
adic ionalmente el c romo en el Sauce se acumula princ ipalmente en los tallos [35]. Estudios
revelan que la alfalfa es capaz de acumular 6 ,000mg de c romo/Kg s in la presencia de otros
metales pesados [38].
3.7.4 Fitorremediación del plomo Muchas plantas transportan solamente una pequeña cantidad de plomo a las hojas y tallos y la
mayoría del plomo absorbido permanece en las raíces . Sin embargo una hiperacumuladora tal
como Thlaspi rotundifolium acumula 8500 µgPb/g peso seco, c iertos cultivos de Brassica juncea
acumulan cerca del 1 .5% Pb en los tejidos de las hojas y tallos en cultivos hidropónicos con alta
concentrac ión de plomo en soluc ión [12].
En la fitorremediac ión del plomo se han desarrollado prác ticas para incrementar el potencial de
las espec ies no comunes (no acumuladoras) para la fitoextracción de este. La técnica consiste
en induc ir la toma de metales , al c rear tales condic iones con quelantes sintéticos. Al adicionar
8
sueloosecpesogmetalg
tejidoosecpesogmetalg
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10mmol de EDTA por Kg de suelo se es timuló la acumulac ión de plomo en el tallo y hojas del
maíz en 1 .6%. A l aplicar 2 .0g de HEDTA por Kg de suelo contaminado con 2500 ppm de Pb, se
inc rementó la acumulac ión de P b en el tallo y las hojas de Brassica juncea de 40 ppm a 10,600
ppm [3 , 12].
Resultados de es tudios hidropónicos indican que las concentraciones en tallos y hojas aumentan
cuando el nivel de P b aumenta en la soluc ión de nutriente. P ara inc rementar la desorción de
plomo del suelo a la soluc ión del suelo se usan sus tancias químicas (quelatos sintéticos o ácidos
orgánicos), se ha comprobado que exis te unas sus tancias químicas más efectivas en el aumento
de los niveles de P b en la soluc ión del suelo. E l inc remento de la concentración de plomo en la
soluc ión del suelo fue correlac ionada pos itivamente con el aumento en la concentración de Pb en
las plantas . Los inves tigadores han comparado la efic iencia relativa de cinco quelatos sintéticos
(C DTA , DTPA , HEDTA , EDTA y EGTA ) para mejorar la desorción del Pb del suelo y la acumulación
de P b en la planta, de los cuales el EDTA fue el quelato más efic iente. También se investigó la
correlac ión entre la concentrac ión de P b en las plantas y los niveles de P b en la solución del
suelo, para es te caso la concentrac ión de plomo en los tallos y hojas de la planta aumentó
linealmente a medida que se inc remento el nivel de P b en la soluc ión del suelo, realizado por la
aplicac ión de quelatos a suelos contaminados [4].
La expos ic ión a suelos contaminados con plomo se puede controlar con la fitoestabilización
logrando que se formen espec ies de plomo en el suelo que son insolubles en el tracto digestivo
de niños jóvenes y mujeres embarazadas para no deteriorar la salud de estos que son los más
sens ibles [9].
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4. METODOLOGÍA EXPERIMENTAL
A continuac ión se presenta el procedimiento seguido en es te proyecto para la identificación de
las espec ies de plantas usadas en el proceso de fitorremedaic ión, la obtenc ión del suelo
contaminado y la metodología empleada con las plantas y el suelo durante el tiempo que duró el
montaje experimental de la fitorremediac ión. A dic ionalmente se presenta una breve descripción
del procedimiento seguido por el laboratorio que realiza los anális is de cuantificac ión del
contenido de metales en el suelo, hojas y raíces .
4 .1 O BTENC IÓ N DE LA S ESPEC IES DE P LA NTA S De acuerdo con las espec ies nativas encontrada en la cuenca del río Bogotá (ver tabla 6), la
disponibilidad de consecuc ión de las mismas en el mercado y la bibliografía asociada a estudios
anteriores en fitorremediac ión (ver A nexo A ) se dec idió emplear Sauce (Salix humboldtiana) y
P apiro (Cyperus papyrus ). Es tas plantas se adquirieron de Plantaciones Terranova (ubicada en la
entrada princ ipal al Jardín Botánico José C eles tino Mutis en Bogotá D. C.) en junio del año 2004.
4 .2 O BTENC IÓ N DEL SUELO C O NTA MINA DO P ara asegurar que el suelo a fitorremediar es tuviera contaminado se muestrearon dos sitios para
as í poder escoger el más contaminado. E l primero de ellos fue Mondoñedo, ubicado a la salida de
Soacha en la vía Soacha Mosquera (ver A nexo B). E l segundo fue en la ladera del río Tunjuelo al
sur occ idente del barrio el tunal de Bogotá D.C .
Se escogió el s ito de Mondoñedo, ya que se contaba con informac ión de la concentración de
metales pesados en el río Bogotá para la cuenca media y alta, y la es tación de Mondoñedo al
igual que la de Gibraltar presentaban las más altas concentraciones para cromo, cobre, níquel y
plomo en el agua [13,16]. Se tomó muestra de la ladera del río Tunjuelo, a pocos metros de
donde se realiza la descarga al río de las aguas res iduales de las curtiembres de San Benito y
Tunjuelito, en el agua res idual de las curtiembres uno de los mayores contaminantes es el cromo
hexavalente, razón por la cual se dec idió mues trear en es te s itio.
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Por cada s itio mues treado se obtuvieron 35 litros de suelo contaminado aproximadamente,
dis tribuidos en dos tarros plás ticos (con 25 litros de capac idad total) debidamente marcados y
forrados en su interior con una bolsa negra.
4 .3 MO NTA JE EXPERIMENTA L Se llevaron muestras al laboratorio de los suelos de Mondoñedo y Tunjuelito, a los cuales se les
determinó la concentrac ión inic ial de plomo y c romo. También se determinó la concentración de
es tos dos metales en un suelo comerc ial.
Se sembraron tres plantas por cada espec ie en el suelo contaminado, cada una en un matero
diferente. Los materos eran plás ticos con una capac idad total de 7.2 litros. De la capacidad total
de los materos se empleó entre un 75 y 85% para el sembrado. Las plantas fueron colocadas
expues tas al ambiente (sol, viento y lluvia) y durante los días secos fueron rociadas cada dos
días con agua de la llave con un volumen de agua de 400 ml para los Sauces y de 600 ml para
los P apiros .
A dic ionalmente se sembró una planta de cada espec ie en el suelo comerc ial. En materos
idénticos a los ya desc ritos y expues tos a las mismas condic iones medio ambientales .
Se tomaron muestras de suelo contaminado de una planta de cada especie a la cuarta, octava y
diec iseisava semana. Se tomaron muestras de las hojas a la oc tava semana. Se tomaron
muestras de las raíces a la diec is ieteava semana. Finalmente se tomaron muestras del suelo
comerc ial luego de las 16 semanas y de las raíces de las plantas que c recieron en este para
tener un blanco. Las mues tras fueron llevadas al laboratorio en bolsas ziploc, en el caso de los
suelos y raíces se tomaron muestras de 90 g. A continuación se presentan algunas muestras de
hojas y raíces llevadas al laboratorio.
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Figura 5 . Mues tras de hojas y raíces .
Se hizo un seguimiento al c rec imiento de la plantas , midiendo su altura inicial, y la altura a la
cuarta, oc tava, treceava y diec iseisava semana
Luego de terminarse el proceso de fitorremediac ión las plantas fueron recolec tadas y
transportadas para ser dispues tas en el Relleno Sanitario Doña Juana de la ciudad de Bogotá.
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Figura 6 . Diagrama de flujo del montaje experimental del proceso de fitorremediac ión 4 .4 METO DO LO GÍA DE LO S A NÁ LISIS DE LA BO RA TO RIO Los anális is de laboratorio fueron hechos por el laboratorio ambiental de la Universidad de los
A ndes . En es te laboratorio se s igue el método SM 3500-C r B para la determinación del cromo
total y el método SM 3500-Pb B para la determinac ión del plomo en muestras de suelo, hojas y
raíces .
E l método empleado es la espec troscopia atómica empleando la atomización a la flama para
produc ir un espec tro atómico de absorc ión, es te método se conoce como Espectroscopia de
A bsorc ión A tómica en Llama.
E l limite de detecc ión del procedimiento es 6mg/Kg base ceniza. El porcentaje de recuperación
para c romo para el suelo contaminado fue 107% base seca
O btenciónplantas
3 plantas Sauce
3 plantas Papiro
1 Sauce
1 P apiro Suelos
C ontaminados
Suelo C omerc ial
A nális is Laboratorio inicial
Selecc ión de suelo contaminado porconcentrac ión de contaminante
Suelo C omerc ial
A nális is Laboratorio Semana 4 , 8 , 16 sueloSemana 8 hojasSemana 16 raíces
A nális is Laboratorio Semana 16 suelo y raíces
Medir altura de plantas Semanas 4 , 8 , 13 y 16
Disponer plantas enRSDJ
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4.4.1 Equipos, reactivos y material de laboratorio A continuac ión se lis tan los reac tivos y el material de laboratorio necesario para llevar a cabo el
anális is tanto de c romo total como de plomo.
- C risol
- Macerador
- Beaker de 250 ml
- P apel de filtro banda azul
- Balón aforado de 10 ml
- Embudo
- Tarros plás ticos
- A cetileno
- Á c ido nítrico (HNO 3) grado reac tivo, concentrado y 1:1 .
- A gua des ionizada
- Soluc ión patrón de plomo y c romo
A continuac ión se lis tan y los equipos a emplear en el anális is de c romo total y plomo, y se
presentan las fotografías de algunos .
- Mufla
- P lancha de diges tión
- Balanza analítica
- Lámpara fuente
- Espec trofotómetro de absorc ión atómica de llama P erkin E lmer 3110
Figura 7 . Mufla
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Figura 8 . Espec trofotómetro de absorc ión atómica de llama
4.4.2 Procedimiento de análisis en el laboratorio a.- P urgado y lavado del material de vidrio: Se lava el material de vidrio a emplear (beaker,
balón aforado) con agua y jabón. Luego se enjuaga con bas tante agua de la llave y luego con
agua des ionizada. Se deja el material por 12 horas en una solución de ácido nítrico 1:1, luego se
lava con agua des ionizada para quitarle el ác ido. Finalmente se deja el material boca bajo para
que escurra y se seque.
b.- P reparac ión de la mues tra: Las mues tras de raíces y hojas deben lavarse bien, luego se llena
un c risol con muestra (de suelo, hojas o raíces), es te se introduce en la mufla a 750°C por 20
minutos para lograr la calc inac ión y que se degrade la materia orgánica. El crisol con la muestra
se pasa al desecador has ta que se enfríe de manera que no absorba humedad. Finalmente se
macera la mues tra para homogenizarla (ver figura 9).
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Figura 9 . Mues tra de suelo y hojas calc inada
c .- Diges tión: Se pesan 0 .5 g de la mues tra en un beaker, se adic ionan 95 ml de agua
des ionizada y 5 ml de ác ido nítrico concentrado. También se prepara un blanco con 100 ml de
agua des ionizada y 5 ml de ác ido nítrico concentrado. Luego los beakers (muestra + blanco) se
llevan a la plancha de diges tión, donde el volumen es reduc ido hasta un poco menos de 10 ml.
Se deja enfriar el beaker y se filtra la mues tra con papel de filtro banda azul, de forma que el
filtrado pase a el balón aforado de 10 ml, luego se completa el volumen del balón con agua
des ionizada, s i la lec tura no se va a realizar inmediatamente se transfiere la muestra a un tarro
de plás tico para ser leída pos teriormente.
d.- Lec tura: Encender el espec trofotómetro y verificar que el control de energía esté en cero.
C onec tar y dejar calentar por 15 minutos la lámpara fuente correspondiente al metal. Se gradúa
la longitud de onda (para el c romo en 357.8 nm) y el ancho de ranura del monocromador del
espec trofotómetro de absorc ión atómica de llama. C uando es te caliente la lámpara se alinea,
moviéndola has ta obtener la máxima lec tura del control de energía. Ajustar el cero del equipo.
A brir la válvula de acetileno (combustible) para generar la llama con la que se lee el metal
correspondiente. Leer los es tándares , luego el blanco y por último las mues tras . E l
espec trofotómetro de absorc ión atómica da lec turas en absorbancia, dado que con anterioridad
en el laboratorio han elaborado una curva de calibrac ión es pos ible determinar la absorbancia
leída a que concentrac ión en mg/L se tiene en la mues tra.
La curva de calibrac ión se elabora con soluc iones de 0 .5 , 1 y 2 ppm a partir de una solución
es tándar de 1000 ppm. Se obtiene la absorbanc ia de las tres soluc iones ya mencionadas y
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mediante una regres ión lineal se encuentra la ecuac ión que relaciona la concentración en función
de la absorbanc ia.
Finalmente los resultados reportados por el laboratorio se reportan en mg de Pb o Cr por Kg de
peso ceniza (base ceniza) o por Kg de peso seco (base seca) de material analizado.
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5. RESULTADOS Y OBSERVACIONES P rimero debe notarse que las espec ies de plantas selecc ionadas no son nativas (ver tabla 6), la
espec ie Cyperus papyrus fue introduc ida como ornamental y la espec ie Salix humboldtiana es
originaria de A s ia. Sin embargo en el caso de ser efic ientes en el proceso de fitorremediación no
representan una amenaza ecológica para la cuenca del río Bogotá pues to que desde hace
muchos años se encuentran en los ecos is temas del río Bogotá.
O bservac iones de lo perc ibido con las mues tras de suelo, revelan que las características físicas
de los dos suelos mues treados eran totalmente diferentes . E l suelo de la ladera del río Tunjuelo
era arenoso mientras que del suelo de Mondoñedo se puede dec ir que era un suelo cohesivo y
por lo tanto impermeable, es dec ir con aparienc ia de suelo arc illoso.
Figura 10. Mues tra del suelo de Mondoñedo
En el momento de la toma de la mues tra ambos suelos presentaban una alta humedad.
En el proceso de fitorremediac ión solamente se agregó agua. No se adic ionaron nutrientes ni
produc tos químicos que solubilizaran los metales ; lo anterior con dos propósitos, lograr que los
cos tos de la remediac ión fueran mínimos , y ver en condic iones de intervención mínima sobre el
suelo contaminado su potenc ial de autorecuperac ión. Además porque el principal objetivo que se
busca con es te proyec to es lograr la fitoextracc ión del metal. C omo se mencionó en el marco
teórico la adic ión de fertilizantes dependiendo del metal lo puede solubilizar o precipitar; en este
último caso se favorece la fitoes tabilizac ión pero no la fitoextracc ión.
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Se hizo un seguimiento a las espec ies de plantas y al suelo contaminado. En este capítulo se
presentan los resultados de seguimiento al suelo contaminado, al suelo comercial y a las plantas
en s í para poder determinar en que parte de es tas se acumulan los metales que se quieren
fitorremediar.
5 .1 SIEMBRA Y EV O LUC IÓ N DE LA S P LA NTA S A continuac ión se presentan los datos de cantidad de suelo (contaminado o comercial) empleado
para cada planta el día de la s iembra. La letra S se refiere a las especies de Salix humboldtiana y
la P a las de Cyperus papyrus . La C se refiere a las plantas sembradas en el suelo comercial.
Tabla 7 . P eso de suelo contaminado sembrado
P LA NTA S1 S2 S3 SC P1 P2 P3 PC
Matero P lanta T ierra
255 115
8000
259 200
8000
256 106
8000
254 234
5742
252 1430 5500
252 2110 5500
252 1367 5500
235 473
5384
PESO
, g
TO TA L 8370 8459 8362 6230 7182 7862 7119 6092
A continuac ión se presenta los resultados del seguimiento al c rec imiento de las plantas .
Tabla 8 . C rec imiento de las plantas
P LA NTA S1 S2 S3 SC P1 P2 P3 PC
ALT
URA,
cm
I nic ial 4 semanas 8 semanas 13 semanas 16 semanas
158.3 154.3 148.6 153.9 163.4
175.5 168.6 173.3 174.4 173.6
156.3 157.1 157.1 161.8 165.5
119.7 127.8 124.4 125.1 125.8
151.6 152.2 144.8 143.2 143.7
150.0 153.7 143.6 142.9 141.5
170.5 172.8 149.2 149.2 150.6
162.2 171.3 176.1 176.4 177.1
Una gráfica de los valores anteriores se tiene a continuac ión.
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Gráfica 1 . C rec imiento de Salix humboldtiana tanto en el suelo contaminado como comercial
Gráfica 2 . C rec imiento de Cyperus papyrus tanto en el suelo contaminado como comercial
En el seguimiento realizado a las diferentes plantas se percibieron las siguientes observaciones:
SA UC ES:
A los pocos días de haberse sembrado los Sauces tanto en el suelo contaminado como comercial
muchas hojas se secaron y en algunos casos las puntas de los tallos también. Esto se entiende
como un proceso de adaptac ión de la raíz y la planta a el nuevo ambiente s in importar si se
encuentra o no contaminado con metales pesados .
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Entre la cuarta y quinta semana tanto en S1, S2 y S3 como para el Sauce en el suelo comercial
las hojas secas se habían caído cas i en su totalidad y se veían muchas hojas y tallos nuevos.
Donde los tallos se habían secado los primeros días , empezó a c recer un tallo alterno principal.
C omo se menc ionó en el montaje experimental en la oc tava semana se tomaron muestras de
hojas , para es to se quitaron todas las hojas de todo un tallo para dos de las tres plantas
sembradas . P ara la oc tava semana ninguna de las plantas de Sauce poseían hojas negras y los
tallos que habían empezado a surgir luego de la cuarta semana ya tenían entre 1 y 2 cm de
longitud (ver anexo C ), de igual forma los tallos alternos a los tallos que se habían secado tenían
una longitud de 2 cm aproximadamente.
En la catorceava semana ni los Sauces en el suelo contaminado ni en el suelo comercial tenía
alguna hoja seca. En los Sauces del suelo contaminado los nuevos tallos (que empezaron a
brotar desde la cuarta semana) que tenían a su vez nuevas hojas, para esta época eran tallos de
4 a 5 cm de longitud con hojas de 5 cm de longitud aproximadamente. Se veían algunos tallos
nuevos (como los de la cuarta semana) espec ialmente en el tallo princ ipal. Las ramas que
habían quedado s in hojas como consecuenc ia del muestreo de hojas en la octava semana, tenían
hojas nuevas en la punta, por donde la rama había seguido su c recimiento. Al Sauce sembrado
en el suelo comerc ial, de cada tallo habían salido muchos nuevos tallos (comparado con los
Sauces del suelo contaminado).
PA P IRO S:
Los P apiros se vieron de manera normal las primeras tres semanas . Luego entre la cuarta y
quinta semana se notó un es tancamiento en el c rec imiento de los tallos más viejos de los
P apiros sembrados en el suelo contaminado, al compararse visualmente con el Papiro sembrado
en el suelo comerc ial, es más los tallos más viejos de los P apiros en el suelo contaminado se
empezaron a tornar amarillos y las hojas de los mismos cambiaron el color verde por el café (ver
anexo C ). De es ta manera se evidenc ió que se es taban secando pues la textura del suelo de
Mondoñedo (impermeable) no les suminis traba el agua suficiente para un crecimiento adecuado
a pesar de ser regado con agua de la llave, para los días siguientes se cerró el orificio del matero
as í el agua que no era absorbida por el suelo no escaparía del matero y continuaba en contacto
con el área de las raíces . A pesar de que los tallos maduros se fueron secando, desde la cuarta
semana se vio el surgimiento de nuevos tallos en los P apiros sembrados en el suelo
contaminado, c laro que el surgimiento de los nuevos tallos se dio en mayor proporción en el
P apiro sembrado en el suelo comerc ial.
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Para la oc tava semana en los P apiros también se tomo muestra de las hojas, en los tallos con
una altura superior a 1 m. A pesar de que algunos tallos se habían secado, al hacer un
inventario de tallos en los P apiros del suelo contaminado, era evidente que el número de estos
había aumentado pues seguían surgiendo nuevos tallos y los que eran nuevos en la cuarta
semana ahora median cerca de 15 cm. P ara el P apiro en el suelo comercial en la octava semana
no exis tían nuevos tallos a los carac terizados en la cuarta semana sin embargo los tallos habían
c rec ido de forma relativamente rápida al compararse visualmente con los Papiros en el suelo
comerc ial.
En la catorceava semana los P apiros del suelo contaminado tenía bas tante es tancado el
c rec imiento de los tallos tanto maduros como jóvenes , no obs tante se seguía observando la
presenc ia de nuevos tallos . Sin embargo al igual que en los casos anteriores la cantidad de
nuevos tallos en el P apiro sembrado en el suelo comerc ial fue mayor.
5 .2 RESULTA DO S DE LO S A NÁ LISIS DE LA BO RA TO RIO Todos los resultados originales suminis trados por el Laboratorio A mbiental del C entro de
Inves tigac ión en Ingeniería A mbiental (C IIA ) de la Universidad de los Andes, ubicado en Bogotá
D.C . (C olombia), se adjuntan en el A nexo D. E l método del laboratorio implica la quema de la
mues tra en la mufla y los resultados se expresan en el peso que queda después de la
des trucc ión de la materia orgánica, por tanto lo que queda de la mues tra son las cenizas o la
parte inorgánica de la mues tra; es por es to que todos los resultados presentados a continuación
se expresan en base ceniza (BC ) y sólo algunos en base seca (BS).
5.2.1 Resultados para el suelo comercial P ara poder comparar los resultados que se obtengan con el suelo contaminado se debe tener un
blanco, es dec ir un suelo no contaminado que revele la concentrac ión de los metales pesados
presentes de forma natural en el suelo y en el cual normalmente se presente el crecimiento de
las espec ies , para es to se compró un suelo y los resultados de laboratorio se presentan en la
tabla 9 .
Tabla 9 . C arac terizac ión del suelo comerc ial
PA RÁ METRO MUESTRA DE SUELO C romo
mg/Kg-BC P lomo
mg/Kg-BC Humedad
% Sólidos Totales
% C omerc ial (No contaminado) 6.4 14.5 37.8 62.2
BC : Base ceniza
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5.2.2 Resultados iniciales para el suelo contaminado A continuac ión se presentan los resultados de laboratorio para los dos sitios seleccionados a ser
mues treados y de los cuales se escoge uno para ser fitorremediado.
Tabla 10. C oncentrac ión de c romo y plomo inic ialmente en el suelo contaminado
PA RÁ METRO MUESTRA DE SUELO C romo mg/Kg-BC P lomo mg/Kg-BC
Mondoñedo Tunjuelito
113.7 27.8
49.4 19.9
E l suelo de Monodoñedo tiene cas i 18 veces más de c romo y más de tres veces de plomo que el
suelo comerc ial, mientras que el suelo de Tunjuelito sólo tiene cuatro veces más de cromo y un
poco más de plomo respec to al suelo comerc ial. Es por es to que se selecc iona el suelo de
Mondoñedo como el suelo contaminado y el que se somete al proceso de fitorremediación. De
es te s itio se sospecha que ha s ido contaminado previamente por ac tividades humanas
princ ipalmente por la ac tividad indus trial desarrollada en la ciudad de Bogotá que contamina las
aguas del río Bogotá y al llegar a es te s itio va depos itando metales , entre ellos el c romo,
fác ilmente sedimentables y que con el paso del tiempo la concentración de metales en este sitio
puede llegar a ser más tóxica de lo que es hoy en día.
5.2.3 Resultados para el suelo contaminado A l laboratorio se llevaron muestras para ser analizadas como ya se ha mencionado en la cuarta,
oc tava y diec iseisava semana, s in embargo a continuac ión se presentan los resultados para el
proceso de fitorremediac ión del suelo de Mondoñedo con las espec ies Salix humboldtiana y
Cyperus papyrus en la oc tava y diec iseisava semana, pues to que el resultado obtenido por el
laboratorio para la cuarta semana no es confiable y por lo tanto no se tuvo en cuenta en el
desarrollo de es te proyec to.
Tabla 11. C oncentrac ión de c romo para el suelo de Mondoñedo con Salix humboldtiana y
Cyperus papyrus
C RO MO mg/Kg-Base C eniza C RO MO mg/Kg-Base Seca T IEMPO ESPECIE
Salix humboldtiana Cyperus papyrus Salix humboldtiana Cyperus papyrus
8 semanas 16 semanas
57 58
60 58
52 53
52 49
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5.2.4 Resultados para determinar el sitio de acumulación del metal P ara poder determinar el s itio de acumulac ión del c romo en las especies de Salix humboldtiana y
Cyperus papyrus se analizó la concentrac ión de es te en las hojas y en las raíces, arrojando los
s iguientes resultados .
Tabla 12. C oncentrac ión de c romo en hojas y raíces
C RO MO mg/Kg-Base C eniza C RO MO mg/Kg-Base Seca T IEMPO Hojas Papiro Hojas Sauce Raíz P apiro Raíz Sauce Raíz P apiro Raíz Sauce
8 semanas 16 semanas
<6 <6 38
116
6 .3
18 .4
Del A nexo D se sabe que la concentrac ión expresada en mg C r/Kg-BC es mucho mayor a la
concentrac ión expresada en mg C r/Kg-BS para el caso de las raíces, ya que estas tienen un alto
contenido de materia orgánica.
5.2.5 Resultados del blanco Se determinó la concentrac ión de c romo en el suelo comerc ial al finalizar el proceso de
fitorremediac ión con el suelo contaminado, al igual que la concentración de cromo en las raíces
de las plantas que c rec ieron en es te suelo para compararlo con los resultados del numeral
anterior y poder dec idir s i la concentrac ión de c romo en las raíces de las especies empleadas
para fitorremediac ión es tán acumulando c romo como parte del proceso.
Tabla 13. Resultados para el suelo comerc ial y las espec ies que c rec ieron en él MUESTRA C RO MO mg/Kg-Base Ceniza
Suelo con P apiro Suelo con Sauce
Raíz P apiro en Suelo Comercial Raíz Sauce en Suelo C omercial
7 .3 7 .3 <6 <6
5.2.6 Resumen de resultados para el proceso de f itorremediación E l resumen de resultados para el suelo de Mondoñedo presentado en este capitulo expresa las
unidades de concentrac ión de c romo como mg/Kg-BS, para es to debe transformarse el valor
inic ial de la concentrac ión de c romo 113.7 mg/Kg-BC (ver tabla 10). Usando los valores de la
tabla 11 (ver anexo D) y de una regres ión lineal entre ellos se obtiene:
C (BS) = 0 .8812*C (BC ) + 0 .1788 con un coefic iente de determinac ión (r2) de 0.9975. C se
refiere a la concentrac ión como mg/Kg. P or tanto se puede decir que la concentración de cromo
inic ial en el suelo de Mondoñedo es 100.4 mg/Kg-BS.
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A continuac ión se presenta el resumen de resultados para le suelo fitorremediado mediante dos
espec ies encontradas en la sabana de Bogotá.
Tabla 14. Resumen de la concentrac ión de c romo en el suelo de Mondoñedo para las dos
espec ies es tudiadas
SA UC E PA P IRO T IEMPO C romo
mg/Kg-BS Reducc ión C romo
mg/Kg-BS Reducc ión
0 semanas 8 semanas 16 semanas
100.4 52 53
48 .2 %
100.4 52 49
48 .2%
No se calcula el porcentaje de reducc ión adic ional entre la semana 8 y 16, puesto que la medida
en la semana 26 para el P apiro puede es tar dentro del error del valor de la semana 8, por tanto
es te valor no se cons idera como una disminuc ión en la concentrac ión de c romo del suelo.
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6. ANÁLISIS DE RESULTADOS 6 .1 SIEMBRA Y EV O LUC IÓ N DE LA S P LA NTA S
De los datos presentados en la tabla 7 debe cons iderarse que el peso del suelo esta influenciado
en gran medida por la humedad del mismo, s in embargo son valores comparables dado que la
s iembra se realizó en un intervalo de tiempo corto y la evaporación del agua no fue significativa,
razón por la cual se asume que las espec ies de Sauce fueron sembradas con 8 Kg de suelo
contaminado y las espec ies de P apiro con 5 .5 Kg de suelo contaminado. Estos valores variaron
para las espec ies sembradas en el suelo comerc ial ya que es te era un suelo más liviano y por
tanto la capac idad del matero era rebosada al intentar llenarlo con el mismo peso que para las
plantas en el suelo contaminado. No era pos ible llenar los materos del suelo contaminado con la
misma masa de suelo que en el caso del suelo comerc ial puesto que el volumen ocupado no era
el más adecuado, por tanto la relac ión entre las espec ies bajo estudio y su blanco fue el volumen
de suelo c ircundante.
P ara es tablecer el c rec imiento de las plantas se midió la punta de la hoja más larga del tallo más
largo, s in embargo en la tabla 8 se observa en algunos casos que a medida que pasa el tiempo
la altura de las plantas disminuye (ver gráfica 1), inc lus ive al agregar una línea de tendencia
para todo el proceso se evidenc ia una línea con pendiente negativa, como se puede observar en
el gráfico 2 .
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Gráfica 3 . Tendenc ia de c rec imiento para los Sauces
Gráfica 4 . Tendenc ia de c rec imiento para los P apiros
En el caso de los P apiros se debe a que es tos sufren un proceso de regeneración, es decir que
los tallos más viejos que son los más largos se van secando con el paso del tiempo por tanto se
deben ir quitando, razón por la cual en la tabla8 la altura en general de los Papiros disminuye,
pues no s iempre se midió la altura de la hoja más larga del mismo tallo, sino del tallo que en ese
momento es tuviera más largo. En el caso de los Sauces se observó que luego de ser sembrados,
muchas de las hojas y las puntas de los tallos se secaron, razón por la cual se observa una
disminuc ión en la altura entre la altura inic ial y la de las cuatro semanas, debe considerarse que
el método empleado para verificar el c rec imiento de las plantas no es el más apropiado, pues
aunque puede que el tallo más alto no haya c rec ido, los otros tallos s i lo hayan hecho incluso
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exis tan nuevos tallos .
Debe cons iderarse que las alturas presentadas en la tabla 8 se refieren a la altura de la planta
más el matero y S2 y P 2 fueron desenterradas y vueltas a sembrar para cada toma de muestra
de suelo contaminado, en es te caso se tiene un error adic ional en la medic ión de la altura,
pues to que en tal proceso la planta puede quedar más alta o más baja respec to a su estado
inic ial.
Teniendo en cuenta todas las cons iderac iones anteriores se escogieron las plantas que mejor
representan el proceso de c rec imiento para comparar las velocidades de crecimiento (el cambio
de la altura de la planta con el tiempo).
Gráfica 5 . V eloc idades de c rec imiento representativas para las espec ies es tudiadas
De los datos y el anális is de los mismos recolec tados en la tabla 8, se deduce que la velocidad de
c rec imiento para un P apiro que c rece en un suelo no contaminado es de 0 .85cm/semana,
mientras que para un Sauce que c rece en un suelo no contaminado es de 0.23cm/semana, es
dec ir que c rece más rápido un P apiro que un Sauce bajo condiciones normales. Adicionalmente
se puede deduc ir que un Sauce que c rezca en el suelo de Mondoñedo tiene una velocidad de
c rec imiento de 0 .28cm/semana, es to s ignifica que el cambio de la altura con el tiempo para la
espec ie Salix humboldtiana es indiferente de s i el suelo se encuentra contaminado o no.
Desafortunadamente con los datos recolec tados no es pos ible deduc ir la veloc idad de
c rec imiento de los P apiros en el suelo contaminado.
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6.2 A NÁ LISIS DE LO S RESULTA DO S DE LA BO RA TO RIO A l observar los originales de los anális is del laboratorio (A nexo D) se observa que en algunos
casos se tienen resultados expresados tanto en mg C r/Kg-BS como mg Cr/Kg-BC. En toda la
literatura consultada los resultados se expresan en base seca (BS). En es te proyec to se
presentaron todos los resultados del laboratorio como base ceniza (BC) pues es el denominador
común en todos los resultados entregados por el laboratorio y es la forma de comparar entre los
suelos contaminados , entre el suelo más contaminado y el comercial, y entre las raíces. Para el
caso de los resultados en el suelo contaminado se presentaron adicionalmente los resultados en
base seca, dado que es un valor que representa mejor la cuantificación del metal en una matriz
sólida y en la mayoría de los casos se contaba con el resultado expresado de esta forma o era
fác il de es timar tal valor.
De la tabla 10 es evidente que el suelo más contaminado es el suelo de Mondoñedo. Al comparar
los valores de la tabla 9 y 10 es evidente que no es s ignificativo el valor de la concentración de
plomo en el suelo contaminado, razón por la cual en adelante solo se analizó la concentración de
c romo tanto en las mues tras de suelo como en las de hojas y raíces de las plantas .
De los resultados de laboratorio para identificar s i en las especies estudiadas existe alguna parte
de su tejido donde los metales , espec ialmente c romo, se acumulen, es evidente que no existe
acumulac ión de és te en las hojas , s in embargo de acuerdo con a tabla 12 existe la probabilidad
de que durante el proceso de fitorremediac ión se haya acumulado cromo en las raíces de ambas
espec ies , para descartar que las espec ies tuvieran tal concentración en las células de las raíces
antes de haber inic iado el proceso, se analizó la concentrac ión de c romo en las raíces de las
plantas que c rec ieron en el suelo comerc ial, es as í como de acuerdo a los datos de la tabla 13 se
puede es tablecer que la cantidad de c romo en las raíces de las especies sembradas en el suelo
Mondoñedo pertenece a c romo proveniente del proceso de fitorremediación, y la raíz de la planta
de Sauce acumula más c romo que la del P apiro.
Teniendo en cuenta que la fitoextracc ión implica la acumulac ión de metales en los tejidos
vegetales y que el s itio en el cual se piensa implementar la tecnología de fitorremediación no es
fác ilmente controlable desde el punto de vis ta de las interacciones bióticas, es bastante positivo
que ninguna de las dos espec ies bajo es tudio hayan presentado acumulación de cromo en las
hojas , lo que implica que en el caso de realizarse una s iembra del s itio con alguna de estas
espec ies , no exis te riesgo ambiental para la cadena alimentic ia que se desarrolla en el lugar.
De los resultados de laboratorio para las dos espec ies estudiadas en la fitorremediación del suelo
de Mondoñedo pueden surgir dos pensamientos; lo primero que se puede decir es que el cromo
tiene una alta afinidad por las partículas del suelo del s ito de Mondoñedo (que como ya se ha
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menc ionado es del tipo cohes ivo). Es to se deduce al observar que la concentración de cromo
tanto para el P apiro como para el Sauce en los dos primeros meses se redujo 48 .2% y se
mantuvo cons tante durante los dos meses s iguientes . P or lo tanto es te resultado dice que la
fracc ión de c romo biodisponible para la planta es ta alrededor del 50% y el resto del cromo se
encuentra de forma insoluble en el suelo (ya sea de forma orgánica o inorgánica) o totalmente
embebido en la es truc tura del suelo.
C omo segunda idea se puede dec ir que el porcentaje de reducc ión de c romo en el suelo de
Mondoñedo (50% aprox) también puede es tar relac ionado con la saturación de las células de las
raíces , es dec ir que la planta no tomó más metal porque las células de las raíces no soportaban
más , ya sea dentro de sus es truc turas o en soluc ión en la savia que las rodea.
P artiendo de la primera idea, es dec ir asumiendo que el porcentaje de reducción de cromo en el
suelo, es ta direc tamente relac ionado con la fracc ión de c romo biodisponible para la planta y con
ello de que el c romo tiene una alta afinidad por las partículas del suelo del sito de Mondoñedo,
se puede dec ir que de acuerdo a las carac terís ticas fís icas y químicas del suelo de Mondoñedo
(no carac terizadas en es te proyec to), la pos ibilidad de que exis ta lixiviación del cromo hacia el
agua superfic ial o subterránea es baja. Es to también se apoya sobre el conocimiento que se
tiene de la ubicac ión del s itio de muestreo, pues to que se sospecha que la contaminación por
c romo viene del agua contaminada del río Bogotá, y al tener el suelo de Mondoñedo
carac terís ticas impermeables , la probabilidad de que el agua penetre la estructura del suelo y
por tanto que arras tre el metal es baja, s i además se suma que la veloc idad del río Bogotá en
es te punto no es alta.
P ara el P apiro hubo una reducc ión de c romo tanto a los dos meses como a los cuatro meses,
mientras que para el Sauce hubo una reducc ión de c romo en los dos primeros meses pero para
los dos s iguientes se notó un leve aumento en la concentración de cromo, esto de acuerdo a los
resultados del laboratorio y tal como se aprec ia en las s iguientes gráficas .
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Gráfica 6 . C omportamiento del c romo para la espec ie Salix humboldtiana
Gráfica 7 . C omportamiento del c romo para la espec ie Cyperus papyrus
Desafortunadamente no se conoce el error de los datos suminis trados por el laboratorio, por lo
tanto lo único que se puede dec ir es que exis te una reducc ión rápida de la concentración de
c romo en el suelo para los dos primeros meses y luego la concentrac ión de cromo en el suelo
tiende a es tabilizarse, inc luso que la reducc ión presentada en la espec ie de P apiro entre el
segundo y cuarto es indiferente y se trata del error del método de determinación de metales en
suelos por parte del laboratorio. P or tanto la es tabilizac ión de la concentración de cromo en el
suelo de Mondoñedo, luego de dos meses , sucede de igual manera para las dos espec ies
es tudiadas .
A l comparar la Grafica 6 y 7 es evidente que ambas son muy parec idas , por tanto sería
interesante haber tenido valores de la concentrac ión de c romo entre la semana cero y la ocho
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70
para poder determinar cual de las dos espec ies realiza el proceso de fitorremediación más
rápido., teniendo en cuenta que ambas espec ies llegan a la misma concentración final de cromo
en el suelo.
A l observar la tabla 12 nuevamente, es evidente que la concentrac ión de cromo en la raíz del
Sauce es mucho mayor a la concentrac ión de c romo en la raíz del P apiro, esto en una primera
impres ión hace pensar que la concentrac ión final de cromo en el suelo sembrado con Sauce debe
ser mucho menor a la concentrac ión final de c romo en el suelo sembrado con Papiro. Pero debe
recordarse de la tabla 7 que las plantas de Sauce se sembraron con mayor cantidad de suelo
contaminado, adic ionalmente s i para las plantas de Sauce se empleo tanta tierra fue porque su
masa de raíces era poca; por tanto tiene sentido que una alta concentración de cromo en las
raíces del Sauce no represente una diferenc ia s ignificativa en la concentración de cromo en el
suelo de Mondoñedo respec to al suelo de Mondoñedo sembrado con Papiro. Debe resaltarse que
s i las condic iones inic iales para ambas espec ies hubieran s ido las mismas (igual mas de suelo
contaminado) exis te una alta probabilidad de que el suelo sembrado con Sauce se haya
es tabilizado en una concentrac ión menor a la del P apiro, por tanto de acuerdo a la mayor
capac idad de acumulac ión de c romo en las raíces del Sauce se puede decir que este es más
efec tivo para el proceso de fitorremediac ión, espec ialmente fitoextracc ión que el P apiro.
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7. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES C on es te proyec to se quiso encontrar espec ies nativas de la Sabana de Bogotá capaces de
realizar fitorremediac ión, espec ialmente capaces de realizar fitoextracción de cromo y plomo.
P rimero debe notarse que la espec ies es tudiadas no son nativas de la sabana de Bogotá pero
desde hace muchos años se encuentran en los ecos is temas del río Bogotá. En segundo lugar
debe tenerse en cuenta que dadas las carac terís ticas contaminantes del sitio escogido, sólo se
evalúo el proceso de fitorremediac ión para el c romo.
De los resultados obtenidos en la cuantificac ión del c romo en el suelo de Mondoñedo lo único
que se puede dec ir es que exis te una reducc ión rápida de la concentración de cromo en el suelo
para los dos primeros meses y luego la concentrac ión de c romo en el suelo tiende a
es tabilizarse, adic ionalmente que es to ocurre de igual manera tanto para la espec ie Salix
humboldtiana como para la espec ie Cyperus papyrus .
De acuerdo a la mayor capac idad de acumulac ión de cromo en las raíces en base seca del Sauce
se puede dec ir que es te es más efec tivo para el proceso de fitoextracc ión que el P apiro
P or otro lado cons iderando que dependiendo de los resultados aquí obtenidos se puede llevar el
proceso de fitorremediac ión in-s itu, debe menc ionarse que un proceso de fitoextracción donde el
metal se acumule en las hojas inc luso en los tallos puede representar un riesgo para la cadena
alimentic ia. Desde el punto de vis ta de la fitoes tabilizac ión es claro que en el sitio de donde fue
adquirido el suelo no presenta grandes riesgos de lixiviac ión, al contrario se c ree que el
contenido de c romo en el suelo proviene del río Bogotá y no porque el suelo se lo suministre al
río pues la concentrac ión de c romo en es ta parte del río es de 0 .29 ppm y por solo efecto de
difus ión (acompañado de sedimentac ión) el c romo puede pasar del río al suelo y no al contrario;
además la ladera del s itio se encuentra parc ialmente cubierta con pas to haciendo que el sitio
es te más o menos es tabilizado. P or tanto lo mejor para es te s ito es encontrar una especie de
planta capaz de tomar y absorber (que realice fitoextracc ión) el cromo sólo hasta las raíces, por
tanto debe ser una espec ie con una gran zona de raíces, condición que cumplían las dos especies
es tudiadas . Es por es to que no exis te ningún problema en implementar un proceso de
fitorremediac ión con Sauce o P apiro. Sin embargo se aconseja más que todo el Sauce por
presentarse más que el P apiro en otras partes del recorrido del río Bogotá y por tener una mayor
capac idad de acumulac ión de c romo en las raíces .
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Se recomienda tomar muestras adic ionales del suelo contaminado a la primera, segunda,
tercera, cuarta y sexta semana del proceso de fitorremediac ión, para observar el proceso de
remoc ión del c romo (y otros metales pesados) en las primeras semanas y saber en que instante
se logra la es tabilizac ión de la concentrac ión del contaminante en el suelo. También se
recomienda tomar muestras de hojas al final del proceso y de los tallos al inicio, en la mitad del
proceso y al final del mismo. Teniendo en cuenta que es tudios en espec ies de Sauce revelan
tras locac ión de contaminantes más hac ia tallos que a hojas .
Se recomienda en futuros es tudios de fitorremediac ión realizar una caracterización fisicoquímica
del suelo a emplear, inc luyendo una cuantificac ión de la fracc ión del metal que se encuentra
biodisponible para la planta, para poder entender de mejor manera el proceso que se esta
llevando a cabo con la interacc ión del suelo contaminado y la planta.
Teniendo en cuenta que el laboratorio no reporta el error de los resultados se recomienda
realizar tres o más anális is por mues tra para obtener un error válido de los resultados y así un
valor o rango de valores que carac tericen de forma confiable la mues tra. No obs tante debe
cons iderarse que se inc rementan los cos tos proporc ionalmente al número de anális is .
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ANEXOS
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Anexo A. Bibliograf ía asociada a la especies escogidas para el proceso de
f itorremediación
La s iguiente tabla contiene informac ión referente a espec ies de involuc radas en diferentes
métodos de fitorremediac ión para diferentes tipos de contaminantes y matrices (agua o suelo).
Tabla 15. Bibliografía asoc iada a las espec ies de Salix
ESPECIE NO MBRE
C IENT ÍFIC O NO MBRE COMÚN
CARACTERÍSTICA REF
Salix
Salix
Salix
Sauce
Sauce
Sauce
C apaz de acumular más de 6 .6 mg Cd/Kg peso seco y más de 700 mg/Kg peso seco en el follaje V eloc idad de tratamiento de lixiviados mayor con un s is tema filtrante de Sauces que con un tratamiento convenc ional, además de la disminuc ión de los cos tos de tratamiento C apaz de acumular C r, P b y C u en las raíces. A cumula Zn en la corteza. C u, P b y C r se acumula princ ipalmente en los tallos mientras que Zn, C d y N i se acumula en las hojas. Cerca del 30% del C d biodisponible (a los humanos y animales) fue removido en 90 días . C omerc ialmente se afirma una acumulación de 20-30 g C d por hec tárea por año
39
25
35
Salix atrocinerea Sauce cenic iento C apaz de acumular Zn y Mn 40 Salix viminalis
Salix viminalis
Salix viminalis
Salix viminalis L. ‘O rm´
Salix viminalis
M imbrera
M imbrera
M imbrera
M imbrera
P osee un coefic iente de trans ferenc ia de 3.4 para el C d. C on coefic ientes de trans ferencia para C d y Zn mayores que para N i, C u y P b La aplicac ión de agua res idual no representa un riesgo para la planta Una concentrac ión de 10 ppm de cobre en agua res idual no es tóxica, mientras que una concentrac ión de 100 ppm afecta el crecimiento Se observó una disminuc ión de 57% de aceite mineral en sedimentos sembrados con Sauce. La concentrac ión de P b y C d fue elevada en todas las partes de la planta (raíces , tallos y hojas) C apaz de acumular cadmio
35
41
42
43
44 Salix cathayana P resenta altas concentrac iones de metales
pesados (P b, C d, C u y Zn) 45
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La s iguiente tabla contiene informac ión referente a las plantas de juncos y cortaderas
involuc radas en la tecnología de la fitorremediac ión para diferentes contaminantes y matrices.
Tabla 16. Bibliografía asoc iada a juncos y cortaderas
ESPECIE NOMBRE CIENTÍFICO NO MBRE C O MÚN
CARACTERÍSTICA REF
Juncus efusus
Juncus efusus
Junco
Junco
C apaz de acumular contenidos muy altos de P b y Zn, además de A s y C u en cantidades intermedias C apaz de acumular C u, y P b, C d y Zn en menor cantidad
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45
Juncus conglomeratus C apaz de acumular contenidos muy altos de A s , C u, P b y Zn
46
Scirpus holoschoenus Junco C apaz de acumular contenidos muy altos de C u y P b, además de Zn y A s en cantidades intermedias
46
Cyperus alternifolius Paraguas del Japón Un humedal cons truido con Cyperus alternifolius puede ser usado efectivamente para la descontaminac ión de agua con bajos niveles de metales pesados (tóxicos en agua potable), s iendo un s is tema económico para la producc ión de agua potable de buena calidad
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Anexo B. Plano de Bogotá. Ubicación de los puntos de muestreo
P lano 1 . Ubicac ión de los puntos de muestreo de suelo contaminado
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Anexo C. Crecimiento de las plantas
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Anexo D. Resultados de los análisis de laboratorio
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Usando los resultados de laboratorio con datos tanto en base ceniza como seca se obtuvo la
s iguiente regres ión lineal, con un coefic iente de determinac ión de 0 .9975 entre los datos.
Gráfica 8 . Regres ión lineal entre los datos en base ceniza y los datos en base seca