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REPUBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA
UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERIA
DIVISION DE POSGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO EN INGENIERÍA AMBIENTAL
BIODEGRADACIÓN DE RIPIOS DE PERFORACIÓN BASE ACEITE
UTILIZANDO LODOS ESTABILIZADOS Y LEMNA SP.
Trabajo de Grado presentado como requisito para optar al Grado Académico de:
MAGÍSTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Autor: Ramón A. Urdaneta Valera
Tutor: Edigso Martinez
Co-Tutor: Manuel Montilla
Maracaibo, julio de 2008
REPUBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA
UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERIA
DIVISION DE POSGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO EN INGENIERÍA AMBIENTAL
BIODEGRADACIÓN DE RIPIOS DE PERFORACIÓN BASE ACEITE
UTILIZANDO LODOS ESTABILIZADOS Y LEMNA SP.
Trabajo de Grado presentado ante la
Ilustre Universidad del Zulia
para optar al Grado Académico de
MAGÍSTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Autor: RAMÓN A. URDANETA VALERA
Tutor: Edigso Martinez
Co-Tutor: Manuel Montilla
Maracaibo, julio de 2008
DEDICATORIA
A mis padres Manuel y Doris, a quienes les debo todo lo que soy, con su amor, comprensión y
su fé en mí han servido de inspiración para seguir adelante y alcanzar con éxito todas mis metas.
A mi hermana, Mila, quien es la persona con la que siempre cuento sin importar la ocasión, ella
puede con todo y con todos, sigue así y llegarás lejos.
A Yoly, a quien quiero mucho y agradezco el que haya compartido conmigo los momentos más
difíciles durante la elaboración de esta tesis, brindándome siempre su paciencia y ayuda, ahora nos
comeremos las maduras...!
A mis hijos, Román, Mariana y Diego, porque todos mis esfuerzos, más allá de hacerme sentir
satisfacción personal por lograr otra meta, están enfocados en brindarles mayor bienestar, a
ustedes les dedico este trabajo.
A mis abuelas, tíos, tías, primos, primas y demás familiares, a quienes quiero mucho y
realmente forman parte de lo que hoy soy. La Familia es base fundamental para alcanzar el éxito
en nuestras vidas.
A mis compañeros de trabajo luchadores por el ambiente y demás amigos que de una u otra
manera me ayudaron a superar todas las dificultades que encontré en la realización de lo que
contribuye una de mis principales metas.
AGRADECIMIENTO
A Dios todopoderoso, mi fiel compañero y guía de todos los momentos de mi vida.
A mis Padres, a quienes agradeceré eternamente por su abnegada dedicación y apoyo durante la
elaboración de todas las etapas de esta tesis, siempre pendiente de que no queden cabos sueltos,
por ser la fuerza motriz de todos mis logros, mis mejores deseos y bendiciones para los dos. Los
amo, gracias.
A la ilustre Universidad del Zulia, por brindarme la oportunidad de adquirir los conocimientos
para el desarrollo de mi carrera profesional.
A Petróleo de Venezuela S.A. por darme la oportunidad de pertenecer a la gran familia de esta
prestigiosa Corporación de vital importancia para el desarrollo de mi país, Venezuela. También
por el apoyo brindado para el desarrollo de esta tesis.
Al Prof. Edigso Martínez, por ser mi tutor y amigo; también a Manuel Montilla por brindarme su
apoyo incondicional en los momentos más cruciales durante la realización de este trabajo, ambos
fueron pilares fundamentales para el desarrollo de este trabajo, son un libro abierto lleno de
sabiduría, gracias a sus consejos, su valioso tiempo y paciencia. Espero algún día poder
retribuirles de alguna manera todo el apoyo que me han dado; y deseo que Dios les de mucha
salud para que sigan ayudando a otros estudiantes, así como lo hicieron conmigo.
Al personal del Instituto Zuliano de Investigaciones Tecnológicas, por su colaboración y
orientación durante la ejecución de los análisis de laboratorio necesarios para la determinación de
las variables, factor fundamental para la elaboración de esta investigación.
A los Ingenieros Douglas Martínez y Larry Lugo por su asesoría en el área de suelos y
estadística.
A mis Amigos Katty y Douglas por acompañarme en todo momento y permanecer siempre juntos
en innumerables trasnochos y amanecidas para alcanzar un escalón más en nuestra formación
profesional, espero seguir contando con ustedes en el futuro como hasta ahora.
A todas aquellas personas que contribuyeron a la realización de este trabajo.
¡Mil Gracias!
TABLA DE CONTENIDO
Página
RESUMEN…………………………………………………………………………… 5
ABSTRACT………………………………………………………………………….. 6
TABLA DE CONTENIDO…………………………………………………………… 7
LISTA DE TABLAS…………………………………………………………………. 8
LISTA DE FIGURAS………………………………………………………………… 9
I. INTRODUCCIÓN……………………………………………………………. 10
II. FUNDAMENTOS TEÓRICOS……………………………………………… 12
1. La biorremediación……………………………………………….………… 12
2. Aplicabilidad de la biorremediación…………………………………………… 12
3. Principios de operación de la biorremediación……………………………. 14
4. Factores que afectan el proceso de biorremediación………………………. 17
5. Técnicas de biorremediación………………………………………………. 19
6. Crecimiento bacteriano……………………………………………………. 32
7. Degradación microbiológica de hidrocarburos……………………………. 33
8. El suelo…………………………………………………………………….. 41
9. Lodos de lagunas de estabilización………………………………………… 55
10. Lemna……………………………………………………………………… 62
III. METODOLOGÍA……………………………………………………………. 66
1. Ensayo de tratabilidad……………………………………………………… 66
2. Toma de muestras…………………………………………………………. 68
3. Análisis realizados………………………………………………………… 58
4. Análisis estadístico………………………………………………………… 72
IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN…………………………………………… 74
1. Determinación de pH……………………………………………………… 74
2. Acetites y Grasas………………………………………………………….. 75
3. Conductividad Eléctrica…………………………………………………… 77
4. Cloruros…………………………………………………………………… 79
5. Relación de Adsorción de Sodio (RAS)…………………………………… 79
V. CONCLUSIONES…………………………………………………………… 82
VI. RECOMENDACIONES……………………………………………………. 85
REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA……………………………………………………… 87
LISTA DE TABLAS
Tabla Página
1 Valores límites permisibles en lodos residuales (EPA) (Metcalf & Eddy, 1996).. 51
2 Valores límites permisibles de contenido de metales para la aplicabilidad del
lodo residual según la E.P.A. (Metcalf & Eddy, 1996)………………………... 52
3 Composición de las unidades experimentales de cada tratamiento……………… 58
4 Análisis realizados y método aplicado (APHA, 2000)………………………….. 60
5 Valores promedios mensuales de pH…………………………………………... 65
6 Valores promedios Aceites y Grasas y porcentajes de remoción………………… 67
7 Valores promedios de Conductividad Eléctrica expresados en mmhos/cm……... 69
8 Valores promedios de Cloruros expresados en ppm……………………………. 70
9 Valores promedios de Relación de Adsorción de Sodio (RAS) expresados en
porcentaje………………………………………………………………………...
71
LISTA DE FIGURAS
Figura Página
1 Esquema de reacciones: aerobia y anaerobia (Maroto, 2002)………………….… 6
2 Curva típica de crecimiento bacteriano (Brock & Parker, 1999)…………………. 24
3 Oxidación inicial de alcanos. (Eweis 1999)……………………………………… 27
4 Metabolismo de 1-alquenos. (Eweis y col, 1999)………………………………… 27
5 Degradación de cicloalcanos. (Eweis y col, 1999)………………………………. 28
6 Estructura molecular del Benceno, tolueno, etilbenceno, xileno (BTEX)…….…. 29
7 Degradación de compuestos aromáticos (Eweis y col, 1999)……………………. 30
8 Unidades Experimentales…………………………………………………………. 57
9 Aireación mecánica de la mezcla…………………………………………………. 58
10 Muestras colectadas en bolsas de cierre hermético……………………………….. 59
11 Equipo para determinar la conductividad eléctrica……………………………….. 61
12 Equipo para determinar el pH……………………………………………………. 61
13 Titulación para determinación de cloruros……………………………………….. 62
14 Espectrofotómetro para determinar metales………………………………………. 63
15 Valores promedios mensuales de pH……………………………………………. 66
16 Porcentajes promedios mensuales de contenidos de Aceites y Grasas……………… 68
17 Conductividad Eléctrica promedio mensual……………………………………… 69
18 Cloruros promedio mensual………………………………………………………. 71
19 Relación de Adsorción de Sodio (RAS) promedio mensual……………………… 72
Urdaneta Valera, Ramón A. Biorremediación de Ripios de Perforación Base Aceite Utilizando
Lodos Estabilizados y Lemna sp. (2008). Trabajo de Grado. Universidad del Zulia, Facultad de
Ingeniería, División de Postgrado, Maracaibo, Venezuela, 92p. Tutor: MSc. Edigso Martínez,
Cotutor: MSc. Manuel Montilla.
RESUMEN
En este estudio se evaluó la utilización de lodo estabilizado y Lemna obscura en la
biorremediación de ripios de perforación base aceite. El ripio utilizado fue tomado durante la
perforación del pozo TOM-12 en Tomoporo, Municipio Andrés Bello (Estado Trujillo). El
ensayo de tratabilidad se realizó en el vivero de la Facultad de Agronomía de la Universidad del
Zulia, se hizo análisis estadístico de los resultados durante los 90 días de ensayo. Se realizó un
análisis de varianza y se aplicó un diseño experimental de bloques al azar con arreglo de
tratamiento de parcelas subdivididas en el tiempo. Tanto el tratamiento con lodo estabilizado
como con Lemna obscura, presentaron rangos permisibles de metales cuando se compararon con
el decreto 2635. Se obtuvo diferencias significativas (P<0.001) en los tratamientos para las
variables pH, Aceites y Grasas, Conductividad Eléctrica y Relación de Absorción de Sodio,
obteniendo el mejor promedio según la prueba de Tukey´s en el tratamiento T4 que contenía 40%
de lodo estabilizado y 60% de ripio, con valores promedios de 2,91%, y una remoción de aceites
y grasas de 86,20%. Es importante señalar que el tratamiento T4 presentó la mayor remoción de
las variables evaluadas. La variable aceites y grasas mostraron una disminución de los promedios
a medida que transcurría el tiempo producto del mejoramiento de las propiedades físico-químicas
de la mezcla lodo-ripio, aspecto que favoreció la degradación del contaminante, demostrando
mayor eficiencia en la utilización del lodo estabilizado en la biorremediación de los ripios de
perforación base aceite, en comparación con la Lemna obscura.
Palabras Claves: Biorremediación, Lemna, lodo, ripio.
Email: [email protected]
Urdaneta Valera, Ramon A. Biodegradation of Rubbles of Perforation Base Oil by Using
Stabilized Muds and Lemna sp. (2008). Trabajo de Grado. Universidad del Zulia, Facultad de
Ingeniería, División de Postgrado, Maracaibo, Venezuela, 92p. Tutor: MSc. Edigso Martínez,
Cotutor: MSc. Manuel Montilla.
ABSTRACT
In this study the usage of stabilized mud and Lemna obscura on the biodegradation of rubbles of
perforation base oil was evaluated. Rubble used was obtained during the perforation of the
TOM-12 well in Tomoporo, Andres Bello municipality (Trujillo state). Treatability essay was
carried out on the Agronomy Faculty greenhouse of the University of Zulia; a statistical analysis
of results during 90 days of essay. An analysis of variance was made and an experimental design
of random blocks with arrangement of sub divided plots treatment on time. Stabilized mud and
Lemna obscura treatments showed permissible ranks of metals when they were compared with
the 2635 rule. Significant differences (P<0.001) were observed in treatments for the pH, oils and
fats, electric conductivity and sodium absorption relationship variables, by getting the best
average according Tukey test in T4 treatment containing 40% of stabilized mud and 60% of
rubble, with mean values of 2.91%, and am oil and fats removal of 86.20%. It is important to
detach that T4 treatment showed the high removal of evaluated variables. Oils and fats variable
showed a decrease on averages when time passed on as a product of improving the physical and
chemical properties coming from mud-rubble mixing, aspect that favored degradation of
contaminant agent, by showing a higher efficiency on the usage of stabilized mud in the
biodegradation of perforating rubbles oil basement, in comparison to Lemna obscura.
Key words: Biodegradation, Lemna obscura, mud, rubbles of perforation.
Email: [email protected]
CAPÍTULO I
INTRODUCCION
La industria petrolera en Venezuela representa la principal fuente generadora de ingresos
para el Fisco Nacional, y en los últimos años dicha industria ha evidenciado un gran desarrollo y
consecuente aumento de la producción de petróleo, por ser éste una de las principales fuentes de
energía en todo el mundo. Del petróleo producido se exporta un 70% aproximadamente, lo cual
se traduce en grandes divisas para este país.
Actualmente, en el occidente de Venezuela existe un gran desarrollo de la actividad
petrolera, alcanzando una producción diaria de más de un millón de barriles de petróleo. En la
División Occidente de Petróleos de Venezuela S.A. (PDVSA) hay cuatro Distritos Sociales, los
cuales son Maracaibo, Tía Juana, Lagunillas y Tomoporo. Adicionalmente, Rodríguez (2004),
mencionó que espera incrementar la producción de 150 mil a 250 mil barriles diarios para 2009
en el Distrito Social Tomoporo.
Durante la actividad petrolera, específicamente, en la perforación de un pozo petrolero, se
generan ripios comúnmente conocidos como ripios de perforación, los cuales pueden ser base
aceite y base agua, dependiendo de la composición del lodo utilizado. Los ripios base agua no
presentan niveles de contaminación importantes en su composición si se compara con los ripios
base aceite; por ello se hace necesario la aplicación de técnicas como la biorremediación para
disminuir la concentración de contaminantes presentes en estos ripios.
El incremento de la producción petrolera generará grandes cantidades de ripios, en los
cuales se utilizará la práctica de biorremediación para su tratamiento y posterior disposición final.
Por esta razón y sobre la base de lo antes expuesto, PDVSA está en la búsqueda de
alternativas para el tratamiento de los ripios, y es por ello que esta investigación tiene como
objeto general: Evaluar el proceso de biorremediación de los ripios de perforación base aceite,
mediante la utilización de lodos provenientes de una planta de tratamiento de aguas residuales
domésticas y de Lemna sp. proveniente del Lago de Maracaibo.
Adicionalmente, se plantearon los siguientes objetivos específicos:
Caracterizar físico-químicamente los ripios de perforación base aceite, del lodo estabilizado
y lenteja de agua.
Analizar físico-químicamente las mezclas de lodo/ripio y lemna/ripio durante el proceso de
biorremediación.
Comparar la efectividad de las mezclas en el proceso de biorremediación del ripio hasta
alcanzar los niveles exigidos por la normativa legal.
CAPÍTULO II
FUNDAMENTOS TEÓRICOS
1. La biorremediación
La biorremediación, llevada a cabo por la acción de microorganismos especialmente las
bacterias, es un proceso de descomposición de compuestos orgánicos, en compuestos secundarios
que pueden ser inocuos y de fácil descomposición por otros microorganismos, esto permite que
ésta técnica sea utilizada en el tratamiento de suelos, lodos, sedimentos y aguas contaminadas con
crudo u otros compuestos orgánicos (La Grega y col, 1996). Existen otros organismos utilizados
para biodegradar, tales como los hongos y más recientemente se han utilizado algunas especies
vegetales (Garbisu, 2002).
La biodegradación de hidrocarburos por poblaciones bacterianas representa uno de los
principales mecanismos por el cual el petróleo y sus derivados hidrocarbonados pueden ser
eliminados en el ambiente (Leahy & Colwel, 1990).
El grado de alteración que sufren los compuestos orgánicos durante el proceso de
biorremediación varía, y el tipo de degradación está típicamente definido, bien sea como
biotransformación o como mineralización. La biotransformación es una degradación parcial de
compuestos secundarios, los cuales pueden ser o no, menos tóxicos, y la mineralización está
definida como el completo rompimiento de las moléculas orgánicas en sustancias inorgánicas,
tales como el dióxido de carbono (CO2), y residuales (La Grega y col, 1996).
Estas degradaciones o cambios ocurren usualmente en la naturaleza, sin embargo, la
velocidad de tales cambios es relativamente baja. Mediante una adecuada manipulación, los
sistemas biológicos pueden ser optimizados para aumentar la velocidad de cambio o degradación
y así usarlos en sitios con una elevada concentración de contaminantes.
2. Aplicabilidad de la biorremediación
Los problemas de contaminación de terrenos y aguas a gran escala, son consecuencia
directa del desarrollo de la sociedad industrializada, la producción de residuos está relacionada
con todos los aspectos de la vida moderna. Las industrias transformadoras de materias primas
precisan de la extracción y procesamiento de recursos naturales como los minerales e
hidrocarburos, durante las operaciones se producen grandes cantidades de materiales residuales
que se convierten en focos de contaminación.
Los productos derivados de petróleo constituyen ciertamente un buen ejemplo, la gran
cantidad de compuestos químicos que se procesan a través de los hidrocarburos son
impresionantes, se producen: plásticos, productos farmacéuticos, pesticidas, herbicidas,
detergentes, solventes, gasolinas, aceites y pinturas, entre otros.
Los problemas de la contaminación de suelos y aguas relacionados con la industria
petrolera, comienzan desde la construcción del pozo petrolero, el transporte, almacenamiento y
distribución del crudo producido. En la perforación se produce una gran cantidad de desechos que
deben ser dispuestos según la normativa ambiental. Durante el transporte y la distribución pueden
ocurrir vertidos y fugas como consecuencia de accidentes, tal es el caso de naufragios petroleros
que han causado daños ecológicos de gran importancia en todo el mundo.
Surge entonces la regeneración de terrenos y aguas como un tema importante en la gestión
ambiental de residuos en todo el mundo. La biorremediación se presenta como una alternativa
viable y económica comparada con los métodos físicos y químicos que conllevan a costos más
altos (Eweis y col, 1999).
La aplicación de esta técnica ha ido en ascenso en los últimos años y se ha utilizado en
suelos contaminados con gasolina, combustible diesel, petróleo, creosota, hidrocarburos
aromáticos halogenados, con pentaclorofenoles, bencenos clorados, y bifenilos policlorados,
naftalenos, antracenos, benzopirenos y también se ha usado en suelos agrícolas contaminados con
pesticidas especialmente; insecticidas y herbicidas, donde se han obtenido excelentes resultados
como lo representa la degradación acelerada de los compuestos tóxicos que componen estos
productos (Martín, 1994). El empleo de la biorrecuperación en el tratamiento de residuos
peligrosos se ha convertido en una tendencia de rápido crecimiento dentro de la gestión
ambiental, en la mayoría de los países el tratamiento de suelos contaminados, ha venido
cobrando cada vez más importancia y generalmente se ha comprobado que los tratamientos
biológicos resultan mas económicos que los procedimientos físicos y químicos (Eweis y col,
1999).
Existen diversas opiniones en relación si los microorganismos tienen límites en sus
capacidades degradadoras, si bien son capaces de degradar cualquier compuesto que el hombre
pueda producir, los microorganismos pueden degradar multitud de compuestos bajo condiciones
distintas, muchos de éstos pueden modificarse o transformarse mediante el uso de bacterias,
hongos o de alguna población microbiana trabajando en asociación, estos procesos pueden
aprovecharse para solventar diferentes situaciones como la limpieza de derrames de petróleo,
desechos petrolizados, putrefacción de comida, entre otros, actividades que se han convertido en
problemática ambiental y requiere de una solución que puede ser resuelta con el uso de
microorganismos (Levin, 1997).
Para que el proceso de biorremediación se lleve a cabo de manera exitosa, cuando los
microorganismos realizan el proceso de degradación de hidrocarburos, necesitan tomar del
contaminante el carbono como fuente de energía para que se realicen las funciones metabólicas
que necesitan sus células para su crecimiento y desarrollo, pero para que todos estos procesos se
lleven a cabo se necesitan condiciones físico- químicas óptimas (Maroto, 2002).
3. Principios de operación de la biorremediación
El proceso de biorremediación puede ocurrir de dos maneras, dependiendo de la
disponibilidad o no del oxígeno libre. Cuando se dispone de suficiente oxígeno la
biorremediación se conoce como aerobia y los microorganismos responsables de la degradación
biológica de los contaminantes, utilizan el oxígeno como último aceptor de electrones formando
agua por asociación con el hidrógeno y dióxido de carbono (Garassini, 1967; La Grega y col,
1996). Por otra parte, la biorremediación anaerobia es aquella que ocurre en ausencia del
oxígeno libre, por lo que los microorganismos responsables de la oxidación utilizan otros
compuestos como aceptores de electrones, que sirven para este propósito, entre estos compuestos
se encuentran los siguientes: nitratos (NO3 -), sulfatos (SO4
--), dióxido de carbono (CO2) y en el
proceso se genera ácido acético, hidrógeno, dióxido de carbono y metano (La Grega y col, 1998).
3.1. Metabolismo microbiano
El metabolismo microbiano se puede definir como un conjunto de transformaciones
químicas que toman parte en una célula (Eweis y col, 1999). El metabolismo es muy diverso si se
habla de los compuestos utilizados como fuente de carbono y energía, así como las restricciones
y características limitantes de una especie en particular. Maroto, 2002, señala que el fundamento
bioquímico del proceso de biorremediación radica en que en la cadena transportadora de
electrones presente en la células, van a ocurrir una serie de reacciones de oxido-reducción, cuyo
fin es la obtención de energía, la cadena la inicia un sustrato orgánico (compuestos
hidrocarbonados) que son externos a la célula, y que actúan como donadores de electrones, de
modo que la actividad metabólica de la misma acaba degradando y consumiendo dicha sustancia
(Maroto, 2002). En este sentido, el tratamiento biológico se puede definir como el resultado
directo del metabolismo heterótrofo en el que un residuo orgánico es el sustrato que sirve como
fuente de carbono y energía para los microorganismos (La Grega y col, 1996). La biodegradación
de hidrocarburos la realizan los microorganismos especialmente las bacterias, quienes utilizan el
proceso de oxidación para convertir el hidrocarburo en un compuesto más polar, para
incorporarlo al metabolismo normal de cada célula, la reacción es catalizada por la enzima
oxigenasa (oxigenotransferasa) que actúa en la inserción de ambos átomos de la molécula de
oxígeno en la molécula del sustrato orgánico, y la monooxigenasa hidroxilasa de función mixta,
que cataliza la incorporación de un solo átomo al sustrato (Leahy & Colwel, 1990). La
degradación aerobia resulta primordialmente en la producción de dióxido de carbono, agua y
proteína celular, mientras que la degradación anaerobia resulta principalmente en metano (CH4),
dióxido de carbono y agua (Figura 1).
Digestión Aerobia
Sustrato + O2 Biomasa + CO2 + H2O
Digestión Anaerobia
Sustrato + (NO3-
,SO42-
, Fe3+
, Mn4+
,CO2) Biomasa + CO2 + (N2, S2+
, Fe2+
, Mn2+
, CH4)
Figura 1. Esquema de reacciones: aerobia y anaerobia (Maroto, 2002)
El proceso básico del metabolismo microbiano, consiste en la transferencia de electrones
desde un sustrato donante a un receptor, cuando el donante se oxida, se emite electrones que son
llevados por un cosustrato reducido, en esta transferencia se genera energía en forma de un
compuesto de almacenamiento de alta energía, adenosintrifosfato (ATP). El resto de los
electrones y parte del ATP, se emplean para generar biomasa nueva, mientras que el ATP restante
satisface las necesidades de mantenimiento de las células.
Los procesos anaerobios pueden ser efectivos en tratamientos con desechos orgánicos
complejos, los cuales generalmente no pueden ser tratados aeróbicamente. En ambos procesos,
los microorganismos involucrados pueden ser autóctonos o endógenos representados por la flora
microbiana propia del área contaminada, o exógenos con microorganismos no propios del sitio
contaminado (Soto, 1997).
3.1.1. Sustratos microbianos
En el proceso de transferencia de electrones, los sustratos donantes y receptores son
esenciales para crear y mantener la biomasa microbiana, estos materiales se denominan sustratos
primarios, éstos son básicos en cualquier reacción para tener biomasa activa, para la bacteria más
comúnmente activa en la desintoxicación el donante de electrones primario será uno dentro de los
varios componentes que se deseen degradar. Entre los receptores de electrones más comunes se
encuentran: O2, NO3- NO2
-, SO4
2-, o el CO2; aunque en las fermentaciones también se pueden
emplear compuestos orgánicos (Levin, 1997). En este sentido, Kobayashi et al, 1982, reportan
que un compuesto específico no tiene por que ser el sustrato primario para que las bacterias lo
degraden, cuando existen otros materiales que sirven como sustrato primario, el compuesto se
puede degradar como sustrato secundario, es decir, como aquel cuya oxidación o reducción,
produce un bajo flujo de electrones y energía que se muestra incapaz de mantener la biomasa que
lo degrada (Levin & Gealt, 1997).
Levin & Gealt, 1997, señalan que los sustratos secundarios se pueden dividir en dos tipos;
el primero denominado sustrato de baja concentración y el segundo como cometabolito clásico, el
sustrato de baja concentración incluye a los sustratos que pueden aportar flujos de electrones y
energía al metabolismo celular pero la velocidad que presentan estos flujos es menor al flujo
mínimo necesario para mantener la biomasa activa.
El cometabolito clásico describe un compuesto en cuya transformación no se pueden
generar flujos de energía y electrones suficientes para el mantenimiento de la biomasa.
3.1.2. Los moduladores
En la cinética de la biodegradación se plantea que esta técnica está controlada por la
concentración del compuesto degradado, sin embargo, además de esta noción, se puede señalar
que existen otros compuestos que también pueden afectar a la cinética de la transformación,
designando el nombre de moduladores a tales compuestos. Se tienen tres tipos de moduladores: el
cosustrato, los limitantes y el inductor.
Cuando un microorganismo es incapaz de metabolizar una sustancia como única fuente de
carbono y energía, pero puede transformar dicha sustancia si se le aporta un sustrato de
crecimiento alterno llamado cosustrato, el proceso es conocido como cometabolismo,
cooxidación o cotransformación.
La degradación de los bifenilos policlorados (PCB) normalmente ocurre por el proceso de
cometabolismo y aumenta con la adición de compuestos análogos menos clorados, tales como el
diclorobifenilo) por otra parte Semprini, 1991, descubrió que en lugares contaminados con
tetracloruro de carbono, tricloroetano y freón, podían biorrecuperarse estimulando poblaciones de
bacterias desnitrificadoras autóctonas mediante la adición de acetato, se demostró entonces la
posibilidad de biodegradar el tetracloruro de carbono, en cometabolismo cuando la
bioestimulación es llevada a acabo con acetato en presencia de sulfatos y nitratos en ausencia de
oxígeno (Levin& Gealt, 1997).
4. Factores que afectan el proceso de biorremediación
El objetivo del tratamiento biológico consiste en promover y mantener una población
microbiana para metabolizar a un determinado residuo. Existen una serie de parámetros que
influyen en la velocidad a la que tiene lugar el metabolismo y por lo tanto en la biodegradación.
Entre los principales factores que intervienen en el proceso se encuentran los biológicos y los
físico-químico tales como; temperatura, humedad pH, nutrientes, aireación, composición química
del sustrato entre otros.
El éxito de un proyecto de biorremediación depende de la capacidad y destreza de los
operadores para crear y mantener condiciones ambientales necesarias que permitan el crecimiento
microbiano, se pueden identificar, establecer y controlar las condiciones para que sean favorables
y aseguren el crecimiento y desarrollo de la biomasa, en este caso, la biodegradación se puede dar
a una velocidad suficientemente dinámica como para que el costo del tratamiento biológico sea
competitivo con otras alternativas físico-químicas de tratamiento como lo son: la incineración,
desorción y estabilización, entre otros (La Grega y col, 1996; Eweis y col, 1999).
4.1. Factores físico-químicos
4.1.1. La temperatura
La temperatura es un factor físico que tiene efecto sobre la velocidad de crecimiento. La
actividad celular, especialmente en los sistemas enzimáticos, es proporcional al incremento de la
temperatura, de manera tal que ésta aumenta, al incrementar la temperatura hasta alcanzar un
óptimo (La Grega y col, 1996). Así mismo, Atlas, 1989, manifiesta que la tasa de
biodegradación decrece con el decaimiento de la temperatura como resultado de la disminución
de la actividad enzimática de los microorganismos.
Diferentes clases de bacterias presentan distintas exigencias respecto a la temperatura de
crecimiento. Entre la temperatura máxima, por encima de la cual un cultivo no puede crecer y
una temperatura mínima, por debajo de la cual no se desarrolla, se sitúan los límites en los que el
crecimiento es posible (Seeley & Vandermark, 1973).
La temperatura del suelo afecta grandemente la actividad microbiana y por ende a la tasa
de biorremediación, las bacterias clasificadas como mesófilas crecen en un rango de 15- 45 ºC;
las psicrófilas, por debajo de 20ºC y las termófilas entre 45-65ºC, dentro de cada división los
diferentes grupos de bacterias tienen su rango óptimo de acción. (Brock & Parker, 1999; Prescott
y col, 1999).
Generalmente, con temperaturas superiores a 40ºC, decae la tasa de biorremediación,
debido a la desnaturalización que sufren las proteínas; por otra parte, cuando existen
temperaturas aproximadas a 0 ºC, se detiene la actividad microbiana, cabe destacar que las
bacterias son mas tolerantes a bajas extremas de temperaturas, porque pueden encapsularse y
recuperarse cuando aparecen condiciones ambientales favorables, pero a muy altas temperaturas
las poblaciones microbianas mueren (Eweis & Gealt, 1999).
Sims & Klini, 1999, manifiestan que el incremento de la tasa de biotransformación esta
correlacionado con el aumento de la temperatura en el suelo, es una consecuencia del incremento
de la actividad microbiana, este efecto es favorecido cuando la solubilidad del contaminante es
mayor y a la disminución del mismo se produce por adsorción en el suelo.
Cuando se realiza la biorremediación aplicando la técnica del compostaje, se originan en
el proceso, temperaturas hasta de 65ºC, afectando por ende, la velocidad de degradación,
situación que mejora cuando se aplica humedad, debido a que ésta actúa como atenuante de la
temperatura en el suelo. Por otra parte, en experiencias llevadas a cabo en lugares fríos como en
la Patagonia, donde se ha trabajado con microorganismos criófilos degradadores de
hidrocarburos, se ha encontrando capacidad degradativa en rangos de temperatura de 1 y10 ºC
(Ercoly y col, 2002).
Margesin, 2000, reportó en un estudio realizado en la ciudad de Austria en suelos con
promedios de temperatura cercanas a 2 ºC, se obtuvieron porcentajes de reducción del 70 y 50%
de hidrocarburos, en suelos contaminados con diesel, con y sin fertilización respectivamente,
resultados que coinciden con los estudios de Whyte, 1998, quien obtuvo degradación de alcanos
de cadena larga utilizando diesel como contaminante y al microorganismo Rhdococcus sp, en
suelos de clima frío con temperaturas entre 5 y 25 ºC.
4.1.2. La humedad
El agua es el mayor componente del protoplasma bacteriano y el suministro de la misma
es esencial, para el crecimiento y mantenimiento de los microorganismos, además de ser un
medio de transporte a través del cual los compuestos orgánicos y nutrientes son movilizados
hasta el interior de las células y también para la salida de los productos ya metabolizados al
exterior de la célula. Eweis & Gealt, 1999, manifiesta que la humedad se necesita para el
desarrollo celular y como medio para que las especies se desplacen hacia el sustrato, los niveles
óptimos se ubican en el 90% de humedad sin embargo niveles mínimos del 40% permiten el
tratamiento en suelos contaminados.
La relación suelo-agua, influye en el proceso de aireación, es decir, en el transporte de
oxígeno, también en la solubilidad de los constituyentes del suelo y en el pH del mismo. Poca
humedad en el suelo dá como resultado zonas secas y por lo tanto poca actividad por parte de los
microorganismos del suelo. Sin embargo, demasiada humedad inhibe el intercambio de gases y
da como resultado el desarrollo de zonas anaerobias y como consecuencia la eliminación de
bacterias aerobias y el aumento de las anaerobias o anaerobias facultativas (Eweis & Gealt,
1999).
Para mantener un nivel adecuado de humedad, el agua se aplica al suelo mediante
diferentes formas de riego, incluyendo los sistemas de aspersión de agua en forma de lluvia. El
sistema utilizado debe permitir mantener una velocidad de aplicación, que no exceda la velocidad
de infiltración del suelo, para evitar la escorrentía superficial así como el arrastre de
contaminante, también es importante controlar la velocidad de aplicación para evitar el
encharcamiento que puede originar condiciones anaerobias (Eweis & Gealt, 1999).
4.1.3. El pH
La actividad enzimática de los microorganismos está influenciada por el pH, este factor,
actúa en los diferentes procesos llevados a cabo por los microorganismos, el crecimiento
bacteriano es uno de los aspectos que es afectado generalmente cuando el valor de pH sale del
rango óptimo. Muchos microorganismos requieren para su actividad metabólica un pH que puede
estar entre 6-8, aunque algunas bacterias pueden crecer en ambientes extremos (La Grega y col,
1996; Eweis & Gealt, 1999).
El pH del suelo puede afectar significativamente la actividad microbiana, tal es el caso
que existen muchos microorganismos como los hongos cuyos rangos óptimos se ubican en pH
ácidos, por debajo de 5, mientras que en el caso de las bacterias las condiciones fuertemente
ácidas o alcalinas generalmente inhiben el proceso, situación por la cual éstas se benefician
cuando en las condiciones del medio prospera el pH neutro. Sin embargo, existen bacterias que se
adaptan bien a condiciones ácidas o básicas, como las bacterias que oxidan el azufre
(Thiobacillus) la cual es un organismo aerobio quimioautotrofo que produce ácido sulfúrico a
través de la oxidación de H2S, y se desarrolla bien en un medio con pH igual a 1 (Eweis &
Gealt, 1999).
Eweis & Gealt, 1999, reporta que el pH del suelo es un factor que afecta también algunas
propiedades de los nutrientes en el suelo, tal es el caso del fósforo cuya solubilidad disminuye
cuando el pH baja de 5.5, teniendo en cuenta que este nutriente es muy importante para el
normal desarrollo de los microorganismos especialmente las bacterias, el proceso se verá
afectado por la no disponibilidad del mismo en medios con pH ácido. Otro aspecto importante lo
reviste el transporte de metales, el cual se ve afectado también cuando el pH supera el valor de 6.
Para incrementar los valores de pH en el suelo, los compuestos ricos en calcio o los que
contienen calcio/magnesio pueden ser adicionados al suelo para mejorar la condición del mismo,
se puede llevar a cabo agregando cal al suelo, denominado al proceso encalado, entre los
compuestos que se pueden utilizar para el encalado se encuentran: óxidos de calcio, hidróxido de
calcio, y carbonato de calcio y de magnesio, y escorias de silicato de calcio, entre otros. Cuando
ocurre el proceso contrario, es decir, existe un pH muy alto, con una concentración elevada de
carbonatos, en este caso, se necesita acidificar el suelo para reducir el ph al nivel adecuado, lo
cual se puede llevar a cabo, adicionando azufre elemental o compuestos que contengan de este
mismo componente tales como; el ácido sulfúrico, polisulfuro de amonio en estado líquido y
sulfatos de aluminio y hierro (Eweis & Gealt, 1999).
La Grega y col, 1996, señala que la actividad microbiana puede alterar el valor del pH,
así por ejemplo, la fermentación anaerobia, que transforma los residuos orgánicos en ácidos
orgánicos disminuye el valor de pH, acidificando, también la nitrificación (conversión de NH4+ a
NO3- ) provoca un descenso del pH. En un estudio realizado por Margesin, 2000, en suelos de
Austria, al suministrar nutrientes a través de la aplicación de fertilizantes con nitrógeno y
fósforo, para suplir los requerimientos nutricionales de las bacterias, en un proceso de
biorremedicaciòn de un suelo contaminado con Diesel, observaron disminución del pH de un
valor de 8 a 7, en veintidós (22) días de estudio, posteriormente se mantuvo en un valor de 7.4,
obteniendo porcentajes de remoción del hidrocarburos del 70% (Margesin, 2000).
4.1.4. Nutrientes
La masa celular contiene carbono y otros numerosos elementos, el metabolismo requiere
de nutrientes además del carbono orgánico como sustrato. Al nitrógeno y el fósforo se les
denomina macronutrientes porque se necesitan en grandes cantidades y en la composición de los
residuos peligrosos generalmente éstos son escasos, situación por la cual, deben ser añadidos
(Eweis & Gealt, 1999).
Los requerimientos nutricionales de los microorganismos constituyen uno de los
principales factores que afectan los procesos de biodegradación. La adición de nutrientes es
importante, ya que la carencia de los mismos resultaría en una disminución del crecimiento, lo
que traería como consecuencia poca remoción de los compuestos orgánicos que se requieran
degradar.
Gene, 1990, señala que con una relación carbono nitrógeno y fósforo C:N:P, 100:13:3, se
obtienen buenos resultados en el proceso de biodegradación. McGinnis, 1991; Stanier y Col,
1965, reportan que se necesita una proporción C:N:P. 120:10:1 así como también, el
requerimiento de micronutrientes como el sulfuro y trazas de potasio, calcio, magnesio, hierro,
zinc, cobre, cobalto y manganeso, los cuales se necesitan para un óptimo crecimiento biológico.
La fuente de carbono, en el caso de la biorremediación proviene del contaminante, quien
proporciona la energía necesaria para la producción de: componentes celulares, productos
metabólicos y la multiplicación de los microorganismos. La fuente de nitrógeno proporciona el
elemento necesario para la producción de aminoácidos y enzimas, las proporciones de este
nutriente en el suelo generalmente no son suficientes para cubrir las necesidades de las bacterias,
por lo que deben suplirse con fertilizantes nitrogenados como la urea (46% de N) y el fosfato de
amonio, también se puede utilizar fertilizantes orgánicos como el estiércol del ganado que
además mejora otras propiedades del suelo como la estructura y la aireación del mismo actuando
como esponjante. La fuente de fósforo interviene en la formación de compuestos energéticos
dentro de la célula, entre las fuentes mas usadas como fertilizantes fosfatados tenemos al fosfato
diamónico y fosfato tricálcico (Ercoly y col, 2002).
Las bacterias, al igual que las plantas superiores, necesitan nutrirse para poder subsistir,
sin embargo ellas están sujetas a ciertas exigencias alimenticias. Muchas no se desarrollan
cuando se encuentran en presencia de ciertos alimentos orgánicos, y otras sólo se desarrollan
cuando se encuentran en condiciones óptimas por ejemplo, las bacterias nitrificadoras que
realizan en el suelo la función de transformar las sales amoniacales en nitratos, no se desarrollan
en medios de cultivo con materia orgánica soluble, al igual que las bacterias de hierro y el azufre.
Para que un nutriente sea útil en la síntesis de los materiales celulares ha de poseer una
estructura que permita que el organismo pueda emplearlo como tal o convertirlo en las unidades
estructurales adecuadas. Existen bacterias que se han adaptado a la utilización de compuestos
que no usan la mayoría de organismos, se incluyen formas capaces de crecer con metano,
gasolina, derivados del petróleo o caucho como fuente exclusiva de carbono.
Margesin, 2000, en un estudio de biorremediación de un suelo contaminado con diesel en
Austria, aplicó fertilización inorgánica en una relación (C:N:P), 100:10:2, reportando valores de
remoción del hidrocarburo del 53%, mientras que, en los tratamientos donde no se fertilizó, los
promedios alcanzaron remociones del 16% encontrando una correlación positiva con la adición
de nutrientes y la degradación de los hidrocarburos.
Levin & Gealt, 1997, reporta resultados prometedores en un trabajo de biorrecuperación
in situ en la ciudad de Florida (USA) cuando trataron con fertilizantes un suelo contaminado con
una media de 10.000 ppm de Fuel Nº 6, se removió el suelo y se mantuvo húmedo mediante
rociadores y en 300 días se eliminó el 90% del hidrocarburo quedando aproximadamente 1000
ppm de residuo el cual incluía hidrocarburos aromáticos policíclicos (HPA).
4.1.5. Aireación
El crecimiento de los microorganismos y el desarrollo de las actividades metabólicas
específicas dependen de la disponibilidad de oxígeno molecular, sin embargo, algunos de los
procesos tienen lugar solamente en condiciones anaerobias. Los pasos iniciales del proceso de
biorremediación en el caso de hidrocarburos, son realizados por la mayoría de bacterias y de
hongos, implicando la oxidación de sustratos, y durante este proceso se necesita oxígeno (Levin
& Gealt, 1997).
El oxígeno molecular es requerido para el catabolismo bacteriano de los hidrocarburos,
especialmente de aquellos donde ocurre la oxidación del sustrato por oxígenasas.
La presencia de oxígeno normalmente no es un limitante en el caso de los ambientes
marinos y de agua dulce en los niveles superiores de la columna de la misma, sin embargo la
disponibilidad de oxígeno en suelos, sedimentos y acuíferos, a menudo, es un factor limitante y la
cantidad depende del tipo de suelo, y de si éste se encuentra saturado o no de oxígeno (Levin &
Gealt, 1997). Una aireación adecuada en el suelo, el porcentaje de espacio de los poros ocupados
por aire no debe disminuir del 10%. (Eweis y col, 1999).
En el caso de la degradación de algunos hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH),
puede ser necesaria una etapa anaerobia para realizar en forma exitosa el proceso de degradación,
en el caso de los policloruros de bencenos (PCB), la forma mas adecuada para degradarlos es por
la vía anaerobia, seguida de una etapa aerobia para eliminar algunos productos parcialmente
tratados en la etapa anterior. Hay que destacar que en todos los casos el proceso anaerobio es más
lento que el aerobio (Ercoly y col, 2002).
Las limitaciones de oxígeno en el suelo se pueden superar, suministrando oxígeno in situ
a los microorganismos, o mediante la colocación de los materiales contaminados en
biorreactores aerobios donde se puede realizar el suministro sin ningún problema.
En el suelo superficial se puede conseguir la oxigenación mediante el drenaje adecuado,
los espacios porosos llenos de aire en el suelo facilitan la difusión de oxígeno mientras que en el
suelo saturado de agua la difusión del mismo es demasiado lenta, afectando el ritmo del proceso
de descomposición heterotrófica (Levin & Gealt, 1997).
También se ha utilizado para airear los suelos, la técnica del arado de la tierra, volteando
el suelo con maquinaria pesada específicamente el tractor agrícola, y dependiendo de lo
compactado del mismo, o de la textura, primero se utiliza el arado para voltear el suelo y
posteriormente la rastra para desmenuzar y uniformizar el suelo, logrando asegurar el contacto
del suelo con el oxígeno atmosférico (PDVSA, 2002). El laboreo mecánico del suelo permite el
contacto entre microorganismos, nutrientes y contaminantes, ya que al mezclar el suelo se
redistribuye el contaminante homogeneizando los niveles de contaminación, mejorando así la
degradación del contaminante (Eweis y col, 1999).
4.1.6. Composición química del sustrato
El sustrato es uno de los factores químicos de mayor importancia en el proceso de
biorremediación, la estructura molecular del contaminante influye en la capacidad de ser
biodegradado, otras características como la solubilidad están relacionadas proporcionalmente con
la velocidad de degradación de contamianates. (Eweis y col, 1999).
El sustrato es el término aplicado para el nutriente limitante en el crecimiento,
generalmente la fuente primordial de carbono es el sustrato, pero un nutriente inorgánico, un
aminoácido, una vitamina o cualquier otro compuesto necesario para la síntesis celular es
referido como sustrato en casos particulares (Eweis y col, 1999).
En los procesos de tratamiento biológico, el sustrato que las bacterias emplean como
fuente de carbono o energía es normalmente el contaminante a eliminar y para el que se diseña el
proceso.
En el caso del petróleo, éste presenta una mezcla compleja de hidrocarburos que se
clasifican en fracciones: saturados, aromáticos, asfaltenos y resinas (SARA). Los n-alcanos son
las moléculas más fácil de degradar por los microorganismos, seguido de los alcanos ramificados,
aromáticos de bajo peso molecular y alcanos cíclicos. Las tasas de biodegradación generalmente
son altas para saturados, seguido de los aromáticos livianos, siendo muy bajas en el caso de los
aromáticos de alto peso molecular y compuestos polares, sin embargo se ha reportado la
degradación de fracciones complejas de estos hidrocarburos (Leahy & Colwel 1990).
La concentración de los compuestos químicos en el ambiente pueden afectar en gran
medida la tasa de biodegradación, los compuestos pueden estar en concentraciones más bajas que
la concentración límite, lo cual soportará el crecimiento o mantenimiento de la población
microbiana. Ejemplo de estos casos son el 2,4-dinitrofenol y el diclorofenol, que son compuestos
fácilmente degradables cuando la concentración se encuentra en niveles de 1 a 100 ppm (Martín,
1994).
4.2. Factores biológicos que influyen en la biorremediación.
Son varios los organismos capaces de llevar acabo el proceso de biodegradación. En
algunos casos se han identificado y caracterizado, mientras que en otros ha sido extremadamente
difícil cultivarlos e incluso aislarlos, el uso de los microorganismos depende de la capacidad de la
cepa microbiana para biodegradar, transformando el contaminante en un compuesto de menor
efecto tóxico para el ambiente y la salud (Levin & Gealt, 1997).
Las bacterias son microorganismos capaces de crecer en un amplio espectro de
condiciones físicas y químicas, estos microorganismos generalmente son los responsables de
utilizar los hidrocarburos como fuente de energía para realizar sus procesos metabólicos. Entre
ellas se encuentran: Achromobacter, Acinetobacter, Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus,
Flavobacterium, Nocardia y Pseudomonas spp (Leahy & Colwell, 1990).
La habilidad por parte de los microorganismo para realizar el proceso de degradación se
lleva a cabo por un período de adaptación o aclimatación que depende de las condiciones
ambientales existentes, posteriormente las bacterias comenzaran a degradar en mayor o menor
grado el contaminate, existen microorganismos autóctonos que pueden ser usados debido a que
son más eficientes en la degradación por estar adaptados a las condiciones naturales; mientras
que los exógenos, por ser introducidos requieren períodos largos de aclimatación
(Brubaker,1990).
Cada cepa bacteriana tiene una limitada capacidad de degradación. En la mayoría de los
casos una especie, capaz de iniciar la degradación aerobia de un compuesto puede oxidar el
carbono de las moléculas a CO2. Sin embargo, una sola cepa no degrada un contaminante; es por
eso, que generalmente, se utilizan diferentes cepas en un cultivo mixto o asociación para la
degradación de sustratos, en este orden de ideas, Levin & Gealt, 1997, propusieron la utilización
de 26 cepas aisladas en un suelo contaminado con policloruro de benceno (PCB) catalogado
como un producto xenobiótico o de difícil degradación obteniendo buenos resultados.
La fracción no degradada de un contaminate puede ser tóxica para las bacterias que
iniciaron el proceso de biodegradación y, si no hay un cultivo secundario que consuma estos
restos, la toxicidad se irá acumulando hasta el punto que la degradación del contaminante se
detiene finalmente. Varias especies pueden realizar cada una de las fases de las reacciones
necesarias y el número relativo de cada especie o grupo presente será función de las condiciones
ambientales (temperatura, pH, aireación, metales, entre otros). Las poblaciones o los cultivos
mixtos son casi siempre más estables que los cultivos puros en términos de rendimiento.
Las especies presentes en un determinado momento pueden cambiar sensiblemente con el
tiempo a causa de cambios locales o de gran escala del entorno. Sin embargo, debido a la
presencia de varias especies que pueden llevar a cabo las reacciones cuando se emplean los
cultivos mixtos, el efecto de estos factores sobre el rendimiento es mínimo (Eweis y col, 1999).
Uno de los microorganismos más estudiados en el campo de la biorremediaciòn ha sido dentro
del género Pseudomona, la cepa G4 y la cepas LB-400, caracterizadas por utilizar diferentes
cosustratos como fuente de carbono, de allí que puedan ser usadas en suelos contaminados con
mezclas de productos tóxicos. También se ha identificado dentro de ese género una cepa que
contiene el plásmido TOL, el cual contienen la codificación para generar las enzimas que
degradan el tolueno; estas características permiten que sea recomendada para la eliminación de
otros compuestos xenobióticos tales como el policloruro de benceno (PCB).
También se ha aislado cepas de los géneros Clostridium y Azotobacter para la
biodegradación de tricloroetileno, triclorometano, y tetraclorometano, específicamente herbicidas
y nitrofenoles. Del mismo modo, se ha responsabilizado al genero Arthrobacter de la
desaparición de la gasolina adsorbida por el suelo, la mineralización del ácido sulfanílico por
parte de género Alcalígenes sp, y la descomposición del 1,2-epoxialcano por Nocardia sp (Levin
& Gealt, 1997).
En líneas generales los problemas técnicos relacionados a la interacción biológica con el
contaminante, es decir la presencia de una población capaz de degradar los residuos peligrosos,
en la mayoría de los casos requiere de la potenciación de los microorganismos en términos de
densidad celular o actividad metabólica para maximizar el potencial degradativo de los mismos
(Araujo, 2000).
Es importante recalcar que un suelo favorable para desarrollar un proyecto de
biorremediación, debe poseer más de 100 unidades formadoras de colinas por gramo de suelo
(UFC/g) en el contaje bacteriano inicial, éste engloba diferentes cepas bacterianas. En este
sentido, Ward, 2003, señala en una investigación realizada en América del Norte, en
biorreactores con desechos petrolizados, que el crecimiento bacteriano pasó de 106
a 1010
UFC/g,
obteniendo una remoción del 99% de los hidrocarburos totales. Así mismo, Araujo, 2002 y
Angulo, 2003, en un ensayo llevado a cabo en Venezuela CIA-LUZ, para evaluar la capacidad
degradadora de 20 cepas bacterianas aisladas, reportaron un crecimiento bacteriano que osciló
entre 0,01x106 y 490x10
6 UFC/ml obteniendo porcentajes de remoción de hidrocarburos totales
del 15 y el 90% respectivamente.
5. Técnicas de biorremediación
El proceso de biorremediación en suelos contaminados con sustancias orgánicas puede
llevarse a cabo de dos formas: in situ y ex situ, éstas comprenden una serie de técnicas cuyo
objetivo principal es la degradación del contaminante, a través de procesos biológicos y no
biológicos, buscando la eficiencia y la manera de bajar costos, disminuyendo la cantidad del
contaminante hasta cumplir con la normativa ambiental. De allí que para la selección de la mejor
técnica se debe tomar en cuenta los parámetros técnicos y económicos (Eweis y col, 1999).
5.1. Biorremediación in situ
La biorremediación in situ, consiste en el tratamiento del material en el lugar donde
ocurrió el proceso de contaminación, este tipo de técnica se aplica cuando es difícil excavar el
suelo, cuando la contaminación está en una zona muy profunda, o cuando se trata de grandes
cantidades de suelo contaminado, este tipo de tratamiento corresponde a los procesos en fase
sólida, los cuales son empleados tanto en la superficie, como en el subsuelo de las áreas
contaminadas.La técnica se puede utilizar tanto en aguas subterráneas contaminadas, así como
también en suelos afectados con compuestos orgánicos. Éste es un proceso natural que se puede
aplicar a los residuos peligrosos y se ha desarrollado como una técnica económica y viable. Entre
los métodos tenemos la bioventilación y la bioestimulación (Levin & Gealt, 1997).
5.1.1. Bioventilación o bioventig
La bioventilación es un tratamiento de biorrecuperación in situ que consiste en la
inyección de aire bien sea en aguas o suelos, a través de pozos de inyección, ayudando a la
degradación del hidrocarburo por dos motivos: por la volatilización, ya que se favorece la
migración de la fase volátil de los contaminantes, y la otra razón se basa en la acción de los
microorganismos, ya que al incrementar la oxigenación se estimula la actividad bacteriana
especialmente las bacterias aerobias, ocurriendo al mismo tiempo el proceso de bioestimulación
(Maroto, 2002).
La técnica de bioventilación es ideal para terrenos con zonas vadosas que han sido
afectadas por hidrocarburos, donde existen contaminantes con altos contenidos de compuestos
volátiles como: gasolinas, jet-fuel, y solventes entre otros, que pueden ser removidos fácilmente
mediante esta técnica (Lyly & Cerniglia, 1995).
Para tener éxito en la aplicación de esta técnica es necesario conocer algunos aspectos
como la geología, geoquímica, hidrología, ya que se puede evitar que la contaminación se
extienda.
También es importante conocer la composición del contaminante, así como la
concentración, y grado de solubilidad. Los aportes de oxígeno deben ser suficientes, las
condiciones de pH deben estar entre 6-8, la temperatura entre 0-40 ºC y los nutrientes en el suelo
en una relación nitrógeno-fósforo (N:P) de 10:1. El mantenimiento de la humedad entre otros, es
un factor que hay que controlar para lograr el éxito del tratamiento (Maroto, 2002).
En un tratamiento in situ para una zona vadosa adicionando nutrientes, humedad y aire
mediante ventilación a través de un sistema de drenaje, durante un período de 250 días de ensayo,
la concentración de gasolina en la arena descendió de 17.000 ppm hasta 100 ppm, es decir una
remoción del 99% del hidrocarburo. El investigador señala que el 58% de la gasolina se separó
mediante evaporación originada por la ventilación, el 27% desapareció por la degradación
microbiana, y el 7.5% se incorporó al agua recuperada y el 6.8% se perdió debido a la
evaporación incontrolada. Cabe destacar que cuando se aplica esta técnica los gases y vapores
recogidos deben pasarse a través de columnas de carbón vegetal para tratarlos antes de su emisión
a la atmósfera (Levin & Gealt, 1997).
5.1.2 La bioestimulación
La bioestimulación o bioaumentación, se basa en la degradación del material
contaminante mediante el estímulo de una población microbiana autóctona, con sólo la adición de
la humedad y los nutrientes necesarios. Este tipo de tratamiento está englobado como una técnica
de biorremdiación in situ de muy bajo costo y durante el desarrollo de la actividad microbiana
ocurren cambios en las condiciones físico-químicas en la interacción suelo-contaminante y por
supuesto en la tasa de biodegradación que tienen lugar de forma natural en el medio. Este proceso
se conoce como la biotransformación natural.
La bioestimulación consiste en la modificación ambiental capaz de suprimir algún factor
limitante que pudiese afectar la velocidad del crecimiento microbiano. Para que los
microorganismos autóctonos puedan degradar el material contaminante, especialmente se le
suministran los nutrientes, la humedad y el aceptor de electrones adecuados, entre los que
destacan el oxígeno y el nitrato. Entre los factores que hay que tomar en cuenta cuando se
desarrolla una propuesta de biorremediación, uno de los de mayor importancia inmediata a
evaluar, es la presencia de población bacteriana en el lugar capaz de degradar el residuo. Las
bacterias se han utilizado también para inducir la polimerización de residuos peligrosos,
observando retrasos en el proceso debido a la producción de sustancias que resultan tóxicas para
los microorganismos, especialmente en el caso de los PCB`s e hidrocarburos policlorados con
anillos que contengan mas de 5 carbonos y residuos mezclados que contengan isótopos (Levin &
Gealt, 1997).
Los microorganismos capaces de llevar a cabo el proceso de degradación pueden
metabolizar hidrocarburos para obtener así, el carbono y la energía, necesarios para su
crecimiento. Las bacterias son las principales protagonistas de los procesos de degradación, el
número y tipo dependerá del agente contaminante que se quiera destruir o transformar. Los
sistemas de biorremediación en operación en la actualidad cuentan con microorganismos
autóctonos de sitios contaminados, ya que se ha demostrado que son más eficientes para
biodegradar los contaminantes, debido a que están adaptados a las condiciones del medio. Las
bacterias pueden ser utilizadas de manera aislada (individual) o en grupo (asociaciones) y
pueden ser autóctonas, nativas, o exógenas de otro ambiente (Romero, 2001).
Las bacterias activas en sistemas de tratamiento biológico normalmente incluyen cepas
distintas, es común encontrar una gran diversidad biológica, y éstas utilizan diferentes sustratos
primarios en forma diferente, como ejemplo se tiene que las bacterias que utilizan fenol como
donante primario, son diferentes a las que utilizan amoníaco como aceptor de electrones, pero si
son similares a las que degradan benceno. Es importante observar a los microorganismos
empleados en el tratamiento biológico como un consorcio, comunidad o asociación, la cual puede
estar constituida por dos o mas microorganismos que viven en estrecha proximidad uno al otro e
interactúan, en forma positiva para que uno se beneficie del otro y así sucesivamente. Wolfaardt,
1994, señala que se han aislado cepas bacterianas a las cuales se les proporciona el compuesto en
estudio como fuente de carbono, y son incapaces de mineralizarlo. En otros casos la asociación
de microorganismos puede llevar a cabo más fácilmente la biodegradación que cuando se utiliza
un cultivo puro (Eweis y col, 1999).
5.1.3. Aspectos a considerar en la biorremediación in situ.
La implementación de sistemas in situ requiere tomar en cuenta una serie de pasos
iniciales para realizar la caracterización física, química y biológica del sitio afectado. Los
primeros aspectos importantes necesarios para la implantación de un programa de
biorremediación in situ comienzan por la evaluación de la factibilidad y finalizan con el diseño
ingenieril la cuestiones de ingeniería y el aspecto económico (Lyly & Cerniglia, 1995). La
extensión del grado de contaminación y los rangos de concentración de los distintos
contaminantes necesitan ser definidos para determinar el alcance del problema. Las propiedades
físicas y químicas influyen en gran manera sobre la aireación, la disponibilidad de nutrientes y
demás condiciones, y por lo tanto, sobre la actividad biológica.
Cuando un sitio contaminado se plantea la alternativa de utilizar microorganismos para
eliminar o disminuir la peligrosidad de los contaminantes, es importante determinar si el sitio
cuenta con una población indígena que produzca metabolitos adecuados para solventar el
problema específico. Es importante evaluar la necesidad de adicionar minerales para estimular la
biodegradación, que pudieran ser un factor limitante de este proceso. Para lograr una degradación
óptima es crucial llevar a cabo ensayos de factibilidad con el fin de establecer que componentes
son necesarios y en qué concentraciones, así mismo, otro aspecto a considerar es el estudio de
tratabilidad, el cual consiste en una serie de evaluaciones de laboratorio, el estudio piloto y las
demostraciones de campo. Los estudios de laboratorio permiten obtener información para la
selección del mejor programa de tratamiento. El estudio piloto y las demostraciones de campo
aportan información variada y más certera para el control de los parámetros del proceso y los
criterios de diseño. El estudio de biotratabilidad es un prerrequisito para muchos proyectos de
biorremediación. Unas de las razones fundamentales para llevar a cabo los estudios de
tratabilidad es determinar la capacidad de aumento de la población, para incrementar su densidad
microbiana, y el grado de biodegradación posible en condiciones ideales de laboratorio (Meza &
Lugo, 2001).
5.2. Biorremediación ex situ.
Esta técnica consiste en la excavación y remoción del suelo contaminado, su colocación
sobre una capa impermeable para evitar la difusión del contamínate, posteriormente es irrigado,
fertilizado y aireado periódicamente, estimulando lo microorganismos a la biotransformación y
mineralización del contaminante. (Araujo, 2000). Este tipo de tratamiento puede realizase lejos
o cerca del punto donde ocurrió la contaminación. Generalmente el medio contaminado se debe
excavar ya que el nivel de contaminación que presenta es inhibitorio para poder llevar a cabo el
proceso de biorremediación; frecuentemente, éste es le caso de lagunas, fosas o estanques que se
han usado como almacenamiento de vertidos de desechos peligrosos, el procedimiento que se
aplica en estos casos consiste en el mezclado con suelo limpio para diluir el residuo y bajar los
niveles de concentración hasta el punto en que se pueda tener eficiencia en el tratamiento (Eweis
y col, 1999; PDVSA, 2002).
Levin & Gealt, 1997, reportan que concentraciones mayores de 10.000 mg/kg, son
inhibitorias para el crecimiento bacteriano, el pH del suelo se debe ajustar entre 7-8. La técnica
mediante la cual los desechos orgánicos son esparcidos en suelo en forma controlada de acuerdo
con la normativa ambiental en el caso de Venezuela el Decreto, 2635, de la norma para el control
y la recuperación y manejo de desechos peligrosos, se le denomina esparcimiento en suelo
(landfarming). Durante el tratamiento se controla factores como la aireación mediante el pase de
rastra con el tractor agrícola, los niveles de humedad se mantienen mediante el suministro de
agua en forma artificial y si es necesario se suplementa con nutrientes inorgánicos como el
nitrógeno y fósforo, la degradación del material contaminante ocurre por las poblaciones
microbianas autóctonas presentes en el suelo (PDVSA, 2002).
La normativa ambiental Venezolana según el Decreto 2635, artículo 53, del manejo de
desechos peligrosos, establece que el material contaminado, debe encontrarse entre el 1 y 10%
p/p, de hidrocarburos totales, para aplicar la técnica de biorremediación de materiales
contaminados con hidrocarburos (Decreto 2635, 1998).
Cuando la técnica de landfarming se aplica se deben considerar factores como: la
profundidad del agua subterránea, drenaje del suelo, pendiente, distancia de centros poblados,
clima, y el tipo de suelo; así como las exigencias de las autoridades ambientales. El tratamiento
ex situ se basa en los mismos principios que el tratamiento in situ, la diferencia radica en el
transporte y en el costo del tratamiento. Esta técnica se ha aplicado a una gran cantidad de
residuos, especialmente a los desechos petrolizados, lodos y fangos, entre otros. Bogart, 1988,
estudió el tratamiento con lechos mejorando la reducción del contenido de creosota en el suelo
de 6200 ppm y 3000 ppm, reduciéndolos hasta 800 y 100 ppm (87 y 96,66%) respectivamente
(Eweis y col, 1999).
Existe otra técnica de biorremediación ex situ, denominada compostaje, que consiste en
formar montones con el suelo, llamados pilas, a las cuales se les airea mediante un sistema de
tuberías incorporadas, también se utiliza biofiltros para el tratamiento de los compuestos
orgánicos volátiles. Al igual que los otros sistemas, es importante tomar en cuenta los factores
físico-químicos como: pH, nutrientes, temperatura, y humedad. Generalmente el compostaje
ayuda a incrementar el metabolismo microbiano ya que los aumentos de temperatura alcanzados,
representa una ventaja para el desarrollo de bacterias termofilicas adaptadas a altas temperaturas
capaces de romper una gran cantidad de estructuras químicas de desechos peligrosos.
Las pilas de compostaje requieren de la adición de materia orgánica como esponjante
para mejorar la estructura del suelo, incrementando la porosidad, factor que permite una mayor
permeabilidad del aire. Entre estos materiales se encuentran los siguientes: estiércol de ganado,
pollo y caballo, heno, cascarilla de arroz, y virutas. La fuente de calor que suministran los
materiales sobre todo el estiércol de animales sirve como cometabolito.
Los microorganismos que biodegradan el contaminante pueden encontrarse en el agente
esponjante, a menudo se añade fangos o lodos de plantas de tratamiento de aguas residuales
domésticas para incrementar la flora microbiana, es importante señalar que para agregar la
cantidad adecuada de esponjante se deben realizar pruebas a nivel de laboratorio y a escala piloto
para determinar la composición adecuada de la pila de compostaje (Araujo, 2000).
6. Crecimiento bacteriano
El crecimiento es un incremento del número de células microbianas en una población, lo
cual también puede ser medido en aumento de la masa microbiana. La velocidad de crecimiento
es el cambio en el número de células o masa celular por unidad de tiempo, durante este ciclo de
división celular, todos los componentes se duplican, el tiempo requerido para que se realice el
proceso se denomina tiempo de duplicación, este tiempo varia dependiendo del tipo de
microorganismo, muchas bacterias tienen tiempos de generación de 3 horas, pero las conocidas
como de muy rápido crecimiento, pueden hacerlo en tan solo 10 minutos dependiendo de las
condiciones ambientales como temperatura, pH, nutrientes (Brock & Parker, 1999).
En general, cuando se siembra un medio de cultivo fresco con un número determinado de
microorganismos y se determina de manera intermitente la población bacteriana durante un
período aproximado de incubación de 24 horas, los resultados exhiben un comportamiento
similar al presentado en la Figura 2. Se aprecia que hay un período inicial en el que parece no
haber desarrollo denominado fase de latencia, seguido de un desarrollo rápido llamada fase
exponencial y después nivelación o fase estacionaria y finalmente un descenso en la población
viable.
Entre cada una de estas fases hay un período de transición, lo cual representa el
tiempo necesario para que todas las células pasen a la nueva fase; lo anterior es un
comportamiento típico, para todos los organismos tomados de un cultivo e inoculados en un
medio fresco (Jawetz y col, 1981; Prescot y col 1999; Brock & Parker, 1999).
Tiempo, h
A
B
C
D
Logari
tmo d
el
núm
ero
de b
acte
tias
Figura 2. Curva típica de crecimiento bacteriano (Brock & Parker, 1999)
7. Degradación microbiológica de hidrocarburos.
La descomposición microbiana del petróleo y sus derivados es de considerable
importancia económica y ambiental, el petróleo es una rica fuente de materia orgánica, y los
hidrocarburos que contiene son fácilmente atacables por diferentes microorganismos en
condiciones aerobias, mejorando el proceso con la adición de nutrientes, humedad y aireación
(Brock & Parker, 1999).
Los microorganismos pueden metabolizar los residuos orgánicos a través de una serie de
reacciones catalizadas por enzimas a temperatura ambiente. El metabolismo libera energía de los
residuos orgánicos y utiliza el carbono para sintetizar nuevo material celular, obteniéndose la
degradación del residuo orgánico. Adicionalmente, la degradación transforma el residuo en
compuestos más simples o cuando es completa los mineraliza a dióxido de carbono, agua y
biomasa. (La Grega y col, 1996).
Existe una gran variedad de bacterias que crecen en presencia de hidrocarburos, cuando
crecen en este medio las mismas producen polisacáridos y glicolípidos los cuales actúan como
solventes de los hidrocarburos, transportándolos hasta la membrana citoplasmática.
Las enzimas responsables de la degradación de hidrocarburos se localizan en la envoltura
celular de los microorganismos y son conocidas con el nombre oxígenasas, debido a que
introducen uno o mas átomos de oxígeno con el componente a degradar. Para el caso de los
hidrocarburos alifáticos, estas enzimas específicas son las monooxígenasas, las cuales incorporan
un átomo de oxígeno en el sustrato y otro átomo es reducido en el agua. Generalmente las mono-
oxígenasas operan en la oxidación de estructuras parafínicas.
La degradación de compuestos aromáticos se lleva a cabo mediante la acción de enzimas
dioxigenasas, las cuales catalizan la incorporación de dos átomos de oxígeno molecular en el
sustrato y tienen como función la oxidación del anillo aromático (Eweis y col, 1999).
7.1. Características de los hidrocarburos
Los hidrocarburos se consideran sustancias químicas biodegradables. Cuando las bacterias
crecen en presencia de hidrocarburos, los mismos pueden ser utilizados como fuente de energía y
nutrientes a través de procesos oxidativos. La oxidación de hidrocarburos se produce en forma
secuencial desde los compuestos más susceptibles (saturados y aromáticos) hasta los más
resistentes (resinas y asfaltenos).
El petróleo es una mezcla de compuestos de origen orgánico que contiene esencialmente
carbono e hidrógeno, con o sin la presencia de elementos no metálicos como el azufre, oxígeno,
y nitrógeno. Estos compuestos pueden estar en diferentes estados como sólido, líquido o
gaseoso, dependiendo de la naturaleza y las condiciones del yacimiento. El petróleo se presenta
en diferentes formas tales como: gas natural, condensado (fracción gaseosa), y como crudo.
(González, 1985).
El crudo es una mezcla compleja de hidrocarburos y pequeñas cantidades de otros
compuestos orgánicos heteroatómicos que contienen azufre, oxígeno, nitrógeno y trazas de
metales como vanadio y níquel. Además contiene diferentes hidrocarburos aromáticos y
compuestos heterocíclicos. Los hidrocarburos pueden dividirse en cuatro clases: saturados como
los n-alcanos, parafinas ramificadas y cíclicas; aromáticos entre los que destacan benceno y sus
derivados policondensados con o sin sustituyentes alquílicos; asfaltenos como los fenoles, ácidos
grasos, cetonas, ésteres y porfirinas y las resinas como las piridinas, quinolinas, carbaxoles,
sulfóxidos y amidas (Escobar & Galarraga, 1987).
7.1.1. Degradación de alifáticos
Los alifáticos son hidrocarburos llamados alcanos o parafinas, saturados por lo que están
formados por enlaces simples cuya constitución es más fácil de degradar, los compuestos entre
C10 y C22 (los n-alcanos y los n-alquilaromáticos), son los más fácilmente biodegradables. Pueden
Figura 3. Oxidación inicial de alcanos. (Eweis 1999).
R-CH2CH3+1/2O2 R-CH2CH2OH
R R-CH2CHO
R-CH2COOH
R`-CH2COOH+ CH3COOH
incluirse en este grupo de sustratos degradables aquellos compuestos parcialmente oxidados
como aldehídos, cetonas y compuestos fenólicos. Sin embargo, las moléculas más pequeñas de estos
químicos (C1 y C10), en altas concentraciones inhiben la degradación biológica ya que por ser
solventes rompen la membrana lipídica, por lo que tienden a ser más tóxicos para los
microorganismos. Entre estos compuestos se encuentran algunas gasolinas y diesel de bajo peso
molecular. Existen pocos tipos de microorganismos que pueden utilizar hidrocarburos alifaticos
saturados entre éstos se encuentran: Nocardia, Pseudomonas, Mycobacterium, algunas levaduras
y mohos (Brock & Parker, 1999).
Los alcanos, los alquilaromáticos y los aromáticos por encima de C22, presentan baja
toxicidad, pero sus características físicas, incluyendo su baja solubilidad en agua y su estado
sólido a temperaturas de 35°C, desfavorecen su biodegradabilidad. En la degradación de alcanos
la enzima monoxigenasa ataca al grupo terminal metílico para formar un alcohol el cual es
oxidado hasta un aldehído y su ácido graso Figura 3, (Eweis y col, 1999).
(
Los alquenos u olefinas son hidrocarburos alifáticos que presentan enlaces insaturados
dobles, el proceso de biorremediación en este caso ha sido menos estudiado, algunos autores
señalan que la biodegradación es más factible cuando el doble enlace se encuentra en el primer
carbono, que cuando está en el parte interna de la cadena, destacando dos rutas para el
metabolismo de los alquenos, o bien el doble enlace es oxidado (Figura 4) dando como producto
un diol, o la oxidación en el extremo de la cadena saturada. (Eweis y col, 1999).
Los hidrocarburos insaturados no son refractarios a la descomposición anóxica y pueden
ser oxidados por algunas bacterias reductoras de sulfato y otras bacterias anaerobias (Brock &
Parker, 1999).
En un estudio realizado por Ward, 2003, donde se inoculó con un 10% v/p de cultivo
mixto a un reactor contentivo de suelo con desechos petrolizados de refinería, incubados a 37 ºC,
por 14 días en el Shaquer a 200 r.p.m, obtuvo reducción de 45% de los saturados, seguido de los
aromáticos con 32%, 10% en el caso de las resinas y finalmente 7,4% de los asfáltenos (Ward,
2003).
R-CH=CH2
HOOC-(CH2)n-CH=CH2 R-CH2-CH2
(Ácido) OH OH (Diol)
R-CH-CH2 HIDRATACIÓN
O
Figura 4. Metabolismo de 1-alquenos. (Eweis y col, 1999).
7.1.2 Degradación de cicloalcanos
Los cicloalcanos son hidrocarburos cíclicos menos degradables que sus isómeros de
cadena lineal pero más degradables que los hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAH). La
biodegradabiliadad de los cicloalcanos tiende a decrecer con el incremento del número de anillos
en su estructura, como es el caso de los PAH. Los cicloalcanos con un grupo alquíl son más
fácilmente degradados que los no sustituidos y lo cicloalcanos con cadenas largas son más
fácilmente degradados que cuando presentan grupos metilo o etilo. Las moléculas complejas
serán particularmente degradadas pero una porción de la molécula puede ser recalcitrante,
contrariamente, el alquil puede aumentar la solubilidad y convirtiendo así la estructura del
cicloalcano en otra más disponible para la degradación bacteriana. Los cicloalcanos son
degradados por ataques de oxidasas (Figura 5) dando como producto un alcohol cíclico el cual es
deshidrogenado a una cetona. El alquilcicloalcano sufre un ataque inicial en el grupo alquilo,
dando como resultado un ácido graso, por esta razón las cetonas cíclicas y los cicloalcanos-ácidos
carboxílicos son siempre los productos primarios del metabolismo de los cicloalcanos, (Eweis y
col, 1999). La biodegradación de cicloalcanos requiere cooperación sinergística de dos o más
especies microbianas; y los cicloalcanos de C10 o menos presentan alto grado de toxicidad por su
capacidad de disolver la membrana celular de los microorganismos (Araujo, 2000).
Figura 5. Degradación de cicloalcanos. (Eweis y col, 1999)
7.1.3. Degradación de aromáticos
Los aromáticos se caracterizan por presentar un anillo de seis carbonos con enlaces
simples y dobles alternos, el primer miembro de la serie es el benceno (C6H6). Los hidrocarburos
aromáticos son biodegradables, pero dependiendo del número de anillos aromáticos que
presenten, ya que a medida que aumentan los anillos se hacen menos biodegradables. Los
sistemas aromáticos y cicloparafínicos, particularmente aquellos con cuatro o más anillos, tales
como: el benzopireno y el benzoantraceno, así como otros componentes de las ceras, el bitumen y
los asfaltos se consideran los más resistentes a la biodegradación. El benceno, toluenos
etilbenceno, y xileno conforman los llamados BTEX, (Figura 6) componentes de las gasolinas
para mejorar el proceso de combustión, pero que resultan ser muy volátiles y solubles en agua lo
que aumenta su peligrosidad además de ser cancerígenos (Eweis y col, 1999).
Figura 6. Estructura molecular del Benceno, tolueno, etilbenceno, xileno (BTEX)
Muchos hidrocarburos aromáticos se pueden usar aeróbicamente por microorganismos
como donadores de electrones, entre ellos algunas bacterias del género Pseudomonas, la cual ha
sido ampliamente estudiada. Se ha demostrado el metabolismo de estos compuestos, algunos de
los cuales son muy complejos. (Brock & Parker, 1999). La biodegradación de aromáticos
involucra dos etapas; la activación del anillo y la rotura del anillo. La activación involucra la
incorporación de oxígeno molecular dentro del anillo, esto es, deshidroxilación del núcleo
aromático, esta etapa es llevada a cabo por enzimas conocidas como oxígenasas. Las
monooxigenasas, catalizan la incorporación de un sólo átomo de oxígeno para formar un grupo
epóxido el cual después sufre una deshidratación para producir un transdihidrodiol (Eweis y col,
1999).
Sin embargo, las bacterias utilizan las dioxigenasas, que catalizan la incorporación de dos
átomos de oxígeno molecular a un mismo tiempo para formar un dihidrodiol, estas reacciones de
desoxigenación han sido descritas para el benceno, halogenados, tolueno, xilenos, bifenilos,
naftaleno, antraceno, fenantreno, benzopireno y 3-metil-1,2-dihidrobenzo. Los dihidrodioles son
posteriormente oxidados a derivados dihidroxilados tales como catecol, los cuales son
precursores para romper el anillo (Figura 7) el catecol puede ser oxidado por la vía orto, la cual
involucra rotura de los enlaces entre átomos de carbono entre los grupos hidroxilos dando
producto ácido mucónico; o vía meta, la cual involucra la rotura entre átomos de carbono con un
grupo hidroxilo y el átomo de carbono vecino para producir el ácido (6-formil-2hidroxi-2,4-
hexadienoico) y el (2-hidroximucónico semialdehído) (Eweis y col, 1999).
Walker & Colwel, 1976, en un estudio realizado a nivel de laboratorio para la
biodegradación de materiales contaminados con hidrocarburos provenientes de dos países
diferentes, obtuvo remociones de las fracciones de aromáticos en un tiempo de 4 semanas, del
10% en los casos donde el crudo era de Louisiana y del 41% en el crudo de Kuwait.
Figura 7. Degradación de compuestos aromáticos (Eweis y col, 1999)
7.1.4. Degradación de resinas y asfáltenos
Los asfaltenos y resinas son compuestos de alto peso molecular que contienen nitrógeno,
azufre y oxígeno, comúnmente presentan estructuras muy complejas compuestas por cadenas de
hidrocarburos ligadas a ramificaciones de aromáticos policíclicos, los cuales incluyen en su
estructura a metales como el níquel y el vanadio. Generalmente estos compuestos son
recalcitratantes debido a la insolubilidad y la presencia de grupos funcionales que los protegen de
los ataques microbianos por las extensivas estructuras de anillos aromáticos que poseen. Los
asfaltenos presentan una mezcla de compuestos polares insolubles entre los que se encuentran
ácidos fenólicos, ácidos carboxílicos, cetonas, ésteres, y porfirinas entre otros, generalmente
originados como productos extracelulares del crecimiento microbiano en la degradación de
crudos. Las resinas están compuestas generalmente por pirimidinas, quinoles, carbazoles,
sulfóxidos y compuestos que incorporan en su estructura nitrógeno, azufre, y oxígeno (N, S y O)
(Eweis y col, 1999).
Cantidades relativas y a veces absolutas de resinas y asfaltenos tienden a incrementarse
durante el proceso de biorremdiación de hidrocarburos de petróleo debido a la resistencia a la
degradación y la creación por reacciones de condensación que ocurren en el proceso. Algunos
estudios han publicado la eliminación de asfaltenos y resinas por medio de la vía del
cometabolismo en presencia de compuestos n-alcanos de C12 a C18 (Lehaly & Cowell 1990).
La degradación de crudos mediante la utilización de cultivos mixtos de bacterias con
suplemento de nutrientes como el nitrógeno y fósforo, manteniendo constante parámetros como
pH, temperatura y oxígeno, bajo estas condiciones lograron un 83% de remoción del crudo,
además analizaron la degradación de los componentes; saturados, aromáticos, resinas y asfaltenos
obteniendo: 97%, 81%, 52%, y 74% respectivamente.
Es importante señalar que la degradación de asfaltenos fue mayor que la de resinas,
situación que se explica, ya que los compuestos más polares se transforman en el proceso de
biorremediación y se van acumulando metabolitos en otras fracciones como es el caso de las
resinas quienes tienden a aumentar en algunos casos (Walker & Colwell, 1976).
Estos estudios concuerdan con lo reportado por Rotani y Col, 1986, quienes señalan que
los asfaltenos (utilizados como sustratos), en presencia de un cosustrato (n-alcano C12 a C18) fue
degradado en un 45%, durante este proceso de biotransformación se incrementó las fracciones
correspondientes a las resinas, resultados similares reportan Walter & Colwell, 1976, con un
incremento de las resinas en la cuarta semana de tratamiento.
8. El suelo
El suelo se define como una capa superficial de la corteza terrestre, que está en contacto
con la atmósfera, es un sistema abierto y dinámico constituido por las fases sólida, líquida y
gaseosa, cuya proporción va a estar determinada dependiendo del tipo de suelo. El suelo se puede
considerar como un cuerpo natural, sintetizado en su perfil a partir de una mezcla variable de
minerales desmenuzados y modificados atmosféricamente, junto con la materia orgánica en
desintegración, que cubre la tierra en una capa delgada y que proporciona, cuando contiene
cantidades adecuadas de aire y agua, el soporte mecánico y en gran parte el sustento de las
plantas. (Casanova, 1996; Avilan, 1988).
La parte sólida del suelo está constituida por compuestos inorgánicos y orgánicos, el
componente mineral de la mayoría de los suelos lo conforman compuestos como el silicio,
aluminio, hierro y otros como el calcio, magnesio, potasio, titanio entre otros, que se encuentran
en menor proporción.
La fracción orgánica la componen los restos de plantas y animales que se encuentran
depositados en estado de descomposición producto de la actividad microbiana especialmente de
bacterias y hongos, así como de animales muy pequeños como hormigas, termitas y larvas de
insectos. Èsta gran diversidad biológica de diferente naturaleza se encargan de realizar los cíclos
biogeoquímicos, y representan una fuente importante de suministro de nutrientes en especial de
nitrógeno, fósforo y azufre. (Fassbender, 1975; Casanova, 1996).
En lo que respecta a la parte líquida del suelo, ésta se encuentra representada por el agua
que queda atrapada entre los espacios vacíos o poros, que se forman entre las partículas de suelo,
los componentes orgánicos e inorgánicos se disuelven en el agua de manera de estar disponibles
como elementos nutricionales, para las plantas y los microorganismos (Federick, 1970).
La parte gaseosa del suelo, también resulta de la ocupación de los espacios porosos por
parte de gases como; el dióxido de carbono, oxígeno y nitrógeno, el aire en el suelo debe estar
equilibrado con la cantidad de agua, ya que ambos elementos son necesarios para que las raíces y
los microorganismos realicen el proceso de respiración (Sampat, 1973).
El aire del suelo difiere del aire atmosférico en varios aspectos, no es continuo, sino que
se localiza en masas de poros entre los sólidos del suelo; el contenido de humedad es mayor que
el del aire atmosférico, siendo alrededor del 100% en condiciones adecuadas de suministro de
agua; el contenido de bióxido de carbono es de 6 a 100 veces mayor, y el oxígeno es más bajo,
de 10% a 12%, en comparación con el 21% del aire atmosférico (Fassbender, 1975).
Las proporciones idealizadas volumétricamente en un suelo superficial, de buenas
condiciones para el desarrollo de las plantas son más o menos las siguientes: materia mineral (45-
50%), materia orgánica (0,5-5%), espacio poroso para la circulación de agua (25%), espacio
poroso para la circulación de aire (25%) (Fassbender, 1975).
8.1. Características físico-químicas y biológicas de los suelos.
Las características físico-químicas y biológicas de los suelos juegan un papel relevante en
cuanto a la posibilidad de la degradación de compuestos contaminantes, y si es posible la
actividad biológica en el mismo, de allí radica la importancia de estudiar estas propiedades para
establecer medidas que permitan controlar ciertos procesos para crear condiciones favorables
deseables para la recuperación de suelos contaminados. Las características y propiedades más
relevantes se describen a continuación.
8.1.1. Textura
La textura una característica morfológica del suelo, la cual se refiere a la proporción
relativa de arena, limo y arcilla, expresados como porcentajes en peso. A diferencia de otras
propiedades físicas, la textura es una característica permanente de los suelos. La textura del suelo
está relacionada con el tamaño de las partículas, la cual determina una idea de las condiciones de
fertilidad, comportamiento al laboreo, capacidad de retención de agua, disponibilidad de
nutrientes y contenido de aire que pueda presentar un suelo en particular (Sampat, 1973). Según
Fuentes, 1994, el contenido de las partículas individualizadas de los suelos en diversas fracciones
atendiendo a su tamaño, permiten clasificarlos texturalmente como arenoso, limoso, arcilloso, y
franco.
8.1.2. Estructura
El término estructura se define como una propiedad física de los suelos que, desde el
punto de vista morfológico, describe la forma de agregarse las partículas individuales del suelo en
unidades de mayor tamaño, situación que permite la formación de espacios porosos dependiendo
si existe el proceso de agregación o no. El grado de desarrollo de los agregados del suelo expresa
la cohesión de los mismos y la adherencia entre ellos, otra propiedad importante de la estructura
del suelo lo constituye el hecho de que si los granos retienen su forma cuando se humedecen y
permiten el paso de agua a través del suelo se dice que existe una estabilidad estructural del suelo
(Sampat, 1973).
La porosidad es una propiedad derivada de la estructura del suelo, esta depende del
volumen de suelo, de la forma de cada poro, y de la distribución global de los mismos. En este
sentido, otras propiedades como el movimiento de los fluidos, incluida la infiltración, la retención
de agua y la aireación se verán afectadas dependiendo del grado de estructuración de un suelo en
particular. En aquellos suelos donde la estructura es suelta y no adherida entre sí, tales como; los
depósitos de polvo no consolidados del desierto, se define como carente de estructura o bien
como poseedores de una estructura de grano simple. Por otro lado, los suelos con partículas
estrechamente unidas, como por ejemplo; las arcillas secas se definen como poseedores de una
estructura en masa. Los suelos con una estructura intermedia entre las descritas anteriormente se
definen como agregados (Eweis y col, 1999).
8.1.3. pH del suelo.
El pH del suelo viene determinada en su mayor parte por la cantidad de cationes
hidrógeno fijados en relación con los demás iones, éste es un parámetro importante para definir la
movilidad del catión, debido a que en medios de pH moderadamente alto se produce la
precipitación como hidróxidos. En medios muy alcalinos, pueden nuevamente pasar a la solución
como hidroxicomplejos (Espinosa, 1994).
El pH puede afectar la disponibilidad de los nutrientes, tanto como para las plantas como
para los microorganismos, para que se puedan aprovechar los distintos nutrientes, éstos
obviamente deben estar disueltos, los valores extremos de pH pueden provocar la precipitación
de ciertos nutrientes con lo que permanecen en forma no disponible, además este parámetro es
determinante en la concentración de iones y sustancias tóxicas, así como en la capacidad de
intercambio cationico del suelo, influyendo en la actividad biológica de la micro-flora y la micro-
fauna del suelo (Fernández, 1992).
En el caso de los microorganismos, los suelos con pH ácidos, son poco propicios para el
normal desarrollo de éstos especialmente las bacterias. La mayor parte de los microbios
progresan bien en medios ligeramente ácidos o ligeramente alcalinos, esto se consigue en valores
de pH cercanos a 7.0, sin embargo existen bacterias como el Thiobacillus thioxidans, que se
desarrollan en pH extremadamente ácidos con valores de 2, lo cual explica que la fuerza tóxica
de los ácidos a los microorganismos depende de la acidotolerancia de cada especie en particular
(Garassini, 1967). Por otra parte Jawetz, 1981, reporta que existen bacterias que se adaptan a
condiciones alcalinas, tal es el caso de bacterias del genero Alcaligenes, cuyo pH óptimo se ubica
en valores de 8.5.
8.1.4. Potencial redox del suelo
Se denomina potencial redox de un suelo a la capacidad reductora u oxidativa del mismo.
Esta característica guarda relación con la aireación (velocidad de difusión de O2) y el pH, que
también determinan la actividad microbiana. El agua influye en estos procesos al modificar la
distribución de la atmósfera del suelo, y con ello la difusión del O2. El potencial redox afecta a
aquellos elementos que pueden existir en más de un estado de oxidación (por ejemplo C, N, S,
Fe, Mn y Cu) característica que debe considerarse antes de aplicar abonos u otras substancias, ya
que puede ocurrir que la forma a la que la reviertan tras una oxidación o reducción no tenga la
incidencia esperada (Espinosa, 1994).
8.1.5. La temperatura
La temperatura en el suelo es una medida de la intensidad o nivel de calor, éste es un
factor que cambia según la época del año, hora del día y la profundidad del mismo. Las
temperaturas en el suelo pueden presentar variaciones, en forma general se puede decir que en el
suelo a medida que la profundidad es menor las oscilaciones de la temperatura máxima y mínima
son mayores; en tanto que a mayor profundidad de las variaciones de la temperatura resultan
menores (Sampat, 1975).
Durante los períodos de calor, la cantidad de bacterias en el suelo aumenta y por lo tanto,
la actividad biológica es mayor. Los suelos pueden calentarse hasta temperatura donde solo
pueden proliferar bacterias termófilas, y puede ocurrir lo contrario en períodos del año donde las
temperaturas están por debajo de 0 ºC, se adaptan los microorganismos criófilos, es decir, los
periodos estacionales pueden causar fluctuaciones en las poblaciones microbianas (Garassini,
1967).
La temperatura del suelo está relacionada con numerosos factores, esencialmente, el calor
del suelo proviene de dos fuentes: la radiación solar y la conducción del interior de la tierra.
Ambas fuentes influyen en los cambios de temperatura en el suelo. En forma general se puede
decir que este parámetro está influenciado por diferentes factores ambientales del medio, entre
los que destacan: evaporación, lluvias, vegetación, capacidad térmica, conductividad, actividad
biológica, estructura, textura, humedad y la composición mineralógica del suelo (Sampat, 1975).
La temperatura en el suelo se puede controlar en forma limitada, sus cambios pueden
ocasionar efectos sobre la actividad biológica, por lo que su manejo puede tener efectos
significativos.
Se puede modificar la temperatura de un suelo aunque existan factores ambientales como
el clima que escapa del control, entre estos cambios tenemos el contenido de humedad y de la
estructura del suelo los cuales pueden alterar la conductividad térmica del suelo. Un ajuste de la
aspereza del suelo y del contenido de humedad, modifican la capacidad de absorción del calor, la
radiación y la conducción de la energía del calor exterior del suelo.
El uso de coberturas es uno de los medio más efectivos que influyen en la temperatura del
suelo, los residuos de cosecha, papel o plástico se han usado para este propósito.
Con una cobertura plástica transparente clara o verde se aumenta la temperatura en el
suelo, ya que permite la entrada más no la salida del calor del suelo a la atmósfera manteniéndolo
(Sampat, 1975).
8.1.6. Nutrientes del suelo
Uno de los aspectos más importantes de la química de los suelos está relacionado con el
estudio de los diferentes elementos nutritivos. Esto abarca los distintos procesos concernientes al
contenido y formas de los elementos nutritivos integrados en los diversos aspectos de la génesis y
desarrollo de los suelos, la nutrición de las plantas y la fertilización de los suelos, que sirve como
base para la clasificación de los suelos con fines agrícolas (Fassbender, 1975).
Los microorganismos necesitan material alimenticio para poder vivir; la presencia de
suficiente material orgánico es una condición muy importante para el desarrollo de una buena
microflora (Garassini, 1974).
El carbono, hidrogeno, oxígeno, nitrógeno, fósforo y azufre (C, H, O, N, P, y S) son
constituyentes principales del protoplasma celular por lo tanto son requeridos y se les denomina
macronutrientes debido a que se les necesita en mayor cantidad. Los micronutrientes (Fe, Cu,
Zn, Mn, B, Cl y Mo) son aquellos requerimientos que se necesitan en pequeñas proporciones;
estos elementos (macronutrientes y micronutrientes) son absorbidos a través del agua y del suelo.
Los elementos hidrógeno (H), oxígeno (O) y carbono (C) son tomado del aire y del agua
presentes en el suelo, absorbidos en forma de dióxido de carbono (CO2) y agua (H2O)
constituyendo los elementos estructurales principales de los carbohidratos (Casanova, 1994) por
otra parte, Garassini, 1974, señala que las mismas sales utilizadas por las plantas superiores son
también asimiladas por las bacterias, quienes han mostrado respuestas en términos de crecimiento
celular cuado estos nutrientes son agregados al medio donde se desarrollan (Garassini, 1974).
Los nutrientes en el suelo se pueden suministrar dependiendo de la deficiencia de
minerales que éstos presenten en el análisis químico del suelo realizado a nivel de laboratorio.
Existen diferentes fuentes de elementos nutritivos que pueden aplicarse como fertilizantes
sencillos o bien mezclas de éstos. Los fertilizantes pueden ser nitrogenados que pueden ser a su
vez inorgánicos y elaborados. Teniendo entre los inorgánicos naturales el nitrato de sodio y los
orgánicos naturales: estiércol, harinas, pescado guano entre otros. Los nitrogenados elaborados se
agrupan en: inorgánicos como el sulfato de amonio, nitrato de sodio, nitrato de amonio, nitrato de
potasio y el cloruro de amonio, por otra parte los orgánicos como la urea y cianamida cálcica.
Los fertilizantes fosfatados pueden agruparse también en naturales y elaborados, con las
subdivisiones de naturales inorgánicos: fosfato de rocas primarias y secundarias. Los elaborados
inorgánicos: superfosfatos simples, dobles y triples. Los naturales orgánicos están representados
por el carbón animal, guano. Los fertilizantes potásicos están representaos por fuentes naturales y
elaboradas, entre los que destacan cloruro de potasio, sulfato de potasio, carbonato de potasio
entre otros. Mientras que los fertilizantes sulfatados, cálcicos y magnésicos tienen sus fuentes en
el azufre elemental, yeso y sulfuros, carbonato de calcio, oxido de calcio, hidróxido de calcio,
margas y dolomitas sulfato de magnesio y magnesita respectivamente (Fernández, 1992).
Los requerimientos nutricionales de los microorganismos constituyen uno de los
principales factores que deben tomarse en cuenta a la hora de establecer un plan de fertilización
para un programa de saneamiento de un área contaminada, el proceso de biodegradación requiere
de la adición de nutrientes en cuyos casos exista deficiencia en el suelo, ya que la carencia de los
mismos resultaría en un detrimento de la actividad biológica, lo que traería como consecuencia
poca remoción de los compuestos orgánicos que se requieran degradar. Stanier y Col, 1965,
estudiaron el efecto de los nutrientes, estableciendo una la relación carbono, nitrógeno y fósforo
de (C:N:P); 120:10:2, así como también el requerimiento de micronutrientes como el sulfuro y
trazas de nutrientes como; el potasio, calcio, magnesio, hierro, zinc, cobre, cobalto y manganeso,
requeridos para un óptimo crecimiento biológico. Según Fogel, 1994, citado por Eweis y col,
1999, la adición de nutrientes se puede llevar a cabo a través de fertilizantes orgánicos o
inorgánicos, especialmente los mas solubles de manera tal de que pasen a la solución de suelo y
estén disponibles para los microorganismos (Eweis y col, 1999).
Cuando se agregan los fertilizantes al suelo ocurre una actividad o movimiento biológico,
físico y químico, traducidos en lo siguientes efectos: suministra sustancias nutritivas,
especialmente nitrógeno y fósforo, se modifican las condiciones físicas y químicas del suelo
especialmente humedad y capacidad buffer, se favorece el crecimiento de microorganismos
(Garassini, 1974).
8.1.7. Capacidad de intercambio catiónico
La capacidad de intercambio catiónico es una propiedad de los suelos definida como un
conjunto de partículas con capacidad de adsorber moléculas polares e iones, proceso de adsorción
que está en equilibrio con las concentraciones relativas en la solución del suelo. Las partículas de
arcilla y del complejo arcilloso – húmico se encuentran cargadas negativamente, por lo que atraen
los iones de carga positiva, adsorbiéndolos. Por ello, el complejo arcilloso – húmico se llama
también complejo adsorbente. El complejo de cambio actúa como almacén donde están fijados
reversiblemente muchos de los elementos nutritivos para las plantas. El complejo de cambio
permite a las plantas absorber los elementos minerales a medida que lo precisan, esto es posible
debido al intercambio de éstos por sustancias de carga positiva como el ión hidronio (H+) o
radicales orgánicos, que las plantas segregan. El complejo de cambio esta muy relacionado con el
pH del suelo de forma que al aumentar el pH aumenta el complejo de cambio. En general cuanto
mayor sea la capacidad de intercambio catiónico, mayor será la capacidad del suelo de fijar
metales. El poder de adsorción de los distintos metales depende de su valencia y del radio iónico
hidratado; a mayor tamaño y menor valencia, quedan menos fuertemente retenidos.
8.1.8. Conductividad eléctrica
La conductividad eléctrica es una medida de la concentración de las sales solubles en el
suelo, entre los iones que contribuyen principalmente a la salinidad de suelo se encuentran; Cl-,
SO4-2
, HCO3-, CO3
-2, Na
+, Ca
+2, Mg
+2 y rara vez los NO3
- y K
+. Las sales de estos iones se
presentan en muy variadas concentraciones y proporciones, estas pueden ser de origen geológico,
pero con mayor frecuencia su presencia en los suelos se debe a los aportes de las aguas de riego
que las contienen. Las plantas superiores difieren en la tolerancia a estas sales, éstas absorben el
agua y los nutrientes de la solución de suelo a través de los numerosos pelos radiculares, en un
proceso denominado ósmosis. El agua puede moverse del suelo a las raíces sólo si el potencial
hídrico dentro de las raíces es menor que el potencial hídrico de la solución del suelo. Las sales,
los azúcares, nutrientes y otros compuestos solubles contribuyen a forjar el potencial hídrico
promedio de las plantas (Fernández, 1992).
La solubilidad de las sales es una propiedad muy importante, pues además de afectar a la
movilidad y precipitación, va a regular su máxima concentración en la solución del suelo. Cuanto
mayor sea ésta, mayor es el efecto perjudicial para los cultivos. Las sales más tóxicas son las que
presentan elevadas solubilidades, que darán soluciones muy concentradas. Por el contrario las
sales con baja solubilidad no representarán ningún problema ya que precipitarán antes de alcanzar
niveles perjudiciales los cloruros y nitratos son los más solubles, después los bicarbonatos junto a
los sulfatos, siendo en general los menos solubles los carbonatos (Fusagri, 1984).
En lo que respecta a los microorganismos, existen especies adaptadas a condiciones
salinas y estos son denominados halófilos, y se caracterizan por requerir altas concentraciones de
sales para sobrevivir. Pero en forma general las bacterias pueden tolerar una amplia gama de
presiones osmóticas externas y de fuerzas iónicas, debido a la capacidad de regular la
osmolalidad y concentración iónica interna, procesos regulados por el transporte de K+ al interior
de la célula (Jawets, 1981).
8.1.9. Cloruros
El cloruro de sodio es una de las sales más frecuente en los suelos salinos, junto con los
sulfatos sódico y magnésico, éste suele formar parte de las eflorescencias blancas que aparecen
en la superficie del suelo durante la estación seca. Su toxicidad es alta originada por la elevada
solubilidad que presenta ésta sal (Porta y col, 1994).
El cloruro magnésico se acumula en suelos que tienen una salinidad extremadamente alta.
Es una sal de toxicidad muy elevada y se puede formar en suelos con alto contenido en NaCl, en
los que el Na+ se intercambia con el Mg
2+ adsorbido en las posiciones de intercambio.
El cloruro cálcico, representa otra de las sales de solubilidad muy alta, es una sal muy
poco frecuente en suelos debido a la mayor estabilidad de otras sales cálcicas, como los sulfatos o
los carbonatos: El cloruro potásico presenta propiedades análogas a las del cloruro de sodio
(NaCl), aunque es poco frecuente en los suelos debido a que el K se inmoviliza en el suelo, bien
en las estructura de las arcillas o en la biomasa debido a su carácter de macronutriente.
8.1.10. Sulfatos
Los sulfatos se manifiestan generalmente como sales de sulfato sódico, magnésico, y
potásico. El sulfato sódico es frecuente en los suelos salinos, se manifiesta como eflorescencias
en la superficie del suelo, además presentan sabor jabonoso-salado. Su solubilidad se ve afectada
fuertemente por la temperatura, lo que hace que tienda a concentrarse en la superficie del suelo,
ya que durante el período cálido asciende a la superficie del suelo formando parte de las
eflorescencias (rasgo muy típico de los suelos salinos) y durante el período húmedo se lavan
menos que las otras sales menos tóxica que el sulfato magnésico, el cual es una sal frecuente en
los suelos salinos, muy soluble y altamente tóxica.
El sulfato potásico es escaso, se presenta de forma general en los suelos salinos, por lo
que no suele ser responsable de salinizaciones en condiciones naturales, aunque puede crear
problemas cuando se hace un mal uso de los abonos, junto con el cloruro de potasio (KCl) son las
sales menos tóxicas (Porta y col, 1994).
8.1.11 Carbonatos y bicarbonatos
Los carbonatos y bicarbonatos sódicos presentan una solubilidad elevada, aunque esta
condición depende de la temperatura. Su presencia en suelos en cantidades relativamente
elevadas implica condiciones de alcalinidad (pH > 9) debido a la formación de OH-:
Na2CO3 + H2O 2Na+ + HCO3
- + OH
-
HCO3- + H2O H2CO3 + OH
-
La presencia de otras sales solubles en la solución del suelo limita la formación del
carbonato y bicarbonato sódico, por lo que estas sales suelen ser abundantes cuando la salinidad
total es baja, ya que se pueden producir reacciones como:
Na2CO3 + CaSO4 CaCO3 + Na2SO4
Na2CO3 + MgSO4 MgCO3 + Na2SO4
El bicarbonato sódico es menos alcalino que el carbonato, debido a que el ácido carbónico
neutraliza en parte el efecto alcalino. Su solubilidad es también menor que la del carbonato.
El manejo de suelos ante la problemática de la salinidad requiere de prácticas agrícolas
para mejorar esa condición de salinidad. Depende de factores como la infiltración, topografía,
disponibilidad de agua de buena calidad entre otras. La técnica más usada es el lavado de sales
con láminas de agua de buena calidad, es decir, se aplica un exceso de agua mediante el riego,
con el objetivo de lixiviar las sales (Fernández, 1992).
8.1.12 Metales presentes en los suelos
Los metales son elementos químicos inorgánicos, conductores de electricidad y de calor,
insolubles en agua y con características físico-químicas propias de cada uno de ellos que los
diferencian de entre sí, algunos son mucho más duros y pesados, y más bien inertes o lo
suficiente para que se presenten en la naturaleza en estado libre y se obtengan fácilmente por
reducción de sus compuestos, a veces por simple calentamiento, los metales que impiden el
desarrollo de los seres vivos; o que al acumularse en ellos y ser consumidos pueden ocasionar
trastornos. En general son metales pesados el arsénico (As), cadmio (Cd), plomo (Pb), níquel
(Ni), plata (Ag), cromo (Cr) Zinc (Zn) entre otros (De Pool, 1990; Vargas 1984).
Las concentraciones de metales permitidas en la Legislación Ambiental Venezolana
referida al decreto 2635 de la “Normas para el control de la recuperación de materiales peligrosos
y el manejo de desechos peligrosos”, Nº 5245, Año, 1998, establece en las mezclas de desechos
petrolizados, ripos, suelo con derrame de petróleo entre otros, un limite máximo permisible de
metales para realizar el biotratamiento y el desecho pueda entrar en norma. El anexo D de este
decreto, se establecen los límites de concentración de metales en el lixiviado del desecho.
Cadmio: Es un metal que se presenta en los minerales en pequeñas cantidades. Los
compuestos como los óxidos (CdO), y los hidróxidos de cadmio Cd(OH)2, se disuelven
en presencia de compuesto amoniacal dando un ión complejo Cd(NH3)4++
. Su movilidad
en suelos es insignificante por su baja concentración; cuando se aplican herbicidas y
fungicidas en los cultivos, se hace presente su solubilización en las aguas internas. El
cadmio es considerado un metal altamente toxico, que causa trastornos renales en el
humano y en peces cuando la concentración excede 0,2 mg/lt en aguas (Vargas, 1984). El
decreto 2635, establece en el artículo 50, un límite de 8 mg/kg en suelos para que el
biotratamiento cumpla con la norma, mientras que el lixiviado debe tener un contenido de
1 mg/l.
Cobre: Este metal puede presentarse como Cu+1
y Cu+2
, siendo el último el de mayor
importancia, se caracteriza por ser conductor de electricidad así como la resistencia a la
corrosión. Se utiliza en la fabricación de pinturas, insecticidas, fungicidas y algicidas. El
cobre transfiere un sabor amargo al agua cuando las concentraciones superan los valores
de 0,06 mg/lt. Como algicida se utiliza en concentraciones de 2 mg/lt. La Organización
Mundial de la Salud, (OMS), en su norma Internacional para el Agua Potable, Año 1971,
establece un rango remisible de 0,05 mg/l y un máximo de 1,5mg/l (Vargas, 1984).
Cromo: El cromo no existe libre en la naturaleza, pero constituye complejos minerales
formados con hierro Fe(CrO2)2 y plomo PbCrO4. Sus compuestos pueden ser
trivalentes y hexavalentes, pero raramente se presenta en los suelos en su primera
forma. Carece de movilidad en suelos con pH neutro y bien aireados por su baja
solubilidad, o están presentes en cantidades tan pequeñas que su adición a los suelos es
insignificante. En consecuencia, la probabilidad de que llegue a las plantas es
relativamente baja, ya que ocurre poca absorción del mismo.
El cromo puede llegar a contaminar suelos y aguas producto de las descargas industriales,
el cromo hexavalente se le ha señalado como como causante de enfermedades
carcinogénicas (Vargas, 1984). El decreto 2635, establece en el artículo 50, un límite de
300 mg/kg en suelos para realizar que el biotratamiento cumpla con la norma, mientras
que el lixiviado debe presentar un contenido de 5 mg/l.
Mercurio: El mercurio es un metal que forma compuestos de oxidación Hg+1
, Hg+2
, no es
soluble en agua, este puede ser atacado por bacterias, las cuales lo transforman a mercurio
orgánico que puede ser ingerido y acumulado por ciertos organismos. Este metal es
considerado uno de los más tóxicos pues sus efectos perjudiciales son permanentes e
irreversibles, ya que es absorbido y acumulado a través de la cadena trófica. La OMS,
1971, establece un limite superior de 0,001 mg/l de mercurio en el agua potable (Vargas,
1984), mientras que el decreto 2635, establece en el artículo 50, un límite de 1 mg/kg en
suelos para que el biotratamiento cumpla con la norma, mientras que el lixiviado debe
presentar un contenido de 0,2 mg/l.
Plomo: El plomo puede manifestarse en la naturaleza de dos formas ya que es un
compuesto anfótero, es decir, comportándose como ácido (plumbitos y plumbatos) o de
carácter básico (sales y óxidos), generalmente se consigue como carbonato, PbCO3, y de
sulfato PbSO4; la amenaza ambiental de este metal proviene principalmente de la forma
en la cual es usado en compuestos químicos. El plomo se dispersa en la atmósfera como
gas (aditivos de la gasolina) o macro partículas (polvo o cenizas), y tiende a asentarse en
las plantas y el suelo o absorberse en el agua. Los compuestos de plomo como los
hidróxidos, son poco solubles en agua y debido a su carácter anfótero produce una
disolución ligeramente alcalina, y en presencia de ácidos forma sales de plomo que son
muy venenosas. Las sales de haluros, nitratos y acetatos son muy solubles en agua, y
entre las sales insolubles están los sulfatos y cromatos. Es un elemento no esencial, que
exhibe un alto potencial de toxicidad para las plantas, animales y humanos, los
constituyentes del suelo reaccionan con él, reduciendo significativamente su solubilidad a
niveles de pH 5.5 ó mayores, en aguas se toleran hasta 0,1 mg/l (Vargas, 1984).
Mientras que el decreto 2635, establece en el artículo 50, un límite de 150 mg/kg para que
el biotratamiento, cumpla con la norma, mientras que el lixiviado debe presentar un
contenido de 5 mg/l.
El zinc: Generalmente este metal se encuentra en la naturaleza como ZnS, (blanda),
ZnCO3 (esmisonita) y Zn2SiO4H2O (calamita), el Zinc, es considerado un metal pesado
relativamente poco tóxico en aguas se permiten concentraciones de 5-15mg/l (Vargas,
1984). Mientras que el decreto 2635, establece en el artículo 50, un límite de 300 mg/kg
en los suelos para que el biotratamiento cumpla con la norma.
Aluminio: El aluminio existe en la naturaleza en forma de compuestos; el más común es
la sal doble conocida como alumbre K2SO4.Al2(SO4)324H2O un sulfato básico de
aluminio y potasio. Generalmente es utilizado en el proceso de potabilizaciòn de aguas de
consumo humano. La toxicidad del aluminio no es absoluta sino relativa y depende de su
equilibrio con los demás cationes (Ca, Mg, K, Na), de la especie y variedad vegetal, y de
la saturación del complejo formado. El aluminio no depende de condiciones reducidas
para su movilización, pero sí de un pH por debajo de 5.5 (Vargas, 1984). Por otra parte
en el decreto 2635, establece en el artículo 50, un límite de 1,5 meq/100 g de suelo para
que el biotratamiento cumpla con la norma.
Níquel: Se encuentra en forma de compuestos minerales complejos. Las sales de níquel
trivalente, son raras e inestables; las de níquel bivalente como los nitratos, cloruros y
sulfatos forman hidratos; Ni(NO3)2.6H2O, NiCl2.6H2O y NiSO4.7H2O. A pesar de
su relación con el nitrógeno no es esencial para el crecimiento de las plantas, y su
solubilidad hace difícil su acumulación (Vargas 1984; De pool, 1990), mientras que el
decreto 2635, establece en el anexo D, un límite para el lixiviado de 5 mg/lt para cumplir
con la norma.
Vanadio: La abundancia de vanadio en la corteza terrestre es del orden de 0.02%. Está
muy distribuido, se conocen más de sesenta minerales, pero pocos depósitos donde se
concentre. El vanadio puro es raro, ya que es muy reactivo con oxígeno, nitrógeno y
carbono; se encuentra en los minerales combinados con otros metales como el plomo y el
potasio, y en grandes cantidades asociado a combustibles fósiles (crudo pesado, carbón).
El vanadio forma varios óxidos, cuyo carácter ácido aumenta con el grado de oxidación y
cuyas sales son coloreadas. Todos sus compuestos son tóxicos para cualquier organismo
(Vargas, 1984; De Pool, 1990).
8.1.12.1. Factores que afectan la movilidad de metales en el suelo
Las condiciones redox representan un factor que puede afectar indirectamente la
movilidad de metales. Así muchos metales están asociados o adsorbidos a hidróxidos de Fe+ y
Mn-, estos no son estables a potenciales bajos y se convierten en FeS o FeCO3 dependiendo de las
condiciones químicas, cuando esto ocurre los metales que estaban asociados con los hidróxidos
de Fe+ y Mn
-, se movilizan (Grassi,1991). En ambientes muy reductores el Fe
+ se puede combinar
con el S2-
hasta convertirse en pirita. Cuando los suelos y sedimentos contienen cantidades
significantes de pirita y aumenta el potenciales (creación de condiciones más oxidantes) el S2-
se
oxida a SO4= liberando cantidades de H2SO4, el suelo se acidifica fuertemente y los metales se
hacen muy solubles (Grassi, 1991).
Los óxidos e hidróxidos juegan un importante papel en la retención de los metales
pesados. Tienen una alta capacidad de fijar a los metales pesados e inmovilizarlos. Además, estos
compuestos se presentan finamente diseminados en la masa del suelo por lo que son muy activos.
Los suelos con altos contenidos de Fe+ y Mn-, tienen una gran capacidad de adsorber metales
divalentes, especialmente Cu, Pb y en menor extensión Zn, Co, Cr, Mo y Ni.
Otro factor que afecta la movilidad de los metales pesados en el suelo es el aumento en la
salinidad, ya que, puede incrementar la movilización de dichos metales por dos mecanismos.
Primeramente los cationes asociados con las sales (Na, K) pueden reemplazar a metales pesados
en lugares de adsorción. En segundo lugar los aniones cloruro pueden formar complejos solubles
estables con metales pesados tales como Cd, Zn y Hg. En definitiva, según la forma en la que se
encuentre el metal retenido en el suelo, así será la disponibilidad relativa por las plantas y por
tanto la incorporación en los organismos.
Al ir transcurriendo el tiempo disminuye la disponibilidad de los metales, ya que se van
fijando en las posiciones de adsorción más fuertes y también los geles van envejeciendo y se van
volviendo más cristalinos. En general se considera que la movilidad de los metales pesados es
muy baja, quedando acumulados en los primeros centímetros del suelo, siendo lixiviados a los
horizontes subsuperficiales en muy pequeñas cantidades. Es por ello que la presencia de altas
concentraciones en el horizonte superficial seguida de un drástico decrecimiento a los pocos
centímetros de profundidad es un buen criterio de diagnóstico de contaminación antrópica
(Fernández, 1992).
9. Lodos estabilizados
Los lodos presentan una consistencia delgada parecida a una pasta de coloración marrón
a negro, y poseen un olor terroso comparado por algunos al petróleo. Su composición química
puede variar considerablemente, dependiendo del número y tipos de industrias establecidas en la
comunidad, del tamaño y eficiencia de las plantas de tratamiento (Galloway & Jacobs, 1977).
Del procesamiento de las aguas de desechos de áreas domésticas y/o industriales se
obtienen los lodos residuales. La materia orgánica e inorgánica está separada por una variedad de
procesos para el tratamiento de aguas de desecho. Las aguas de desecho sufren un tratamiento
primario, en donde se hace una primera remoción de los sólidos por algún proceso físico, Ej.
separación por gravedad. Posteriormente, el agua de desechos es sujeta a procesos diseñados para
remover material coloidal y disuelto por un tratamiento químico o biológico. Luego el agua de
desecho restante puede incluir varías combinaciones de tratamiento físico y químicos. Los sólidos
removidos durante este proceso son generalmente altos en materia orgánica y son biológicamente
inestables. Ellos deben ser estabilizados por digestión aeróbica o anaeróbica (McCalla y Col,
1977).
La tecnología más común para el tratamiento de lodos residuales municipales aplicada en
Europa, es el proceso de lodos activados, en procesos biológicos que consumen grandes
cantidades de energía y generan grandes cantidades de lodos orgánicos los cuales son altamente
biodegradables. Para facilitar el manejo y la eliminación de los lodos se suelen aplicar procesos
de desecación (Bontoux y Col, 1998).
El lodo procedente de los depuradores de aguas residuales urbanos se denominan
biológicos. Los lodos producidos por la industria también se denominan biosólidos si su origen es
orgánico. Los lodos provenientes de planta de tratamientos de aguas residuales, aun cuando
tengan origen químico son considerados biosólidos. Los sólidos provenientes de los residuos de
los tratamientos primarios y secundarios, son los principales contribuyentes de la mayoría de los
biosólidos (Kielly, 1999).
También se utiliza el sistema de lagunas de estabilización, el cual consiste en estanques o
reservorios excavados en el suelo, de dimensiones específicas, diseñadas para el tratamiento
biológico de las aguas residuales domésticas e industriales a través de un proceso natural de
purificación bioquímica. En una laguna de estabilización, las bacterias degradan los compuestos
orgánicos existentes en la masa líquida bajo condiciones aerobias. Como resultado de esta
actividad se producen nuevas células, dióxido de carbono, agua, iones de sales minerales y
amoníacos (Bracho, 1986; Rivas, 1995; Aldana, 1995; Metcalf & Eddy, 1996).
Los lodos generados en las plantas de tratamiento varia en función del tipo de planta y el
modo de operación de la misma, durante este proceso de tratamiento de aguas residuales se
denominan; lodos sobrenadantes residuales. Están constituidos por bacterias aerobias que se
encargan de degradar orgánicamente el desecho mediante un proceso natural. Contienen en su
mayor parte sólidos sedimentables y cerca del 60% de sólidos suspendidos.
Cuando el agua residual penetra en el sistema una gran cantidad de sólidos se asientan en
el fondo para formar una capa de lodo, que requiere ser removido ocasionalmente. Debido al
engrosamiento de la capa de lodo ocurre una intensa digestión anaerobia del lodo sólido,
ocasionalmente la evolución del gas metano puede ser lo suficientemente rápida para que ciertas
partículas de este lodo suban hacia la superficie originando un sobrenadante o flotante con
propiedades físicas y químicas similares al lodo sedimentado como subproducto de los procesos
biológicos involucrados que requieren una remoción periódica (Ferrer, 2001).
Para reutilizar los lodos de plantas de tratamientos se requiere conocer las características
del mismo, de manera tal, de evaluar si no existe riesgo en la reutilización de los mismos.
Aprovechando las ventajas que representa su utilización como esponjante en el biotratamiento de
desechos peligrosos así como en proyectos agrícolas o de recuperación de terrenos (Metcalf &
Eddy, 1996).
9.1. Estabilización de lodos
La estabilización adecuada de los lodos residuales es un proceso necesario para evitar
efectos nocivos al ambiente, ya que el lodo crudo está constituido mayormente por sólidos
orgánicos muy inestables que usualmente aparecen asociadas con un alto contenido de humedad
y de contaminantes, el agua allí presente se encuentra en un estado tal, que su drenabilidad es
limitada al punto de requerirse tiempos apreciables para lograr la reducción de su humedad,
factor muy importante para reducir significativamente su volumen. La disposición de lodos
residuales sin previo tratamiento de estabilización, puede ocasionar las siguientes consecuencias;
mayor posibilidad de diseminación de microorganismos patógenos, contaminación de los suelos
y vegetación, haciéndolos nocivos para los seres vivos debido a la concentración de metales
pesados, incremento del potencial de putrefacción, desprendimiento de malos olores y
acumulación de residuos que influyen desfavorablemente en el valor agrícola del suelo,
proliferación de enfermedades de la piel y gastrointestinales como consecuencias de la
proliferación de insectos y roedores (Metcalf & Eddy, 1996).
9.2. Procesos de estabilización de lodos
A menos que los lodos puedan disponerse directamente en la tierra o el agua, en forma
inocua y económica, es necesario que sean sometidos a un tratamiento dirigido a reducir el
contenido de humedad y por ende el volumen del lodo y a transformarlo en material inofensivo
para el ambiente y la población (Metcalf & Eddy, 1996).
Para alcanzar estas metas se han desarrollado técnicas para remover la humedad de los
lodos tales como: el espesamiento, digestión, acondicionamiento térmico, compostaje y lechos de
secado entre otros.
9.2.1. Espesamiento
La concentración de sólidos en los lodos se duplica aproximadamente en el espesamiento.
El aumento en la concentración depende del tipo de lodos, teniendo los lodos activados un
aumento de hasta del 3 al 4% de sólidos y los lodos primarios hasta cerca del 9%. Los métodos
más usuales para el espesamiento son el asentamiento por gravedad, flotación y centrifugación.
El espesamiento resulta beneficioso para las siguientes etapas del tratamiento (Metcalf & Eddy,
1996).
9.2.2. Digestión anaerobia
La digestión anaerobia se encuentra entre las formas de tratamiento para la estabilización
de los lodos, en la que aproximadamente la mitad del contenido orgánico de los sólidos de los
lodos totales (35 a 40%) se fermenta para formar gas principalmente el metano. Los lodos
digeridos anaeróbicamente presentan coloración negra con un tenue olor a alquitrán, que se
considera en general como inofensivo, y es suficientemente estable para poder ser utilizado como
fertilizante.
En la zona anaerobia, gran parte del contenido de nitrógeno y de fósforo se libera en
forma soluble, de manera que el valor fertilizante está sobre todo en la fase líquida, y fácilmente
utilizable como nutrientes. Si los lodos digeridos anaerobicamente se espesan aún más antes de
su disposición, los sólidos de los lodos tendrán menor valor nutritivo y el líquido sobrenadante
que se retorna al proceso de tratamiento de aguas residuales impondrá una carga
significativamente aumentada de nitrógeno y fósforo, sin embargo, los procesos anaerobios
tienen también desventajas (Metcalf & Eddy, 1996).
9.2.3 Acondicionamiento térmico
El acondicionamiento térmico mejora las características de asentamiento al causar la
descomposición de las células de la biomasa, y se efectúa manteniéndolos, por ejemplo, por 20 a
30 minutos de 180 a 200 ºC, y a una presión de 10 a 20 atmósferas. Los tratamientos térmicos
tienen la ventaja de esterilizar los lodos, destruyendo los organismos causantes de enfermedades.
El líquido separado de los lodos acondicionados se regresa al proceso de tratamiento de aguas
residuales (Metcalf & Eddy, 1996).
9.2.4 Compostaje
El compostaje es una técnica de estabilización de lodos segura, económica y
ambientalmente confiable, donde el producto final sufre una degradación biológica estable, hasta
el punto de obtener un material del tipo humus, higiénico, y libre de características desagradables
cumpliendo con la normativa ambiental. Durante el proceso ocurren una serie de reacciones
importantes entre las que destaca; un aumento de la temperatura hasta alcanzar 50-70ºC
eliminando los organismos patógenos que se encuentren. Aproximadamente el 30 %, de los
sólidos volátiles se convierten en dióxido de carbono y agua. Un lodo bien compostado se puede
utilizar como excelente acondicionador de suelos (Metcalf & Eddy, 1996).
9.2.5 Lechos de secado
El lecho de secado construido en arena es un sistema que elimina una gran cantidad de
agua contenida en el lodo crudo, suficiente para que el resto pueda manejarse como material
sólido, con un contenido de humedad inferior al 70% y un volumen de lodo inferior al inicial,
generalmente del 50%, debido a la deshidratación la cual eleva el contenido de sólidos en 40%
aproximadamente. La deshidratación ocurre por dos mecanismos (Metcalf & Eddy, 1996).
Percolación del agua a través de la arena, la cual se completa en 1-2 días dependiendo del
tipo de lodo.
Evaporación de agua a través de la superficie del lodo y el mismo se secará hasta alcanzar un
contenido de humedad constante. Este contenido final de humedad depende de la temperatura y
de la humedad relativa del aire en contacto con el lodo.
El área requerida para el secado depende de las condiciones climáticas y pueden ser
cubiertos o descubiertos. Los lechos de arena consisten de una capa de grava de tamaño regular
de 30 cm, bajo una capa de arena limpia de 15 a 22 cm de profundidad. Contienen sistemas de
drenaje para remover el líquido percolado. Entre las principales características que indican la
estabilización del lodo se encuentran las siguientes: se presenta una textura gruesa y agrietada en
la superficie, color negro o marrón oscuro, bajo contenido de humedad (< 70%) entre otros.
En un estudio realizado en el CIA-LUZ, en el transcurso de 8 semanas lograron la
reducción de la humedad hasta un 2,23%, un contenido de sólidos totales del 97% (Ferrer, 2001).
Para lograr una estabilización se requiere de condiciones favorables como; la
evaporación, luminosidad, radiación solar entre otras. El lodo seco se remueve periódicamente de
manera manual con pala cargando en carretillas o camiones y puede ser utilizado en el
acondicionamiento de suelos sin ningún problema.
9.3. Utilización de lodos residuales
La aplicación al suelo de lodos residuales provenientes de sistemas de tratamientos de
aguas residuales urbanas, consiste en la distribución sobre el terreno o inmediatamente por debajo
de la superficie del mismo.
La aplicación del lodo al terreno puede tener muchas funciones: la evacuación y
disposición adecuada de los subproductos de las aguas residuales, el uso de los nutrientes y
materia orgánica como fertilizantes de los cultivos, para acondicionar o regenerar el suelos ya
que actúa como: acondicionador del suelo, para facilitar el transporte de nutrientes a través de la
interrelación suelo/agua, aumenta la retención de agua y mejora las condiciones del suelo
haciendo así posible labores agrícolas en suelos pesados.
El lodo residual contiene la mayoría de los nutrientes esenciales, tales como: nitrógeno y
fósforo. Además, contienen trazas de nutrientes menores que se consideran indispensable para el
crecimiento y desarrollo adecuado de las plantas y microorganismos, entre los que destacan; el
boro, calcio, cobre, hierro, magnesio, manganeso, azufre y zinc entre otros (Metcalf & Eddy,
1996).
Los lodos al ser aplicados al suelo deben ser incorporados de forma mecánica para
homogeneizar la mezcla suelo lodo.
El lodo sobrenadante o flotante es considerado apto para el empleo como acondionador de
suelo cuando su caracterización fisicoquímica y biológica determinan su potencial beneficio y los
efectos adversos sobre el suelo y vegetación.
La Agencia de Protección Ambiental (E.P.A) y la Federation of Sewage and Industrial
Waste Association, han propuesto normas que establecen limitaciones cuantitativas (Tablas 1 y 2)
sobre la presencia de contaminantes para la aplicación de lodos sobrenadantes como
acondicionador en terrenos agrícolas y no agrícolas (Metcalf & Eddy, 1996).
Cabe destacar la importancia de analizar los metales en vista del peligro que representan
para la salud por el potencial de acumulación en los tejidos humanos y su biomagnificación en la
cadena alimentaría, ya que a pesar de estar presentes en concentraciones bajas en las aguas
residuales domésticas deben ser monitoreados constantemente para poder utilizar el lodo en los
suelos.
Tabla 1. Valores límites permisibles en lodos residuales (E.P.A) (Metcalf & Eddy, 1996)
Componentes % Base seca
Nitrógeno 1.5 - 6.9
Fósforo 0.8 - 3
Cenizas 20 - 40
Material volátil 60 - 80
Material insoluble 17 - 35
Aceites y grasas 7 - 35
Hidrocarburos 10 - 40
Tabla 2. Valores límites permisibles de contenido de metales para la aplicabilidad del
lodo residual según la E.P.A. (Metcalf & Eddy, 1996)
Metales Límite (ppm) Base Seca
Cadmio (Cd) ND – 1100
Cobre (Cu) 45 – 16030
Niquel (Ni) ND – 2800
Zinc (Zn) 51 – 28360
Cr (Cr) 22 – 30000
Hierro (Fe) 60- 40000
Nota: ND= No detectado
En los últimos años la producción de lodos ha aumentado considerablemente, debido a la
construcción de plantas de tratamientos y al aumento de las conexiones de las redes de aguas
residuales, llevando a las autoridades a buscar alternativas para la disposición de estos lodos (Van
Voorneburg & Van Veen, 1993).
Dependiendo de la composición y tipo del lodo, ya sean en forma cruda o después de
algún tratamiento, los lodos orgánicos a partir de mínimo poder calórico pueden ser incinerados
para recuperar la energía, generando electricidad o produciendo vapor, pero restringiendo
aquellos que no puedan ser eliminados por este procedimiento, debido a las características de sus
componentes (Repamar, 1999).
Las restricciones en la disposición de biosólidos y un incremento en la conciencia de las
sociedades, con respecto a reciclar desechos orgánicos debido al incremento de la producción,
hacen de la aplicación del biosólidos en el suelo una alternativa viable para alcanzar la
sustentabilidad del ambiente (Rostango & Sosebee, 2001).
Hoy en día, en los países industrializados la disposición de los lodos provenientes de la
planta de tratamiento de aguas residuales domésticas e industriales, están asociadas con el
objetivo primordial del interés nacional de mejorar la calidad ambiental. Es por esto que la
aplicación de lodos residuales ha sido una alternativa que puede proporcionar un método
ambientalmente aceptable, para manejar estos productos de desechos (Quintero y Col, 1998).
Además de las características benéficas de los biosólidos, estos lodos también pueden
contener altas o bajas cantidades de metales pesados, otras sustancias inorgánicas y orgánicas
toxicas y una gran variedad de microorganismos, los cuales provienen de desechos industriales y
domésticos (Mamais y Col, 2000).
A pesar de esto último, Ottaviani y Col, (1991), concluyeron que los lodos residuales
tienen valor fertilizante y mejoran también las propiedades físicas del suelo.
10 Lemna
10.1. Biología y Ecología del género Lemna
Es importante considerar que las plantas acuáticas se diferencian de las plantas terrestres
debido a la presencia de una serie de características que les ha permitido adaptarse estructural y
fisiológicamente al medio ambiente acuático, presentándose en dos formas biológicas:
Hidrophyta radicantia: plantas acuáticas fijas al sustrato, emergentes, con o sin hojas
flotantes.
Hidrophyta hidronanatia, plantas flotantes y sumergidas no fijas en el sustrato.
En este último grupo se encuentra el género Lemna perteneciente a la familia Lemnácea
(Monocotiledonea). Son hidrófitos flotantes, libres, encima o debajo de la superficie del agua,
solitarios o adheridos en grupos de 2, 10, o más individuos. Se caracteriza por presentar un fronde
de orbicular hasta obovado, achatadas o inflados, de 1 a 5 mm de diámetro; nervios 1 a 3, raíces
solitarias en cada uno de los sedimentos de fronde. (Barboza 1991). En Venezuela el género
Lemna se encuentra ampliamente distribuido en todos los cuerpos de agua y se le conoce como
lenteja de agua y no hay reportes de toxicidad asociada a estas plantas. (ICLAM, 2008)
En cultivos de laboratorio se ha reportado que L. minor tiene una tasa promedio de
crecimiento de 0,297 individuos/día con un tiempo de duplicación de entre 2 y 5 días (Santini y
col 2000) y una productividad de 1230 Kg/ha.d El amonio y amoníaco son las principales formas
de nitrógeno que son capaces de utilizar las especies de Lemna. L minor es capaz de eliminar el
50 % del amonio de una solución nutriente en 5 horas aunque la concentración de nitratos sea
cien veces mayor.
Estos tipos de especies acuáticas son consideradas como indicadores de eutroficación en
cuerpos de agua (Palma 1986), debido a que su presencia está asociada a áreas con aleatoriedad
de condiciones ambientales causadas por el alto grado de acción antrópica, como descargas de
aguas negras y remoción de sedimentos por actividad minera.
El género Lemna incluye varias especies que por su capacidad y rapidez de propagación,
han causado problemas ambientales como la obstrucción de canales de riego y drenaje, frenando
el caudal de las aguas y provocando incluso inundaciones. Pueden impedir, obstaculizar la
navegación y la pesca, así como causar en el agua olores y emanaciones indeseables. (Barboza
1991).
Para su eliminación se recomiendan métodos de extracción mecánica solo aplicable a
pequeños cuerpos de agua y canales.
Las explosiones demográficas de especies de Lemna son multifactoriales principalmente
asociadas a actividad antrópica y son características después de las primeras lluvias luego de la
estación seca (Palma 1986), Sin embargo en el caso del Lago de Maracaibo deben ser
consideradas a las actividades antrópicas en las cuencas de los ríos tributarios principalmente el
Catatumbo.
La especie acuática presente en el Lago de Maracaibo pertenece taxonómicamente al
Reino Plantae, División Magnoliophyta (Angiospermas), es decir plantas con flores, Clase
Liliopsidae (Monocotiledoneas), Subclase Arecidae, Orden Arales, Familia Lemnaceae, Género
Lemna y finalizando la jerarquía taxonómica se llega a la Especie Lemna obscura (Austin)
Daubs. (ITIS, 2008)
10.2 Lemna como Fenómeno Ambiental
La Lemna es un fenómeno ambiental sin precedentes en la historia de las ciencias
naturales. Se reporta en abril de 2004 en el sur del lago (Congo Mirador, Ologá) y Costa Oriental
(sector la Playa- Bachaquero). En Venezuela y el mundo, no existen reportes de proliferación de
lemnáceas de la magnitud observada en el lago de Maracaibo. Desde el año 2004, la Lemna
obscura se encuentra presente en el Lago de Maracaibo, variando su cantidad y ubicación de
acuerdo con las condiciones ambientales, influenciada principalmente por la dirección de los
vientos, aporte de agua de los ríos y cantidad de nutrientes.
El impacto causado por la acumulación de biomasa en zonas costeras habitadas y en el
espejo de agua, ameritó en aquella fecha la promulgación del decreto de emergencia ambiental Nº
2.966, gaceta oficial Nº 37.959 del 14 de junio 2004. Durante la contingencia del año 2004, se
recolectó en 3 meses de operaciones, la cantidad 358.841,06 m3 de esta planta.
Con respecto a la especie acuática, Lemna se pudo confirmar en el 2004 la superfloración
de la misma, abarcando grandes extensiones de la costa del municipio Valmore Rodríguez. De las
muestras recolectadas, el ICLAM logró identificar que la especie acuática es denominada
científicamente como Lemna sp (lenteja de agua), la cual proliferó en forma extraordinaria en
ese y otros sectores del Lago de Maracaibo.
Posiblemente, los niveles de nutrientes requeridos por la Lemna provinieron del
hipolimnio del Lago; así como también, de los ríos y áreas drenadas de la cuenca, como
consecuencia de un período extraordinario de lluvias. (ICLAM, 2008)
En la gestión del año 2005 el ICLAM a través de la Gerencia de Investigación Ambiental
obtuvo importantes logros y resultados de estudios realizados tras la aparición de la Lemna el 10
de abril de 2004, entre ellos destacan:
• Se identificaron 10 especies de Lemnácea en la cuenca del Lago de Maracaibo.
• Se determinó que la Lemna concentra en su superficie los microorganismos presentes en
el agua.
• Se determinaron las especies asociadas a las raíces de la Lemna y se descarta la
presencia de especies vectores de enfermedades.
• Se determinó que la concentración de metales pesados en lixiviado del tejido de Lemna
se encontró por debajo de los límites permisible en Decreto Nº 2.635, Gaceta Oficial 5.245.
• Se recolectaron más de 60 mil metros cúbicos de Lemna obscura.
• Se relacionó los efectos de la contaminación atmosférica con la salud, a través de
estudios epidemiológicos.
• Automatización de seis de las 19 estaciones pluviométricas reactivadas en la Cuenca del
río Catatumbo.
Exactamente el 10 de enero de 2006 se presentó el primer informe de este año sobre el
comportamiento del crecimiento exponencial de la Lemna en el Lago de Maracaibo, basados en
los estudios realizados anteriormente y la observación y análisis de las imágenes del satélite
AQUA de la NASA determinándose lo siguiente:
• Se ha evidenciado un nuevo repunte en el desarrollo de Lemna en el espejo de agua del
Lago de Maracaibo, variando desde 0,37% de cobertura en el mes de octubre de 2005 hasta un
5,13 % en enero de 2006.
• Se verificó un fuerte incremento en los caudales del río Catatumbo para el mes de
noviembre de 2005 (697,88 m3/s), en comparación con el registro anterior de caudal promedio
correspondiente al mes de agosto (352,38 m3/s) , como resultado de las fuertes lluvias de los
últimos meses de 2005 en la cuenca del Lago de Maracaibo.
• En el muestreo del 13 de diciembre del año 2005, se determinó la erosión del cono
Hipolimnético en su parte externa, debido a los elevados niveles de precipitación registrados en la
cuenca del Lago, que contribuyeron a elevar los caudales del río Catatumbo (697,88 m3/s ).
• La liberación de nutrientes desde el fondo hacia la superficie del agua en centro-Lago,
ha venido favoreciendo el repunte de Lemna en el Lago de Maracaibo, debido a la erosión del
hipolimnion promovida por el lavado de las lluvias. (ICLAM, 2008)
Por otra parte, la presencia de la Lemna minor en los tanque mejora la remoción de la
materia orgánica y puede utilizarse como abono debido a su alto contenido de nitrógeno (6%) y
fósforo (1%). (Vargas y Col, 2.001).
CAPÍTULO III
METODOLOGÍA EXPERIMENTAL
La investigación se desarrolló utilizando ripios de perforación base aceite proveniente del
pozo TOM-12, perteneciente al Distrito Tomoporo de Petróleos de Venezuela S.A. (PDVSA),
ubicado en el Municipio Andrés Bello del Estado Trujillo. Por otra parte, la Lemna sp. o lenteja
de agua, para este experimento fueron recolectadas muestras específicamente del sector El
Milagro en las riberas de la Vereda del Lago, Municipio Maracaibo del Estado Zulia. Por último,
los lodos estabilizados utilizados provinieron de la planta de tratamiento de aguas servidas “San
Mateo”, ubicado en el Campo Tía Juana, Municipio Simón Bolívar del Estado Zulia.
1. Ensayo de tratabilidad
Posterior a su recolección, las tres muestras fueron trasladadas hacia el vivero de la Facultad
de Agronomía de La Universidad del Zulia donde se prepararon, pesaron y homogeneizaron las
mezclas (Ripio-Lemna sp. y Ripio-Lodo) para llevar a cabo la fase experimental de la
investigación.
Para ello se aplicó un diseño experimental con el objeto de comprobar la hipótesis de la
investigación reduciendo al mínimo el error experimental. Se prepararon 25 unidades
experimentales (Figura 8), cada una de ellas conformada por recipientes plásticos perforados en
el fondo para drenar el material lixiviado con una capacidad total de 5 Kg.
El ensayo de tratabilidad se inició con la preparación de las mezclas de ripio con lodo y
lemna sp. Se aplicarán dos (2) dosis de lodo estabilizado y de lenteja de agua más un testigo de
la siguiente manera (T1 = 0%, T2 = 20% lodo, T3 = 20% lemna sp, T4 = 40% lodo y T5 = 40%
lemna sp.), el diseño experimental utilizado fue un Arreglo Factorial con Parcelas Divididas en el
Tiempo. Se establecieron cinco (5) unidades experimentales por cada tratamiento y las diferentes
proporciones se presentan en la Tabla 3.
Figura 8. Unidades Experimentales
Para mantener la humedad se aplicó riego cada 3 días y la aireación se llevó a cabo mediante
la mezcla mecánica y continua de la mezcla, como se muestra en la figura 9 (Eweis y col.1999).
Tabla 3. Composición de las unidades experimentales de cada tratamiento
Tratamientos Ripio Lodos
Estabilizados Lemna sp.
T1 100% 0% 0%
T2 80% 20% 0%
T3 80% 0% 20%
T4 60% 40% 0%
T5 60% 0% 40%
Figura 9. Aireación mecánica de la mezcla.
2. Toma de muestras
Para la toma de muestra se homogeneizó bien la mezcla, y se procedió a tomar una porción
representativa de cada tratamiento, se realizó el mismo procedimiento con el resto de los
tratamientos de cada repetición de cada bloque. Las muestras colectadas se colocaron en bolsas
de cierre hermético (Figura 10) y fueron preservadas.
Figura 10. Muestras colectadas en bolsas de cierre hermético
3. Análisis realizados
Se realizó una caracterización físico-química de las diferentes mezclas, para identificar los
niveles de los parámetros evaluados, y comparar si se encuentren dentro de los límites máximos
permitidos en la normativa ambiental venezolana referida al Decreto 2635. Los parámetros
físico-químicos determinados a los tratamientos del ensayo de tratabilidad y el método seguido
para dicha evaluación se presentan en la Tabla 4 (APHA, 2000). Las muestras se analizará según
la norma: EPA SW-846 (Test Method for Evaluating Solid Waste Physical/Chemical Methods:
EPA SW - 846) - Capítulo 9: Sampling Method.
3.1. Conductividad eléctrica
La conductividad eléctrica (C.E.) se determinó utilizando el método electrométrico, según lo
establecido por el Método EPA SW – 846 / 9050A SPECIFIC CONDUCTANCE. Se preparó
una pasta con una relación agua-suelo 2:1, contentiva de 30 ml de agua destilada y 15 g de
muestra, se dejó reposar por 30 minutos y a la solución sobrenadante de la muestra se le
determinó la conductividad eléctrica con el electrodo del conductímetro (Figura 11) se tomó la
lectura al estabilizarse el equipo. Los valores fueron reportados en µS/cm.
Tabla 4. Análisis realizados y método aplicado (APHA, 2000)
Parámetro Unidad METODO
pH 1:1 - Método Agronomy 9 1982/M12-2.6
Conductividad Eléctrica (CE) µS.cm-1
Método EPA SW – 846 / 9050A
SPECIFIC CONDUCTANCE
Cloruro Total mg.kg-1
Método Agro. 9 1982/M9-4.2
Relación de adsorción de sodio (RAS) Método EPA 600/2-78-054
Aluminio Intercambiable mg.kg-1
Método Agro. 9 1982/M9-4.2
Saturación de Bases % Método sumatoria de bases
Contenido de aceites y grasas mg.kg-1
Método EPA SW 846/3540C/9071A
SOXHLET EXTRACTION / Method
9070A: See Method 1664,
Publication No. EPA-821-R-98-002
Arsénico mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Bario mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Cadmio mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Mercurio mg.kg-1
Método EPA SW-846/7471ª
Selenio mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Plata mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Cromo mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
(Continuación) Tabla 4. Análisis realizados y método aplicado (APHA, 2000)
Parámetro Unidad METODO
Zinc, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Plomo, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Cromo Hexavalente, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Níquel mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Disulfuro de Carbono, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Fenol, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Isobutanol, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Piridina, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Tolueno, mg.kg-1
Método EPA SW-846/6010B
Figura 11. Equipo para determinar la conductividad eléctrica.
3.2. pH
La determinación del pH se realizó siguiendo lo establecido por el Método Agronomy 9
1982/M12-2.6, cuyo procedimiento experimental es muy similar al realizado con la
determinación de la conductividad eléctrica por lo que la misma pasta preparada, sirvió para la
determinación del pH. A la pasta preparada con agua destilada y suelo en relación 1:1, se le dejó
reposar por 30 minutos, se introdujo el electrodo de un pH-meter (Figura 12) y se esperó que la
lectura se estabilizara procediendo a la lectura y anotación de los resultados. Los valores
reportados fueron en la escala de 1 a1 14.
Figura 12. Equipo para determinar el pH.
3.3 Cloruros totales
Se determinó a cada muestra los cloruros totales, utilizando el método Agro. 9 1982/M9-4.2.
Se filtró por gravedad la solución de la muestra a la que se analizó el pH y la conductividad
eléctrica (relación agua suelo 2:1), se tomó 20 ml del filtrado en un elermeyer de 125 ml y se
diluyeron hasta 100 ml con agua destilada, posteriormente se agregó 10 gotas del indicador
cromato de potasio al 10%, se tituló con nitrato de plata 0,0282 normal, hasta que ocurrió el
cambio de color amarillo a color durazno, se registró el volumen gastado para la realización de
los cálculos (Figura 13).
Figura 13. Titulación para determinación de cloruros.
La concentración de cloruros de la muestra sólida se determinó en ppm por la siguiente
ecuación:
CLORUROS (mg/l) = Vol. gastado AgNO3 x Normalidad AgNO3 x (Pequiv). Cl- x 1000
Vol. muestra
Donde: Vol: volumen; AgNO3: Nitrato de plata; Pequiv: Peso equivalente; Cl-: Cloruros
Luego de realizar el cálculo, se realizó la conversión de la concentración para la muestra
sólida, utilizando para ello el peso de muestra utilizado, obteniendo así el valor en ppm, es decir,
mg/Kg.
3.4. Metales
Para la determinación de los distintos metales en el suelo se utilizó un equipo de
espectrofotometría de absorción atómica marca Perkin, modelo ELM 3030 (Figura 14). En este
análisis se tomó una muestra de suelo, se llevó a la mufla por 2 horas a 550°C, posteriormente se
digestó con 5 ml de HNO3, concentrado disolviendo así todos los metales en la solución, para
luego determinar directamente, en el espectrofotómetro, se esperó que la lectura se estabilizara
procediendo al registro de los resultados (APHA, 2000).
Figura 14. Espectrofotómetro para determinar metales.
4. Análisis estadístico
Se realizó el análisis estadístico de los resultados siguiendo la metodología establecida por el
S.A.S. Institute INC, Stadistical Analysis System. Versión 8.0 Cary NC. USA, 2002, realizando
el análisis de varianza (ANOVA), las pruebas de medias según Tukey`s para el evaluar el grado
de asociación entre las variables estudiadas.
El modelo estadístico o modelo aditivo lineal en el ensayo de tratabilidad fue un diseño
experimental de Bloques al azar con arreglo factorial en parcelas divididas en el tiempo, del cual
viene detallado por la siguiente expresión:
Yijk = µ + Bi + Trat.J + Bi* Trata.j + Tiempok + Tiempok x Trata.J + Eijk
Donde:
Yijk: Valor de medición del j- esimo tratamiento, de la i-esima, repetición, del k-esimo tiempo
µ: media general
Bi: i-esimo bloque o repetición
Trat.J: j-esimo tratamiento
Bi x Trat.j : Efecto del iesimo bloque por el j-esimo tratamiento
Tiempok: k-esimo tiempo
Trat.j x Tiempo k: Efecto de j-esimo tratamiento x el k-esimo tratamiento
Eijk: Error aleatorio asociados a las variables.
CAPÍTULO IV
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
En este capítulo se presentan una serie de tablas y Figuras correspondientes a los resultados
obtenidos durante la evaluación del efecto de la Lemna sp. y lodos estabilizados sobre la
biorremediación de ripios de perforación base aceite.
1. Determinación de pH
La Tabla 5 muestra los valores de pH medidos durante el estudio para detectar cualquier
cambio brusco que pudiera afectar al proceso de degradación.
Tabla 5. Valores promedios mensuales de pH.
Tratamiento T0 T1
(30 días)
T2
(60 días)
T3
(90 días) Promedio
T1 10,11 8,77 8,85 7,44 8,79 (A)
T2 7,83 8,17 7,93 7,88 7,96 (B)
T3 7,00 8,28 7,78 7,30 7,59 (C)
T4 7,88 8,17 7,59 7,90 7,89 (B,C)
T5 7,87 8,22 7,94 7,87 7,98 (B)
Nota: Medias con la misma letra no difieren significativamente. (α= 0.05)
Se realizó el análisis de varianza de los resultados obtenidos presentando diferencias
altamente significativas (P<0.001) entre los tratamientos evaluados. Al realizar las prueba de
medias de Tukey´s para esta variable, se pudo constatar que el tratamiento T1, conformado por
100% ripio base aceite, presentó los mayores valores de pH con una media de 8,79; los
tratamientos T2, T4 y T5 no presentaron diferencias significativas entre sí, cuyas medias son
7,96, 7,89 y 7,98 respectivamente; y por último el tratamiento T3 presentó un valor promedio de
pH de 7,59, presentando diferencias significativas (P<0,05) con el resto de los tratamientos. Los
tratamiento T2, T3, T4 y T5 bajaron el pH a valores próximos a la neutralidad; esta situación
puede ocurre por varios factores, principalmente por el contenido de materia orgánica que tanto la
lemna sp. como el lodo estabilizado poseen. Margesin, 2000, en un estudio de biorremediación,
observó disminución del pH de 8 a 7 en el transcurso de 22 días de evaluación; sin embargo
obtuvo valores de remoción de hidrocarburos del 70%. Al igual que Acosta, 1995, quien utilizó
lodo estabilizado para mejorar características de suelos, observó disminución del pH de 8,9 a 8,5.
El comportamiento del pH se puede visualizar en la Figura 15, donde se observa que las
curvas tienden a mantenerse dentro del rango de la neutralidad con cierta tendencia a decaer,
generando las condiciones adecuadas para promover la degradación de los contaminantes
presentes en el ripio.
Figura 15. Valores promedios mensuales de pH.
2. Acetites y Grasas
En la Tabla 6 se muestran los valores promedios de Aceites y Grasas medidos durante el
ensayo, los cuales están expresados en porcentaje, y adicionalmente se muestran los porcentaje de
remoción obtenidos durante 90 días de estudio.
6,00
7,00
8,00
9,00
10,00
11,00
t0 t1 t2 t3
T iempo
pH
T1
T2
T3
T4
T5
En el análisis de varianza se determinó que existe diferencias altamente significativas
(P<0.001) entre los tratamientos evaluados; en los resultados de la prueba de medias de Tukey´s
se tienen diferencias significativas (P<0.05) entre los tratamiento. El porcentaje de aceites y
grasas presente en unidades experimentales disminuyó con el tiempo, obteniéndose los mejores
resultados en el tratamiento T4, el cual consiste en una mezcla de 40% de lodo estabilizado y
60% de ripio base aceite, registrando finalmente una media de 2,91% y un porcentaje de
remoción de 86,20%; seguido de los tratamientos T5 y T3 con medias de 4,08% y 4,29%
respectivamente; por último se tienen medias de 5,82% y 11,87% para los tratamientos T2 y T1,
ambos mostraron los menores porcentajes de remoción con valores de 58,78% y 53,51%
respectivamente. como lo señala Acosta (1995) en un estudio donde evaluó el efecto de lodos
estabilizados sobre el suelo, encontrando efectos significativos (P<0.05) en cuanto a la mejora de
las propiedades físico-químicas del suelo evaluado (aireación, humedad, nutrientes, y temperatura
entre otros), factores que pueden potenciar el proceso de biodegradación. Así mismo, Flores
(2002) en un estudio de biorremediación con lodos estabilizados en diferentes dosis encontró, con
una dosis del 50% p/p de lodos en el suelo evaluado, remociones de HCT, del 34,87 % en 8
semanas de evaluación.
Tabla 6. Valores promedios de Aceites y Grasas y porcentajes de remoción.
Tratamiento T0 T1
(30 días)
T2
(60 días)
T3
(90 días) Promedio
Porcentaje de
remoción
T1 17,90 11,00 10,26 8,32 11,87 (A)
53,51
T2 9,41 5,60 4,40 3,88 5,82 (B)
58,78
T3 9,37 4,20 2,12 1,48 4,29 (C)
84,20
T4 7,41 2,00 1,24 1,02 2,92 (D)
86,23
T5 10,20 2,72 1,80 1,60 4,08 (C,D)
84,31
Nota: Medias con la misma letra no difieren significativamente. (α= 0.05)
En la Figura 16 se pueden observar que las curvas tienden a caer, evidenciando una
reducción significativa del contenido de aceites y grasas en todos los tratamientos,
principalmente en el tratamiento T4.
Figura 16. Porcentajes promedios mensuales de contenidos de Aceites y Grasas.
3. Conductividad Eléctrica
La Tabla 7 muestra los valores de conductividad eléctrica medidos durante la evaluación de
las unidades experimentales y expresados en mmhos/cm. Se realizó el análisis de varianza de los
resultados obtenidos, encontrando diferencias altamente significativas (P<0.001) entre los
tratamientos evaluados; al realizar las pruebas de medias de Tukey´s se encontraron similitud
entre los tratamientos T2 y T4 con medias de 1,03 y 1,15 mmhos/cm respectivamente, el resto de
los tratamientos presentaron diferencias significativas (P<0.05) en relación al los tratamientos T2
y T4 y entre sí mismas.
Es importante señalar que el contenido de sales se encontró dentro del rango permitido por la
normativa ambiental venezolana (art. 50, Decreto 2635, 1998), la cual establece un límite
máximo de 3,5 mmhos/cm.
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
14,00
16,00
18,00
20,00
t0 t1 t2 t3
T iempo
Por
cent
aje
de
Ace
ite
s y
Gra
sas
T1
T2
T3
T4
T5
El comportamiento de la conductividad eléctrica se puede observar en la Figura 17, donde se
aprecia que los mayores valores al inicio del ensayo, luego las curvas presentan una tendencia a
decaer, a causa de la disminución de los valores de conductividad a medida que transcurría el
tiempo, situación que se debe al lavado de las sales que normalmente ocurre en los suelos,
cuando se le aplica el riego respectivo, moviéndose las sales desde los estratos superiores hacia
los inferiores en el proceso de lixiviación.
Tabla 7. Valores promedios de Conductividad Eléctrica expresados en mmhos/cm.
Nota: Medias con la misma letra no difieren significativamente. (α= 0.05)
Tratamiento T0 T1
(30 días)
T2
(60 días)
T3
(90 días) Promedio
T1 0,09 0,16 0,20 0,22 0,17 (D)
T2 2,04 0,74 0,68 0,66 1,03 (B)
T3 0,89 0,63 0,74 0,65 0,73 (C)
T4 1,83 0,95 0,92 0,91 1,15 (B)
T5 3,52 0,95 0,89 0,72 1,52 (A)
Figura 17. Conductividad Eléctrica promedio mensual.
4. Cloruros
En la Tabla 8 se muestran los valores promedios de cloruros contenidos en las unidades
experimentales, expresados en partes por millón (ppm) o mg/kg y medidos durante la evaluación
de los tratamientos. Se realizó el análisis de varianza de los resultados obtenidos, indicando que
no hay diferencias altamente significativas (P<0.001) entre los tratamientos evaluados; y al
realizar las pruebas de medias de Tukey´s se determinó que no hay diferencias significativas
entre los tratamientos, por contrario presentaron comportamientos similares como se muestra en
la Figura 18. Además, se puede observar una remoción de sales que pudo ocurrir de forma
natural producto del lavado de las mismas a causa del riego aplicado para mantener la humedad
de los tratamientos. Todos los tratamientos tenían valores de cloruros dentro del rango permitido
por el Decreto 2635, 1998, donde se establece un límite máximo permisible de 2500mg/kg o
ppm.
La aplicación de cualquiera de los tratamientos no tiene efecto directo sobre la variable
cloruro, sin importar cual se aplique, el resultado final no tendrá diferencia significativa.
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
t0 t1 t2 t3
Tiempo
mm
ho
s/c
m
T1
T2
T3
T4
T5
Tabla 8. Valores promedios de Cloruros expresados en ppm.
Nota: Medias con la misma letra no difieren significativamente. (α= 0.05)
5 Relación de Adsorción de Sodio (RAS)
En la Tabla 9 se muestran los valores promedios de Relación de Adsorción de Sodio (RAS)
medidos durante el estudio de las unidades experimentales, los cuales están expresados en
porcentaje, se realizó el análisis de varianza de los resultados obtenidos, presentando diferencias
altamente significativas (P<0.001) entre los tratamientos evaluados; esto indica que cada
Tratamiento T0 T1
(30 días)
T2
(60 días)
T3
(90 días) Promedio
T1 1446,00 584,80 110,00 464,18 651,25 (A)
T2 2240,00 749,40 662,26 583,68 1058,84 (A)
T3 1441,20 679,00 687,98 535,70 835,97 (A)
T4 1972,00 629,80 421,92 437,38 865,28 (A)
T5 2556,00 682,60 275,24 684,14 1049,50 (A)
Figura 18. Cloruros promedio mensual.
tratamiento tiene efecto directo sobre la variable evaluada. De acuerdo con las pruebas de medias
de Tukey´s se determinó que es igual aplicar el tratamiento T3 y T4, los cuales mostraron
diferencias significativas en comparación con los tratamientos T1, T2 y T5. Sin embargo, todos
los tratamientos presentaron valores de RAS permitidos por la legislación ambiental venezolana
(Decreto 2635, 1998), cuyo límite superior es 8%.
Tabla 9. Valores promedios de Relación de Adsorción de Sodio (RAS) expresados en
porcentaje.
Tratamiento T0 T1
(30 días)
T2
(60 días)
T3
(90 días) Promedio
T1 0,08 0,07 0,24 0,28 0,17
(D)
T2 1,83 0,75 0,62 0,54 0,93
(B)
T3 0,54 0,47 0,72 0,49 0,56
(C)
T4 0,60 0,65 0,69 0,50 0,61
(C)
T5 3,02 1,32 0,72 0,60 1,41
(A)
Nota: Medias con la misma letra no difieren significativamente. (α= 0.05)
0,00
500,00
1000,00
1500,00
2000,00
2500,00
3000,00
t0 t1 t2 t3
T iempo
ppm
ó m
g/k
g T1
T2
T3
T4
T5
En la Figura 19 se muestra el comportamiento las curvas de remoción de RAS presente en
cada una de las unidades experimentales evaluadas, observando que en los primeros treinta (30)
días la pendiente es más pronunciada en la mayoría de los tratamientos, situación que
posiblemente se debe al lavado de las sales hacia los estratos inferiores.
Figura 19. Relación de Adsorción de Sodio (RAS) promedio mensual.
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
t0 t1 t2 t3
Tiempo
Po
rcen
taje
T1
T2
T3
T4
T5
CAPÍTULO V
CONCLUSIONES
En este estudio se llegó a una serie de conclusiones entre las que destacan las siguientes:
El ripio base aceite se puede biorremediar mediante la utilización de lodos estabilizados y
Lemna sp. en cumplimiento a lo establecido en la normativa ambiental referida al Decreto
2635, 1998, vigente en Venezuela.
Se obtuvo porcentajes de remoción de aceites y grasas altamente significativos (P<0.001)
entre los tratamientos evaluados, y a través de la prueba de Tukey`s, se obtuvo diferencias
significativas (P<0.05) destacando entre los mejores el tratamiento T4, el cual presentó una
media de 2,91% y un porcentaje de remoción de 86,20%; seguido de los tratamientos T5 y
T3 con unos porcentajes de remoción de 84,31% 84,20% respectivamente; por último se
tienen medias de 5,82% y 11,87% para los tratamientos T2 y T1, ambos mostraron los
menores porcentajes de remoción con valores de 58,78% y 53,51% respectivamente.
En los valores de pH, se pudo constatar que los tratamientos T2, T4 y T5 no presentaron
diferencias significativas entre sí, cuyas medias son 7,96, 7,89 y 7,98 respectivamente; y
por último el tratamiento T3 presentó un valor promedio de pH de 7,59, presentando
diferencias significativas con el resto de los tratamientos según la prueba de medias de
Tukey’s (P<0,05); Los tratamiento T2, T3, T4 y T5 bajaron el pH a valores próximos a la
neutralidad; esta situación puede ocurrir por varios factores, principalmente por el
contenido de materia orgánica que tanto la lemna sp.
Se alcanzaron altos porcentajes de remoción de contaminantes presentes en el ripio de
perforación base aceite, a pesar de que no se efectuó un acondicionamiento previo del
mismo, de manera de facilitar y promover el proceso de biorremediación.
La conductividad eléctrica y los cloruros se evaluaron en esta investigación, encontrando
los mayores promedios en los tratamientos con lodos estabilizados, producto del contenido
de sales que normalmente poseen los lodos. Es importante señalar que estos factores no
influyeron en el estudio de tratabilidad, ya que se encontraban en rangos permisibles por la
normativa ambiental. En el caso de la conductividad y cloruros la norma establece valores
límite máximos de 3,5mmhos/cm y 2500mg/kg, respectivamente, además las sales se
fueron lavando con las aguas del riego a estratos inferiores, por lo que el contenido de éstas
no fue limitante en el proceso, aspecto que se demostró con el coeficiente de Pearson
(P<0.001) al no encontrar ningún grado de asociación entre las variables.
La biorremediación es una alternativa viable para el saneamiento de los ripios base aceite
producto de la actividad petrolera, aspecto que se demostró con la remoción de 86,23% de
aceites y grasas, mediante la aplicación de lodo estabilizado en una relación 2:3 de lodo
estabilizado en ripio en el tratamiento T4; y 84,2% de remoción mediante la relación 4:1
de ripio y Lemna sp. en tratamiento T3. Ambos tratamientos son altamente eficientes para
utilizarlos en la biorremediación de ripios de perforación base aceite.
La biorremediación es una tecnificación de un proceso de degradación natural, fácil de
aplicar para degradar los ripios de perforación base aceite generados por la industria
petrolera.
CAPÍTULO VI
RECOMENDACIONES
Con base a los resultados obtenidos en este experimento se recomienda:
Se puede utilizar el tratamiento T3 (20% Lemna y 80% Ripio), debido a la alta eficiencia
en la remoción de aceites y grasas en los tratamientos evaluados. Dada su abundancia en
el Lago de Maracaibo, sería una alternativa de uso como sustrato en los procesos de
biorremediación de ripios de perforación base aceite.
Se recomienda la utilización del tratamiento T4 (40% Lodo estabilizado y 60% Ripio),
debido también a su alta eficiencia en la remoción de aceites y grasas en los tratamientos
evaluados, Además de darle un uso como sustrato en los procesos de biorremediación de
ripios de perforación base aceite, en vez de ser enviados a los rellenos sanitarios o
vertederos de desechos.
Tener en cuenta las evaluaciones y determinación de fracciones mas complejas de los
hidrocarburos que se van formando en el proceso de biorremediación.
Realizar estudios de toxicidad para determinar el riesgo de contaminación en suelos
biorremediados sobre especies vegetales.
En vista de que este experimento se llevó a cabo a nivel de prueba piloto, se recomienda
realizarlo a una escala real, inclusive en el sitio donde se generan los ripios de perforación
base aceite, de manera tal, de evaluar en condiciones ambientales particulares de cada
lugar.
El proceso de biorremediación debe realizarse in situ, para reducir los riesgos ambientales
ocasionados al trasladar y manipular el contaminante hacia otro lugar, ya que el
tratamiento puede ser aplicado en el sitio en vez de ser transportarlo a otra área.
Realizar una evaluación económica para determinar cuál de los tratamientos (Lemna sp.-
ripio y lodo estabilizado-ripio) es el más conveniente.
Evaluar a escala de campo los tratamientos T3 y T4 para medir su eficiencia en
condiciones reales de biorremediación y comparar la efectividad incorporando la variable
económica.
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