control de la contaminacion del suelos-2011
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CONTROL DE LA CONTAMINACIÓN DE
SUELOS
Ing. Katty Coral
Magíster en Evaluación y Control de la Contaminación Ambiental
1.- GENERALIDADES
El suelo es uno de los constituyentes de la naturaleza, con componentes minerales,
orgánicos, y biológicos (organismos y microorganismos que viven en él.
El suelo es un complejo formado por los productos de alteración de las rocas, junto con
multitud de seres vivos y materias orgánicas que constantemente están sujetos a una
serie de transformaciones muy complejas.
Según Mattson (naturista) el suelo es una interfase que resulta de la intersección de
la atmósfera, litosfera, hidrosfera y biosfera. En la Estrategia Mundial para la
Conservación se define como un sistema vital de la más alta importancia involucrado
en el mantenimiento de los procesos ecológicos esenciales indispensable para la
producción de alimentos, la salud y otros aspectos de la supervivencia humana y del
desarrollo sostenible. Se trata de un medio muy diverso, existiendo muchos tipos de
suelo que se clasifican en función de sus características físicas, químicas, biológicas y
agronómicas, y que constituye el estudio de la Edafología.
La alteración física, química y bioquímica de las rocas provoca la formación de
nuevos constituyentes minerales muy reactivos. Estos constituyentes, de pequeño
tamaño y gran superficie, tienen cargas eléctricas casi siempre electronegativas
(algunas veces son positivas), son minerales arcillosos y óxidos de Fe, Al, Mn, Si, etc.
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Al tener esa gran superficie y esa carga eléctrica, pueden absorber e intercambiar
cationes y a veces incluso aniones.
Por otra parte, el componente orgánico y biológico de la superficie del suelo sufre
grandes transformaciones que tienen como consecuencia la conexión con las
propiedades antes indicadas de superficie-carga eléctrica-intercambio iónico, por
intermedio de otra característica importante como es la porosidad. El conjunto de
todas ellas confiere al suelo sus funciones ecológicas como constituyente del medio
ambiente.
En otro orden de cosas, el hombre esta generando infinidad de actividades de
cualquier índole que generan sustancias, elementos y productos que alteran de alguna
forma el estado del suelo ; el uso de abonos, las sedimentaciones de contaminantes
atmosféricos de origen industrial, la creación de infraestructuras, e incluso los
accidentes producen alteraciones difícilmente cuantificables en los suelos . El uso
masivo de fertilizantes como el nitrato de amonio, la urea, los superfosfatos, el nitrato
de calcio y el cloruro de potasio entre otros, produce modificaciones en las
características de los suelos agrícolas.
El ejemplo de los productos antes indicados (nitratos y fosfatos) produce
contaminación del suelo, no solo por adición de componentes orgánicos o susceptibles
de serlo, sino por la natural falta de refinado de los productos, a causa del
encarecimiento que ello supondría, lo que hace que entre los componentes normales,
aparezcan residuos metálicos y no metálicos, tanto en los abonos como en el compost.
Estos elementos son generalmente acumulativos, y con toxicidad variable según las
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características de cada uno. La adición de plomo, cobre, mercurio y otros elementos
produce alteraciones de flora y fauna como consecuencia de su incorporación al suelo.
El vertido de aguas residuales ácidas o alcalinas procedentes de industrias, puede
modificar el estado de un suelo, bien por ataques a la microflora o a la microfauna, o
bien por alteración de su constitución debido a reacciones físicoquimicas. También
puede producir contaminaciones diversas si el suelo no es capaz de asimilar esos
vertidos, o si estos arrastran agentes contaminantes.
La Ley de amortiguación de la Naturaleza también se cumple en los suelos: los
sistemas en equilibrio que están sometidos a impactos externos que tienden a
deformarlos, sufren modificaciones resultantes dirigidas a oponerse a la acción del
impacto.
Esto nos sugiere que el suelo es capaz de admitir alteraciones, contaminantes, por
ejemplo, que pueden llegar a ser asimiladas si no son excesivas, lo que facilitara un
medio de eliminación de la contaminación
2. ELEMENTOS ESENCIALES DEL SUELO
Son aquellos elementos químicos indispensables para la supervivencia de la
vegetación, si se encuentran en grandes cantidades se los conoce como
MACROELEMENTOS, en cantidades medias están los MEDIOELEMENTOS, y en
pequeñas aunque indispensables cantidades tenemos a los MICROELEMENTOS.
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1
Una excesiva presencia de cualquiera de estos elementos o la presencia de otro
tipo de elementos se lo puede considerar como contaminación del suelo, pero siempre
se debe tener un estudio preliminar antes de emitir un criterio de CONTAMINACIÓN
DE SUELO.
El contenido de elementos en el suelo es variable, haciéndose notorias estas
diferencias mucho más en los microelementos. Aunque el origen del suelo (roca
madre) siempre influye fuertemente en su contenido de elementos, en realidad pueden
existir diferencias notables en esas posibles correlaciones, pues si el origen es una
roca sedimentaria o si el suelo es antiguo, la composición de este es muy diferente del
material que ha dado origen a su formación.
Los elementos se encuentran en el suelo en diferentes formas, dependiendo, entre
otras cosas, del tipo de degradación que haya tenido el material original (básicamente
la roca madre), del clima, del porcentaje de materia orgánica, del contenido en agua,
de los tipos de enlace iónico existentes, de la acidez, de la estructura y del equilibrio
existentes entre algunas de las fracciones básicas.
En principio, los elementos se presentan en el suelo de alguna de las formas indicadas
en la tabla adjunta. Se debe tener muy en cuenta el papel básico del clima y con el la
actuación del agua, pues son factores determinantes de todo lo que ocurra con los
elementos que componen el suelo, y fundamentalmente de su dinámica.
En climas húmedos, de fuertes precipitaciones que dominan a la evaporación, existe
una lixiviación o lavado de materiales desde la superficie hacia el interior del suelo,
disminuyendo los Coloides y las bases en esa superficie. La vegetación ejerce una
1 SEOANEZ Mariano. CONTAMINACIÓN DEL SUELO, Ed. Multiprensa Madrid 2000.
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acción contraria, al extraer del interior los elementos que necesita y llevarlos a la
superficie.
En climas secos el proceso es inverso al anterior, pues, la dinámica del agua en el
suelo en ese caso es hacia arriba, arrastrando los materiales solubles hacia la
superficie.
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3. El pH del suelo
El pH es un índice que mide el grado de acidez o alcalinidad de un extracto acuoso del
suelo. Es decir es un indicativo de las condiciones generales de fertilidad del suelo.
Al pH se define químicamente, como el logaritrno negativo de la actividad de los iones
hidrógeno en solución. El pH es para el suelo “como la fiebre es para el cuerpo
humano”, es decir la fiebre indica la existencia de una enfermedad o dolencia mas ella
en si no es una enfermedad.3
Las plantas en solución nutritiva toleran valores de pH que varían de 4.0 a 8.5 Pero
debido a la gran dinamica existente en el suelo, pH menores de 5.5 o arriba de 7.5
restringen bastante el crecimiento de los cultivos, debido a que estos valores indican la
existencia de varias condiciones desfavorables en las plantas como deficiencias de
varios cationes como Ca y Mg.
2 Op. Cit 3 Padilla Washington Dr. EL pH DEL SUELO Y SU INTERPRETACION
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Cuando se conocen los datos del pH del suelo, se pueden tomar varias previsiones
dada la importancia que tiene esta determinación. Según los valores del pH
encontrados del suelo, las condiciones favorables o desfavorables se advierten el
momento que el pH esta hacia arriba o hacia abajo del valor neutro (7.00), pero se
tornan realmente críticas en los valores menores de 4.5 de pH o menores de 5.0 en
agua.
3.1. SUELOS CON pH MUY ACIDO
En pH muy Ácido puede ocurrir lo siguiente:
a) Deficiencia de fósforo por una fijación del aplicado, en este caso el ion fosfato
(H2PO4), se combina con hierro o con aluminio, formando compuestos de baja
solubilidad y por lo tanto no disponibles para la planta.
b) Bajos contenidos de calcio, magnesio y potasio.
c) Toxicidad de aluminio por la presencia como Al+++
d) Buena disponibilidad de microelementos, hierro, cobre, manganeso, cinc y boro con
excepción del molibdeno, cuya disponibilidad disminuye con la reducción del pH.
e) Toxicidad de hierro y manganeso, debido a que su disponibilidad se incrementa
tanto que los niveles se vuelven fitotóxicos.
f) Baja Capacidad de Intercambio Catiónico efectiva y alta Capacidad de Intercambio
Aniónico
g) Baja saturación de bases pero alta saturación de aluminio.
h) En condiciones de extrema acidez, con altos contenidos de Al3+, ocurre la
disminución de la descomposición de materia orgánica por falta fundamentalmente de
actividad microbiana, lo que ocasiona la acumulación de la misma a largo plazo.
A pH menores a 5.5 en agua y 5.0 en CaCl2, la presencia de Al+++ intercambiable es
inevitable. Estos limites pueden ser mas elevados en suelos arcillosos, como en los de
la Provincia del Azuay o El Oro en Ecuador, y mas bajos en suelos arenosos como los
encontrados en los valles interandinos o en la Costa ecuatoriana. 4
4 Padilla Washington Dr. EL pH DEL SUELO Y SU INTERPRETACION
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Al correlacionar el pH con la Conductividad Eléctrica, no se muestra ningún grado de
correlación, lo que significa que es posible encontrar altas conductividades a bajos pH,
o viceversa.
3.2. SUELOS CON pH ALCALINO
A un pH alcalino podemos vernos ante lo siguiente:
a) Deficiencia de fósforo debido a la formación de compuestos insolubles, combinados
con calcio.
b) Elevadas concentraciones de Ca, Mg y K.
c) Alta saturación de bases
d). Ausencia de aluminio intercambiable.
e) Perdida de Nitrógeno por volatilización, debido a procesos de hidrólisis, en la
transformación de NH4+ en NH3 que por ser un gas se volatiliza.
f) Baja disponibilidad de los microelementos, con excepción del molibdeno.
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3.3 LOS NUTRIENTES Y EL pH:
Una de las funciones fundamentales del pH es la de influir directamente sobre
organismos del suelo. Estos tienen una mayor o menor franja de tolerancia de pH
pero, adicionalmente, en los vegetales, el pH está estrechamente relacionado con la
5 Op. Cit.
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disponibilidad de nutrientes a través de su ligazón al porcentaje de saturación de
bases; si este es inferior a 100 y si sube el pH, aumentan el Ca y el Mg en la solución
del suelo, al ser ambos las bases intercambiables dominantes. Asimismo aumenta el
Mo, pues se hace disponible. Por el contrario, si desciende el pH, el Mo forma con el
Fe compuestos insolubles, y se hace no disponible.
Al subir el pH, algunos elementos como el Mn o el Fe se hacen menos solubles, y lo
mismo ocurre con el P o el B. Así, los suelos calizos tienen con frecuencia déficit y
carencias de estos elementos.
Como norma general, el pH mas apropiado para que la vegetación tenga nutrientes
disponibles, debe ser ligeramente ácido, del orden de 6,4 a 6,7.
Cuando baja mucho el pH, algunos nutrientes se vuelven tan disponibles que pueden
llegar a ser tóxicos, lo mismo que cuando se aplican vertidos o depósitos de estos
productos en un suelo (residuos industriales, etc.). Es el caso relativamente frecuente
del Fe, del Al o del Mn.
4. FUNCIONES AMBIENTALES DEL SUELO
Desde el punto de vista ambiental, el suelo ejerce varias funciones, unas veces como
componente del medio ecológico, y otras como elemento socioeconómico.
Entre las principales funciones del suelo tenemos :
Sustrato para la producción de biomasa
Filtro
Tampón
Transformador de productos
Fuente de materias primas
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Reserva de Agua
Base para la habitación, la Industria y la Infraestructura.
4.1. EL SUELO COMO DEPURADOR
El suelo tiene características que le permiten depurar aguas de manera eficaz, entre
las principales tenemos a las siguientes:
Estructura
Porosidad
Penetración del Agua a través del suelo
Intercambio de calor en el suelo
4.2. SALINIDAD DE UN SUELO
Un exceso de sales solubles en el suelo, sobre todo de Na, reduce el poder de
infiltración, puesto que estas sales actúan mediante presión osmótica, frenando la
absorción tanto del agua como de otros iones presentes en el suelo.
Como consecuencia de esta reducción de la infiltración, la estructura del suelo se
degrada, disminuyendo considerablemente la capacidad del mismo para mantener una
cubierta vegetal.
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Los efectos producidos por las sales contenidas en las aguas de riego pueden
evaluarse mediante el S.A.R. (Razón de Absorción de Sodio), que el Departamento de
Salinidad del Ministerio de Agricultura de USA describe como:
SAR = ________Na+_________
√ ½ (Ca2+ +Mg2+)
donde las concentraciones de Na, Ca y Mg vienen dadas en miliequivalentes por litro
de vertido.
4.3. PROPIEDADES BIOLÓGICAS DE LOS SUELOS:
La actividad biológica del suelo opera sobre la degradación de la materia orgánica y
sobre la formación de los compuestos orgánicos específicos de las rocas y de los
minerales, fundamentalmente mediante los microorganismos y los vegetales
superiores.
En los suelos existe una alta actividad biológica debido a la gran cantidad de
organismos que lo tienen como “sustrato vital para el desarrollo de sus funciones
metabólicas”.6 Los microorganismos son los encargados de circular, reciclar y
transformar los nutrientes del suelo, ejerciendo una función beneficiosa cuando utilizan
como fuente de energía productos de origen vegetal o artificial y desprendiendo C, N,
S y otros elementos que quedan a disposición de las plantas y otros organismos.
Las principales actividades de los microorganismos como agentes depuradores en el
suelo son:
Descomposición de los residuos orgánicos
6 ECOLOGÍA INDUSTRIAL Manual para Responsables Medioambientales . Mundiprensa. Madrid 1999
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Formación de humus
Mejora de las propiedades físicas del suelo
Acción sobre el nitrógeno
Transformación de elementos inorgánicos básicos
4.3.1.- Las bacterias
Los microorganismos, y sobre todo las bacterias, son responsables de muchas
reacciones bioquímicas fundamentales del suelo, como ocurre con la mayoría de las
reacciones redox, que, además les suministran (a los microorganismos) la energía que
necesitan.
Una de esas reacciones es la oxidación de los compuestos de carbono, que es
seguida por la mineralización de la materia orgánica, y, finalmente, por la formación de
CO2.
Esa producción de CO2 tiene varias fuentes, como: la microflora heterotrofa, las raíces,
etc. trayendo como consecuencia una fuerte concentración de CO2 en la atmósfera o
en el agua del suelo, variable estacionalmente, con contenidos del orden del 5 al 10%,
comparando con el 0,03% del aire atmosférico libre.
Esta situación provoca ambientes de acidificación, con 5 < pH < 6, que hacen que
aumente la alteración de silicatos y carbonatos. Por otra parte, la descomposición de la
materia orgánica genera cantidades apreciables de múltiples ácidos orgánicos
pudiendo ser incluso superior en la proximidad de las raíces o de los hongos. Ese
ambiente ácido, en estos últimos casos puede alcanzar niveles de 2 < pH < 3.
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A veces se han observado valores de pH < 2, lo que supone la presencia de ácidos
minerales que son producidos a su vez en reacciones en las que participan las
bacterias, como ocurre con la oxidación del azufre y de los sulfuros por Thiobacillus
sp., o con la oxidación de los compuestos nitrogenados por Nitrosomonas o por
Nitrobacteria, con formación de ácidos fuertes como el H2S04 o el HN03.
La nitrificacion es una reacción típicamente bacteriana, que interviene en la
descomposición de la materia orgánica.
Finalmente indicamos que las bacterias controlan también las reacciones redox del Fe
y del Mn.
4.3.2. Los Hongos
Los vegetales pioneros son los más abundantes en la colonización, habiéndose
observado que los líquenes (simbiosis de alga y hongo) actúan en las fachadas y
edificios, sobre todo en zonas muy lluviosas.
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Parece comprobado, por las secreciones ácidas y la tendencia a formar complejos, que
los hongos y los líquenes tienen una fuerte responsabilidad en los fenómenos de
disolución de los minerales.
4.3.3 La rizosfera
Aparentemente las raíces de los vegetales actúan en su entorno, extrayendo potasio
de las rocas, disolviéndolas mediante reacciones de intercambio iónico.
Si existen sistemas radiculares mas complejos, como es el caso de las plantas
micorrizadas, el conjunto de raíces, micorrizas y bacterias actúa como en el caso
anterior, extrayendo potasio mediante reacciones de intercambio iónico, provocando
reacciones de acidificación, extendiendo la acción a los fosfatos.
Por lo que se refiere a los carbonatos, está comprobada la disolución por las raíces y la
recristalización de la calcita en el interior de las células corticales.
4.3.4. La fauna
La fauna tiene un papel de segundo nivel en el caso concreto del suelo.
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En general, se han descubierto dos microsistemas:
Uno formado por los microorganismos.
Otro formado por la raíz y su entorno acompañante.
Ambos actúan mediante disolución de los minerales primarios y por concentración de
elementos por precipitación de minerales secundarios.
Por lo que se refiere a la fauna, su acción es poco importante en la alteración de los
minerales, pasa a ser importante en la transformación de la biomasa vegetal fresca, es
muy importante en la agregación. Sus formas de actuación se indican a continuación:
Ingestión total
Ingestión parcial
Trituración
Mezcla
4.4.5. Los polisacáridos
Por otra parte, los seres vivos tiende a producir biopolímeros extracelulares como son
los polisacáridos, que son capaces de formar geles que pueden retener mas de cien
veces su propio peso de agua, y que constituyen los principales agentes de agregación
de los minerales.
Los polisacáridos tienen unos mecanismos de adsorción tan variados como los de los
ácidos húmicos, pues pueden tener cargas positivas, negativas o neutras. Así mismo,
los polisacáridos de elevado peso molecular, sobre todo los producidos por las algas o
por las bacterias, son muy viscosos, y son capaces de ligar los minerales entre ellos
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por sus cadenas lineales, lo que les permite, según diversos autores (C. Chenu, 1995,
etc.), aprisionarlos en una red tridimensional.
4.4.6. Los seres vivos en el suelo
- El suelo es un medio ambiente en el que la fase sólida predomina y esta muy
estructurada.
- La mayoría de los sustratos nutritivos y los microorganismos están adsorbidos en la
superficie de los elementos sólidos.
- El medio «suelo» es muy heterogéneo, y en el coexisten nichos muy diferentes, con
características totalmente distintas entre ellos en lo que refiere al contenido en aire,
agua, nutrientes y acidez.
- El agua, la temperatura, el oxígeno y otras características físicas determinan la
variabilidad del funcionamiento biológico a lo largo del año y según el perfil del suelo,
así como la de los rnicrohabitats .
- Por lo que se refiere a la contaminación del suelo, es fundamental tener en cuenta lo
siguiente:
El cambio de un funcionamiento aerobio a otro anaerobio, totalmente distinto,
resulta de una simple modificación del estado de saturación del suelo.
Ese cambio tiene enormes repercusiones en:
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Reacciones de degradación de la materia orgánica. Nitrificacion.
Desnitrificación.
Oxido-reducción.
pH.
Toxicidad.
5. EL SUELO COMO RECEPTOR DE VERTIDOS Y RESIDUOS INDUSTRIALES:
La transferencia de las sustancias contaminantes del suelo se efectúa a la atmósfera
mediante fenómenos de evapotranspiración, al agua subterránea por infiltración de
lixiviados, al agua superficial por escorrentía y alas plantas por incorporación a través
de las raíces o por absorción.
Los métodos de análisis de suelos contaminados actualmente normalizados consisten
en pruebas de lixiviación, cuyo resultado es la obtención de un eluato o lixiviado que
es analizado mediante técnicas similares a las empleadas en los análisis de agua:
(espectroscopia, absorción atómica, cromatografía...) y bioensayos para determinar la
toxicidad de las sustancias lixiviadas.
5.1. FUENTES DE CONTAMINACION DEL SUELO
Se considera agente contaminante del suelo todo aquello que degrada calidad. Los
productos contaminantes son:
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Productos útiles que se encuentran fuera de lugar o que alcanzan
concentraciones elevadas.
Productos secundarios o residuos que proceden de un proceso de producción
de algo útil.
El suelo es capaz, en algunos casos, de degradar los productos contaminantes en
descomposición que en ocasiones liberan elementos nutritivos para plantas; pero,
cuando un producto de desecho se acumula sobre un área pequeña puede ocasionar
contaminación mientras que si se distribuye sobre una gran superficie puede ser
fácilmente descompuesto por el suelo.
La contaminación del suelo se produce como consecuencia de cuatro fuentes de
contaminantes:
a. . La utilización agraria de fertilizantes y productos fitosanitarios.
b. La deposición por vía seca o húmeda de los contaminantes atmosféricos
c. La sedimentación de contaminantes hídricos procedentes de las presas de residuos,
de las inundaciones y de los embalses. .
d. El depósito intencionado de residuos (urbanos, sanitarios, ganaderos, industriales,
peligrosos y radiactivos ) en superficies o enterrados.
5.1. EL SUELO COMO RECEPTOR DE AGROSANITARIOS:
Se conocen como agrosanitarios a aquellos productos que se utilizan en el medio
Agrario para evitar plagas y enfermedades y para mantener la salud de animales y
plantas.
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Los que más daño causan, desde el punto de vista de la Ingeniería Ambiental son:
5.1.1. Los pesticidas
Existen en el mercado numerosos productos químicos que se emplean para controlar
malas hierbas, plagas y enfermedades. Algunos se aplican al suelo directamente y
otros se aplican sobre plantas pero, en mayor o menor cantidad, caen al suelo.
Algunos pesticidas se descomponen con facilidad mientras que otros se resisten a la
descomposición. Los microorganismos del suelo son capaces de descomponer la
mayoría de los pesticidas; aquellos que se descomponen fácilmente esta acción
reciben el nombre de “biodegradables”
Lo más conveniente es que un pesticida se descomponga inmediatamente después de
haber cumplido su misión. En otros casos, la descomposición es tan rápida que es
preciso hacer varias aplicaciones; en otros casos es tan lenta que ocasiona problemas
de contaminación.
Los pesticidas contenidos en el suelo, cuando no se encuentran absorbidos por el
complejo arcilloso-húmico, pueden pasar a 1a atmósfera, al agua y a las plantas, con
mayor o menor facilidad a la atmósfera si se volatilizan rápidamente. La evacuación por
lavado es importante en climas y suelos donde hay bastante precolación. La erosión
puede ser un factor importante de evacuación de pesticidas, con la desventaja de que
arrastra el producto absorbido, de mas difícil descomposición, lo que puede originar
una importante contaminación de aguas superficiales.
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5.1.2. El estiércol y otros desechos orgánicos
El estiércol, cuando se utiliza en dosis adecuadas, es una fuente importante en las
áreas donde existen grandes concentraciones de ganado y si se aporta al suelo en
dosis muy superiores a las normales puede convertirse en un agente de
contaminación.
Otros desechos orgánicos, tales como basuras, efluentes de aguas residuales,
productos residuales de ciertas industrias, etc. Pueden también originar contaminación
cuando se aportan en dosis elevadas.
Los suelos más idóneos para eliminar el exceso de materia orgánica son los que
poseen una buena aireación que permite acelerar los procesos de oxidación. Los
cultivos forrajeros contribuyen a eliminar las sustancias solubles, a la vez que extraen
grandes cantidades de nutrientes.
5.1.3 . Fertilizantes.
Son los productos minerales y orgánicos que se utilizan como fuente básica de
nutrición de los vegetales para aumentar el rendimiento de las cosechas. El problema
es que además de N, P y K, contienen productos no deseados que son recibidos por el
suelo, quien los asimila o no, según sea el tipo de producto y según sea el suelo que lo
recibe.
5.1.4. Los desinfectantes en el suelo.
Estos productos se utilizan básicamente en ganadería, aplicándose para el lavado de
establos, lecherías y en tratamientos individuales.
También se aplican para protección de heridas y podas fuertes en vegetales.
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Desde el punto de vista de la contaminación pueden ser arrastrados por escorrentía
superficial y pueden aparecer en el suelo y pasar a los cursos de agua o a los
acuíferos.
Su presencia en el suelo altera la composición normal de la microflora y de la
microfauna; al mismo tiempo modifican ciertas características del agua que los
arrastra.
De todos modos, su importancia desde el punto de vista de la contaminación del medio
natural es solamente testimonial, siendo rarísimo el caso de un verdadero problema
causado por los desinfectantes en una zona agraria.
5.1.5 Los antibióticos en el suelo.
El problema es muy parecido al de los desinfectantes, y se circunscribe exclusivamente
al sector ganadero.
5.1.6. Los detergentes en el suelo.
a) Efectos v alteraciones: Como contaminantes del suelo son arrastrados por las
aguas de escorrentía y ejercen sus efectos de varias formas:
-Alteran las características de la microflora.
-Alteran las características de la microfauna.
-Alteran las características del agua que los arrastra.
-Modifican (como consecuencia) la infiltración.
-Modifican las características físicas del suelo.
-Modifican la porosidad del suelo. -Pasan a los acuíferos, sobre todo
los menos biodegradables.
-Inhiben la oxidación (sobre todo los aniónicos).
-Modifican las características de las aguas de los pozos y los contaminan.
-Provocan la formación de espumas en charcos y arroyos.
En principio, los detergentes tienden plantear problemas de formación de espuma, que
se pueden eliminar por medios mecánicos (lluvia, riego a baja presión, vibraciones
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acústicas, etc) por medios químicos (antiespumantes como el kerosén o las siliconas o
contra-foams o espumas de tensoactivos de carga opuesta), o simplemente utilizando
detergentes poco o nada espumosos.
Para eliminar los detergentes que pueden aparecer en el suelo, procedentes de las
aguas usadas, lo más eficaz es realizar la operación en el agua residual lo antes
posible. Para ello existen los siguientes métodos:
- Oxidación (con catalizadores como sulfato de cobre o de manganeso)
- Precipitación por agentes catiónicos (formando complejos).
- Eliminación mediante coagulantes.
- Adsorción (sobre carbón activo, aluminio, etc. ).
- Eliminación por intercambiadores iónicos.
- Eliminación por emulsión.
-Eliminación formando espumas.
- Eliminación mediante bongos y bacterias (como Proteus vulgaris, Pseudomona
fluorescens, Phialophora jeanselmei o Margarinomyces heteromorphum ).
- Uso de detergentes muy biodegradables
5.2. LOS METALES PESADOS EN EL SUELO
Por lo general, el suelo contiene pequeñas cantidades de metales pesados, algunos de
los cuales son esenciales para las plantas. Cantidades excesivas de estos metales son
perjudiciales, ocasionando una contaminación del suelo que puede durar varios años.
El contenido excesivo de metales pesados proviene de diversas fuentes:
- Aportes excesivos de estiércol fluido, especialmente estiércol de porcino.
- Aplicaciones repetidas de lodos procedentes de aguas residuales
- Algunos residuos industriales que se esparcen por el suelo.
- El plomo y otros metales pesados añadidos a los combustibles pasan a la
atmósfera, ocasionando posteriormente la contaminación de los suelos próximos alas
grandes vías de comunicación.
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- Los pesticidas empleados antiguamente a base de cobre, mercurio y otros metales
pesados, ocasionan una contaminación que puede perdurar por muchos años.
Los metales pesados son frecuentemente retenidos por el complejo arcilloso-húmico,
por cuyo motivo resulta difícil su eliminación. En ocasiones se puede reducir su
actividad al añadir algún producto que forme compuestos solubles. Otras veces, el
problema causado por el exceso de algún elemento es debido a la deficiencia de otro
nutriente. El hierro y el manganeso, por ejemplo son antagonistas, y un exceso de uno
de ellos origina la deficiente asimilación del otro por parte de las plantas. El problema
se soluciona añadiendo suficiente cantidad del elemento deficiente.
Cuando se dispone sobre un suelo una masa de aguas residuales industriales o un
depósito de minerales que contengan metales pesados, aumentara el contenido de
estos sobre ese suelo.
El aumento del contenido en metales se manifestara sobre todo basta una profundidad
de 35 a 40 cm., siendo la mayor acumulación en los primeros 5 cm.
En general, esos metales pueden presentarse en formas asimilables o no asimilables.
Parece ser que en el primer caso su concentración es persistente en el tiempo, lo que
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puede dar origen a contaminaciones graves, tanto de los vegetales como de los
animales que los consuman.
Si los metales permanecen solo en la superficie, la implantación de vegetales de raíz
profunda evitara su contaminación, y esta puede ser una vía de minimización del
impacto de aquellos, aplicable en algún caso.
La presencia de materia orgánica es el principal factor de influencia sobre la sorción y
sobre la formación de complejos metálicos, debido a la capacidad de quelación de
aquella.
5.3 EL SUELO COMO AGENTE DE CONTAMINACION:
Se conoce con el nombre de "eutrofización", el incremento de algas y otros vegetales
indeseables dentro del agua, producido como consecuencia enriquecimiento de
nutrientes. Los pesticidas arrastrados con el agua son también origen de
contaminación de las aguas superficiales y subterráneas, tanto más aquellos que son
persistentes. La erosión es un agente contaminante en cuantía que el agua de
drenaje, puesto que los
pesticidas absorbidos por las partículas del suelo arrastrado tardan más tiempo en
descomponerse.
El suelo también puede ser un agente de contaminación del aire. El viento transporta, a
veces grandes cantidades de polvo; las partículas mas finas, se mantienen en
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suspensión en las capas mas altas de la atmósfera, interceptan cantidades importantes
de luz solar, las partículas mas gruesas caen al suelo y causan molestias.
6. RECONOCIMIENTO Y EXPLORACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS
El objetivo de las técnicas de reconocimiento es proporcionar información de
materiales que forman el terreno investigado, tiene que permitir la discretización del
suelo en zonas de características homogéneas, tanto en sentido horizontal como en
sentido vertical .
En los estudios de investigación de suelos contaminados, la fase de reconocimiento
del terreno y de caracterización de materiales (laboratorio) es generalmente la mas
costosa, por lo que es fundamental una buena planificación previa de las labores a
realizar.
Estos estudios se realizaran siempre después del estudio histórico del emplazamiento
y de la descripción del medio físico, deben ser estructurados por etapas y deben ser
llevados a cabo con coherencia, para poder complementar después los resultados
obtenidos en unos con los de los otros.
La selección del método más idóneo varia en función del tipo de estudio que se desee
realizar, de su alcance y, por supuesto, del presupuesto disponible.
Es obvio que dado que se trata de suelos y de emplazamientos contaminados, la
dirección de estos estudios debe realizar un informe previo de riesgos y tomar las
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medidas de protección que considere oportunas, para no poner en peligro la salud y
seguridad del personal que participe en las investigaciones (uso de trajes protectores,
utilización de instrumentos de medición de gases, etc.).
Los métodos de investigación se clasifican en los siguientes grupos:
- Métodos de investigación superficial. Consisten en labores superficiales a poca
profundidad (excavaciones).
- Sondeos. Dan información puntual y permiten extraer muestras en profundidad para
la realización de ensayos.
- Métodos geofísicos. Proporcionan información general y son rápidos, pero no se
obtienen muestras.
7. CARACTERIZACIÓN DE CONTAMINANTES DEL SUELO
7.1. Parámetros de reconocimiento
Color:
Tinte,. claridad, intensidad de color. .Se aplica el Código Munsell (se toman 7
tintes de los 40, y es por referencia a comparación con los testigos).
Textura (amasado manual):
Arcillas Φ < 2 μm , plasticidad, resistencia, adherencia, posibilidad de constituir
una masa fina.
Limo (2 μm < Φ < 50 μm): poca resistencia, poca plasticidad, baja adherencia,
difícil de constituir una masa fina.
Arenas (50 μm < Φ < 2 mm): imposible de constituir una masa fina, carácter
abrasivo.
Variantes intermedias: areno-limoso, areno-arcilloso, arcillo-arenoso, arcillo-
limoso, limo-arenoso, limo-arcilloso.
Olor:
26
La detección se base en el control de productos orgánicos volátiles mediante:
o -Fotoionización (PID): hidrocarburos aromáticos o clorados.
o -Detección con semiconductores (SCD): hidrocarburos, H2S, NH3.
o -Oscilación de cristal de membrana lipídica (LMD): productos orgánicos volátiles
(sobre todo los polares: aldehídos, aminas, cetonas, etc.).
o .Detección por IR .(IRD).
o -Espectrometría de movilidad iónica (IMS).
7.2. Parámetros preliminares del análisis
Sirven para determinar las proporciones existentes de las fases sólida, liquida y
gaseosa.
- Gases: filtración a 0,45 μm para aerosoles en suspensión. Gravimetría para análisis
cuantitativo.
- Líquidos: filtración a 0,.45 μm o centrifugación para MES. Después, análisis
cuantitativo por gravimetría.
- Sólidos: tratamiento térmico para evaluar perdidas a 105 °C de agua y volátiles, y a
480 °C para controlar la materia orgánica y parte de la materia mineral.
- Granulometría (sólidos): separación por serie de tamices (gruesos y finos ), y
sedimentación (muy finos).
Parámetros básicos
- Parámetros electroquímicos (contaminación mineral):
- pH (reacciones ácido-base en el agua).
- Conductividad (hidrólisis).
- Parámetros de contaminación orgánica: COT ,NTK.
Parámetros complementarios ( contaminación mineral)
27
Se utilizan los siguientes métodos de análisis para cierto tipo de empresas:
-Espectrometría de fluorescencia (X), para:
Industrias siderurgias.
Industrias del vidrio.
Industrias cementeras.
- Espectrofotometría
Control de Pb.
Control de Cd.
-Espectrometría de absorción molecular: para muchos productos.
-Tests inmunoenzimáticos, para:
Plaguicidas. .PCB, HAP, PCF, HC del petróleo.
- Parámetros específicos de contaminación orgánica
Se utilizan los siguientes métodos: Cromatografía de gases (GC), Cromatografía
liquida (LC), Cromatografía de capa fina (TC).
- Parámetros específicos de contaminación mineral
Se utilizan los siguientes métodos: -Espectrometría de absorción atómica
Espectrometría de emisión, Cromatografía iónica .
- Parámetros biológicos
Controles sobre organismos (ecotoxicología):
Daphnias. -Algas.
Bacterias.
Lombrices de tierra.
Vegetales.
Insectos
28
- Parámetros de movilidad
Retención por sólidos.
Lixiviado con agua.
Volatilización.
Degradación.
8.- METODOS DE DECONTAMINACION DEL SUELO
La mayoría de las llamadas técnicas de descontaminación de suelos se orienta a la
prevención y protección contra la extensión de una contaminación en un área
determinada.
Algunas técnicas son verdaderamente de descontaminación, pues tratan el suelo "in
situ" o "ex situ" con diferentes métodos.
En función del análisis de los riesgos derivados del estado de contaminación de un
suelo, se puede llegar a la conclusión que primero es más adecuado realizar y ejecutar
un proyecto de saneamiento.
Existen tres posibles alternativas para sanear un suelo y estas son :
a) Frenar la migración de contaminantes mediante técnicas de confinamiento.
Los vertederos incontrolados de residuos Urbanos son los mejores candidatos, debido
a su ubicación aleatoria y por la gran variedad composicional de los residuos que
contienen.
29
b) Someter el suelo o las tierras contaminadas a tratamientos específicos.
-Tratamientos in situ (no Llevan emparejada la excavación).
-Tratamientos ex situ (llevan emparejada la excavación), y se dividen en:
On site ( en el propio emplazamiento ).
Off sittee (fuera del emplazamiento).
c) Excavación y depósito final del suelo y de las tierras contaminada en un vertedero
controlado .
30
METODOS DE DECONTAMINACION DE SUELOS
ACCION SISTEMA VARIANTES
Tratamiento de la
Contaminación
Excavación
Extracción
hidráulica
Vaporización
asistida
Extracción asistida
Incineración
Inertización
Extracción biológica
Extracción química
Confinamiento Aislamiento
Vitrificación
Barreras
Hidráulicas
Bioremediación Bioremediación
Bacteriana
Bioremediación
Bacteriana
Fitoremediación
La elección de una técnica de descontaminación del suelo no implica que sea siempre
la mas eficaz, pues según ciertos factores, puede ser mas útil una de menor
rendimiento pero mas viable respecto de algún factor limitante (sobre todo los de índole
económico o ecológico).
31
7.1. SISTEMAS DE DESCONTAMINACION DE SUELOS
7.1.1. Excavación
Cuando se trata de una contaminación superficial del suelo, es posible sacar esa capa
mediante medios mecánicos, y después efectuar operaciones de restauración
mediante aporte de tierras limpias, o bien adaptarse a la nueva situación mediante
diversos tipos de obras civiles o de construcciones.
Si la contaminación alcanza más de 5 m. de profundidad, habrá que aplicar otros
procedimientos.
En principio, el método es aplicable para volúmenes inferiores a los 30.000 m3, y es útil
en problemas de urgencia (catástrofes), o incluso en la restauración de áreas
industriales ( eriales con industrias abandonadas o con residuos industriales).
Esta solución puede ser interesante bajo diversos puntos de vista, pues limita
inmediatamente el problema, no necesita medios técnicos sofisticados, pueden
conseguirse con ella resultados de 100% de eficacia y puede ser acometida, realizando
antes los estudios correspondientes y con la dirección técnica adecuada, por personal
no especializado en Ingeniería Ambiental.
Las limitaciones del sistema son las siguientes:
32
- Problemas de ubicación, en ciertos casos, pues se obstaculiza y aparecen peligros de
difusión de la contaminación:
- Zonas urbanizadas
- Redes de saneamiento
- Canalizaciones
- Edificios
- Zonas de posible extensión de la contaminación por debajo hacia otras áreas
próximas.
- Problemas de prevención si hay posibilidad de que aparezcan polvo o vapores
peligrosos durante los trabajos de descontaminación, que pueden llegar a hacer
inviable la operación.
- Problemas de costo frente a otras soluciones.
- Problemas de ubicación del punto de recepción o tratamiento de las tierras
contaminadas extraídas.
- Problemas de disposición de materiales de aporte adecuados en cantidad y calidad
para la reposición del suelo.
Suele ser una alternativa rápida y económica, tanto en lo que se refiere a su puesta en
práctica, como a los resultados que se obtienen.
Es aplicable a suelos contaminados y a residuos sólidos (cenizas, lodos mineros,
escorias, escombros, etc.).
Si el área a excavar es muy extensa, se puede recurrir a excavaciones selectivas
retirando solo las tierras que presenten mayor grado de contaminación.
Por su sencillez, la excavación y el traslado de los materiales contaminados es una
solución que se puede aplicar a menudo. Sin embargo, han de tenerse en cuenta los
siguientes condicionantes:
a) Distancias al punto de vertido: Distancias excesivamente grandes pueden hacer
económicamente inviable el transporte de esos materiales.
b) Tipo de residuos: La manipulación de residuos peligrosos puede ser problemática
para la salud y seguridad del personal encargado de realizar las labores de
33
excavación y traslado. Antes de iniciar estas labores es prioritario efectuar un estudio
de riesgos.
c) Características hidrogeológicas dela zona de excavación: Niveles freáticos muy
superficiales pueden inundar la zona de excavación.
d) Condiciones climáticas: Las precipitaciones son nefastas cuando se realizan
excavaciones de lodos y fangos arcillosos.
e) Características del área de vertido: En ocasiones, la zona de depósito final de las
tierras contaminadas o de los residuos no se estudia adecuadamente debido a la toma
de decisiones precipitadas, trasladándose el problema a ese nuevo lugar.
Aunque, en principio, gran parte de los emplazamientos contaminados son
susceptibles de ser excavados, los condicionantes antes descritos hacen que se deba
estudiar cada caso por separado
Los equipos de excavación y de traslado de tierras contaminadas y de residuos, son
los tradicionales de movimientos de tierra en obras de ingeniería civil (excavadoras,
dragas, camiones, etc.).
7.1.2. Extracción hidráulica
8
8 SEOANEZ Mariano Ingeniería Ambiental Aplicada . Ed. Mundiprensa. 2000
34
El sistema se basa en el bombeo, extracción y tratamiento de contaminantes líquidos.
Esta solución es típica para contaminantes poco solubles, con densidad inferior a la del
agua y con una viscosidad tal que les limite su difusión en el suelo. Este es el caso de
los hidrocarburos y de algunos de sus derivados. Si se consigue crear una zona de
fuerte permeabilidad en un suelo no saturado, como una excavación o foso, un pozo
amplio, etc., con el fondo impermeabilizado previamente, el contaminante liquido
tendera a desplazarse hacia esta zona, y puede ser bombeado desde allí al exterior y
después ser tratado adecuadamente.
A veces, el agua del subsuelo puede diluir o simplemente transportar los
contaminantes, en cuyo caso aparece un fuerte peligro de extensión de la
contaminación. Ante esta situación, la solución es relativamente sencilla si se utiliza
esa misma dilución para "lavar" el suelo contaminado, bombeando el líquido, tratándolo
por un sistema convencional adecuado (generalmente un físico-químico completo ), y
restituyéndolo a la capa freática para mantener los mismos niveles piezométricos que
antes del tratamiento.
El mismo bombeo crea la consiguiente depresión en las aguas subterráneas que
atraerá a las aguas contaminadas, aumentando aún más la eficacia del sistema.
En algún caso concreto se aplican técnicas de inyección de agua (con o sin aditivos)
para lavar contaminantes del subsuelo, bombeando después el líquido a la superficie y
tratándolo adecuadamente. Este sistema solo se puede aplicar en situaciones faltas de
peligro de contaminación de aguas limpias por parte de los aditivos, y cuando los
contaminantes sean suficientemente solubles.
Se debe tener en cuenta que antes de proceder a operar con extracción hidráulica,
debemos tener garantía de que no van a presentarse problemas añadidos de
contaminación al aumentar la cantidad de agua presente en una determinada zona del
suelo. Asimismo, se han de estudiar los aditivos (suelen ser detergentes o agentes
humectantes), pues aparte del posible peligro de contaminación que suponen, pueden
perder eficacia en ciertas situaciones (peor difusión de las soluciones con detergentes
en ciertos suelos compactos, etc.).
35
7.1.3. Extracción asistida
La extracción hidráulica puede potenciarse añadiendo al agua productos químicamente
afines con los contaminantes presentes, de forma que se facilite la disolución de estos.
Como indicamos antes, se suelen utilizar detergentes y productos humectantes que
faciliten la difusión del agua a través del suelo contaminado
Extracción asistida por vía química
Se trata de utilizar agentes quelantes para captar los contaminantes ( es útil con los
metales pesados, por ejemplo), de forma que se constituyen complejos de gran
estabilidad y no tóxicos
7
Al añadir estos productos al suelo se deben bloquear e inertizar los contaminantes, si
antes se han realizado las pruebas correspondientes.
9
7 ECOLOGÍA INDUSTRIAL Manual para Responsables Medioambientales . Mundiprensa. Madrid 1999
36
Extracción asistida por vía biológica
Se basa el sistema en el uso de bacterias que degradan directamente los
contaminantes, o que generan moléculas que los fijan.
Si las bacterias son anaerobias no hay problema, pero si son aerobias (que son mas
eficaces) habrá que inyectar en el suelo una solución nutritiva rica en oxígeno.
Después de efectuado el tratamiento, si los contaminantes han sido fijados se resuelve
el problema, pero si no, habrá que extraer los productos ya degradados y tratarlos en el
exterior.
Otra posibilidad, si el volumen lo permite, es extraer el suelo contaminado, llevarlo a un
lugar impermeabilizado y proceder allí al tratamiento, aportando bacterias y oxígeno.
Una vez se haya recuperado la calidad del suelo, deberá reintegrarse a su punto de
origen.
10
7.1.4. Vaporización asistida
Este método de descontaminación de suelos se basa en la transformación de los
contaminantes presentes a una fase física con mayor capacidad de difusión, de forma
que puedan emigrar hacia zonas de donde puedan ser extraídos con comodidad.
El estado físico mas interesante para aplicar el sistema es el de vapor, y los
contaminantes mas aptos para ser tratados son los disolventes y muchos
hidrocarburos.
9 Op.Cit 10 Op. cit
37
Si se trata de metano, se instalan tubos perforados, que pondrán el gas en
comunicación con el exterior, donde será tratado adecuadamente.
A veces, para diversos contaminantes, se opera inyectando aire con ventilación
forzada, creando abajo un gradiente de presión que obligara a los vapores del
contaminante a desplazarse hacia zonas de menos presión, que serán las de los tubos
perforados de extracción previamente instalados. Este sistema puede funcionar
también en sentido inverso, es decir, montando un sistema de aspiración en los tubos
de extracción y dejando libre la entrada por los otros tubos, de forma que e l gradiente
de presión se crea por la de- presión formada entre la libre entrada de aire y la
aspiración forzada de salida.
En ciertas circunstancias es aconsejable la instalación de los dos sistemas de presión-
depresión a la vez.
La vaporización se puede potenciar mucho calentando el aire de entrada mediante
diversos sistemas, entre los cuales el mas utilizado es el de crear un campo de
microondas emitidas por unos electrodos tubulares clavados en el suelo.
11
Si hay peligro de contaminación de aguas subterráneas por absorción de los
contaminantes, el problema se puede evitar en gran parte desecando el aire que se
inyecta, de forma que se reduzca mucho la tasa de humedad del suelo y se limite así la
extensión de la contaminación al agua.
12 Op. Cit
38
La vaporización asistida es viable siempre que los contaminantes tengan temperaturas
de cambio de fase bajas y próximas unas de otras, como ocurre con los productos
antes indicados ( disolventes, sobre todo orgánicos, e hidrocarburos). Estos productos
pueden presentarse en las fases: gas, líquido o en solución en el agua del suelo.
12
8. BIOREMEDIACION :
8.1. LA CÉLULA BACTERIANA
Debido a que las bacterias son los organismos más abundantes en el suelo, aguas
subterráneas y sistemas de biorecuperación, se profundizará en las propiedades de
este grupo de protistas sobre las propiedades de otros organismos.
8.1.1 Composición química de las células
En una bacteria se debe anotar que el carbono es el que se encuentra en mayor
proporción en la composición de la célula. Bratback (1985) estimó el contenido de
carbono de una sola célula bacteriana y fue de 10 -13 g. La masa de la célula bacteriana
está constituida de agua, se ha estimado que es un 90 por 100 del peso total. Las
proteínas constituyen la mayoría de macromoléculas dentro de las células bacterianas.
El elemento principal de todas las células vivas, en base a su masa, es carbono,
oxígeno, nitrógeno, hidrógeno, fósforo y azufre. Varios metales (hierro, manganeso,
potasio, cobalto, calcio, cobre y zinc) son esenciales para la vida ya que sirven como
cofactores (o mediadores) para el transpone de electrones que se lleva a cabo en
reacciones específicas catalizadas por enzimas. Sin embargo, estas trazas de elemen-
39
tos necesitan estar presentes solamente en pequeñas cantidades y generalmente
están disponibles en exceso en suelos y aguas subterráneas.
Las fórmulas empíricas de células o su relación elemental de los constituyentes
químicos de las células microbianas son utilizadas para estimar los requerimientos de
nutrientes para el crecimiento y conversión gravimétrica de la masa celular medida
dentro de la demanda teórica de oxígeno del tejido celular, la fórmula empírica celular
más ampliamente utilizada es C5H7NO2 (Porges, et al-, 1953), omitiendo el nutriente
esencial fósforo.
8.1.2. CRECIMIENTO CELULAR
El crecimiento se define simplemente como un incremento en el número de microor-
ganismos por unidad de tiempo. Muchas bacterias se reproducen a través del proceso
de fisión binaria donde dos células son formadas a partir de una célula madre. En una
célula con forma de bacilo, por ejemplo, la célula madre es capaz de crecer en tamaño
y alargarse cerca de dos veces el largo original y de ella formar una partición llamada
tabique o septo, el cual divide a la célula en dos células idénticas. El tiempo que ésta
tarda para formar dos células a partir de la misma célula madre, es llamado tiempo de
generación. De aquí que el tiempo de generación sea siempre el tiempo necesario para
doblar el número de células, algunas veces se emplea el término tiempo de
duplicación. El tiempo de generación varía drásticamente dependiendo de to-especie y
de las condiciones de crecimiento. Los tiempos de generación pueden ser tan cortos
como de unos pocos minutos o tan largos como de diversas horas.
Basado solamente en fisión binaria, el crecimiento debería ser exponencial mul-
tiplicando el número de células mantenidas. El crecimiento exponencial solamente
puede ser llevado a un cierto punto. Sin embargo, la concentración de nutrientes y
otros factores ambientales podrían ser limitantes. En la Figura se describe una curva
de crecimiento típica para un cultivo de bacterias inoculada dentro de un medio fresco
en un sistema discontinuo cerrado con condiciones óptimas para crecimiento. El ciclo
de crecimiento puede ser dividido en cuatro fases principales: latencia, exponencial,
estacionaria y muerte.
40
Fase de latencia
La fase de latencia o retardo es el período de tiempo que toman las bacteria
aclimatarse al nuevo ambiente antes de empezar el crecimiento. Durante esta
aclimatación la velocidad de crecimiento es cercana a cero. La fase de latencia puede
ser muy corta, como cuando las bacterias que están creciendo exponencialmente son
transferidas a un medio con una composición similar de nutrientes a lo que tenían
cuando estaban creciendo. La inoculación en un medio estéril con células en la fase
estacionaria o la inoculación en un medio que tiene una composición diferente de
nutrientes puede dar como resultado una fase de 10 a 20 h o más larga. El tiempo
requerido para activar el metabolismo necesario para degradar un contaminante
específico es algunas veces llamado el período de aclimatación. El período de
aclimatación puede ser muy largo, cientos de días en algunos casos, dependiendo de
la biodegradabilidad del compuesto químico, la presencial otras fuentes de carbono
preferentes que tienen que ser primeramente extraídos y presencia de cultivos
degradadores ya adaptados.
Crecimiento exponencial
41
La fase de crecimiento exponencial generalmente sigue a la aclimatación de nutrientes
que son usados para construir o sintetizar nuevo material celular. Inicialmente, el
número de células (o masa celular) empieza a incrementar mensurablemente. El
período corto entre el crecimiento cero y el verdadero incremento exponencial en
función del tiempo, es algunas veces referido como el estado de «crecimiento
creciente». En el crecimiento exponencial, el número de células incrementa
exponencial mente, como puede ser visto al representar el número o concentración de
masa celular en papel semilogarítmico. Eventualmente ocurre una limitación en la lasa
de crecimiento y la tasa de crecimiento decrece (período referido como etapa de
crecimiento de retardo; Pitter y Chudoba, 1990). Muchas veces el factor limitante es la
concentración de sustrato pero en algunos casos un descenso de los niveles de
oxígeno (donde el oxígeno se utiliza para la biodegradación), falta de un nutriente
requerido, la acumulación de un producto tóxico para la biodegradación o cambios en
el pH. En sistemas cerrados la producción de CO2 puede dar como resultado una
disminución del pH que afecta a la tasa de crecimiento.
Durante el crecimiento exponencial, los cambios en el número de células bacterianas
son directamente proporcionales al número de células presentes: esta relación puede
ser expresada como
Fase estacionaria
La fase estacionaria inicia cuando la lasa de crecimiento específico tiende
aproximadamente a cero después del crecimiento exponencial. En muchos casos la
duración de la fase estacionaria es del orden de 12 a 36 horas. El crecimiento en
este momento no está parado pero el crecimiento neto es aproximadamente cero.
Las células se dividen usando compuestos orgánicos acumulados o compuestos de
células muertas y rotas (lisis). Todas las actividades metabólicas medidas como tasa
de consumo de oxígeno, por ejemplo, son muy bajas. Las células pueden iniciar a
formar esporas o entrar en otras rutinas necesarias para sobrevivir durante los
períodos de limitación de nutrientes.
El camino por el cual las especies bacterianas responden durante la fase estacionaria
es un factor importante dentro de su habilidad para competir en sistemas ingenieriles.
Por ejemplo, en procesos de reacción discontinuos la concentración de materia
42
orgánica es inicialmente alta y decrece a valores muy bajos como resultado de las
reacciones de biodegradación. Ciclos con duración de horas o días se realizan para
llevar a cabo estas reacciones, durante este período tos cultivos son separados del
líquido y una nueva carga de compuestos orgánicos es adicionada. Las especies
capaces de estabilizarse rápidamente, crecen bien a bajas concentraciones de nu-
trientes y mantienen su actividad (o potencial de actividad) durante la fase estacionaria
presentando una mayor ventaja competitiva.
Fase de muerte
Cuando las bacterias dejan de crecer, mueren. La muerte puede simplemente significar
la inactivación de la actividad metabólica o ésta puede ser descomposición real de la
célula. La fase endógena es el término empleado para describir la etapa en la cual las
bacterias viables se están alimentando de material orgánico proveniente de células
bacterianas muertas. Como en la fase estacionaria, la muerte se mide en un sentido
neto. Ambos, crecimiento y muerte, están ocurriendo pero los resultados del balance
en un decrecimiento en número de células y masa celular. El decrecimiento neto para
el número de células microbianas debido a la muerte puede ser aproximado como una
función exponencial, similar a esta por crecimiento:
DN
— = - bN
dt
donde b es la tasa o cantidad constante de disminución de número de células.
8.1.3 FACTORES QUE INFLUYEN EN LA EFICIENCIA DE LA BIODEGRADACIÓN
La concentración y composición de la comunidad microbiana y la tasa de transform-
ación de contaminantes está influenciada por los factores ambientales, factores de
sustrato y factores microbiológicos. En los factores ambientales se incluyen humedad,
aireación, temperatura, pH y disponibilidad de nutrientes. Dentro de las propiedades del
sustrato que pueden afectar la biotransformación se incluyen toxicidad, concentración,
43
solubilidad, volatilidad, separación de la fase sólida y estructura química. Entre los
factores microbiológicos se encuentran la presencia de microorganismos con rutas
para la degradación de los compuestos de interés, aclimatación de las poblaciones
microbianas y factores ecológicos.
8.2. DEFINICIÓN DE BIOREMEDIACION
La BIOREMEDIACION es el proceso que se ocupa de la utilización de sistemas
biológicos, tales como enzimas y bacterias, para producir rupturas o cambios
moleculares de tóxicos, contaminantes y sustancias de importancia ambiental en
suelos, aguas y aire, generando compuestos de menor o ningún impacto ambiental.
Estas degradaciones o cambios ocurren usualmente en la naturaleza (y entonces se
denomina "atenuación natural"), sin embargo la velocidad de tales cambios es baja.
Mediante una adecuada manipulación estos sistemas biológicos pueden ser
optimizados para aumentar la velocidad de cambio o degradación y así usarlos en
sitios con una elevada concentración de contaminantes. En general, las
manipulaciones involucran producción e inmovilización de enzimas en determinados
soportes y cambios genéticos a algunas cepas bacterianas.
Una variedad de contaminantes puede ser eliminados por Bioremediación: pesticidas,
herbicidas, petróleo y sus hidrocarburos derivados, gasolina y metales pesados, entre
otros.
Recientemente, la Fitoremediación se ha impuesto como una tecnología interesante
que puede ser utilizada para "bioremediar" sitios con una alto nivel de contaminación.
Básicamente, la Fitoremediación es el uso de plantas vegetales para " limpiar" o
"remediar" ambientes contaminados debido en gran parte a la capacidad fisiológica y
características bioquímicas que poseen algunos ejemplares vegetales de absorber y
retener contaminantes, tales como metales, compuestos orgánicos, compuestos
radioactivos, petroquímicos, y otros.
44
Los procesos mediante los cuales funciona la Bioremediación podemos agruparlos en
remediación microbiana
degradación enzimática, y
Fitoremediación.
8.2.1 BIORREMEDIACIÓN BACTERIANA
La utilización de microorganismos que degradan o transforman diferentes compuestos
nocivos en otros de menor impacto ambiental ha experimentado un gran desarrollo en
años recientes. Es así que importantes investigaciones han sido dirigidas a ampliar la
versatilidad metabólica para la degradación de contaminantes en algunas especies
bacterianas.
Son bastantes y variadas las aplicaciones útiles que se han dado a microorganismos
en el campo ambiental. Basta con mencionar los conocidos procesos aerobios y
anaerobios para tratamientos de residuos industriales líquidos. Actualmente, tanto la
microbiología ambiental como la genética bacteriana contribuyen al diseño de sistemas
microbianos con capacidades metabólicas mejoradas y aumentadas.
8.2.2 BIOREMEDIACIÓN ENZIMÁTICA
45
Las enzimas son estructuras biológicas (proteicas) que cumplen un importante rol en
toda especie viva. Las enzimas son las encargadas de acelerar cambios químicos, esto
es, inducir complejas reacciones de transformación química con un gasto energético
mínimo y con una elevada velocidad de reacción. Por ello, las enzimas son
componentes esenciales de todo proceso metabólico en sistemas vivos.
Las enzimas son producidas por células como resultado de los procesos que
acompañan a la traducción de la información genética. Mediante el uso de técnicas de
la biología molecular se puede inducir la producción de enzimas en sistemas
bacterianos con características genéticas que permiten una expresión del gen
enzimático en forma constante. Con esto se logra obtener un sistema productor de
enzima a gran escala; estamos en presencia de Biotecnología. En el campo de la
aplicación a la protección ambiental, se han diseñado muchos de estos sistemas
biotecnológicos, y muchas empresas ofrecen tanto enzimas que degradan sustancias
de importancia ambiental como sistemas bacterianos inmovilizados en determinados
soportes ( biofiltros ).
46
8.2.3 FITOREMEDIACIÓN
La idea por la cual las plantas, ya sea flora arbórea, arbustiva o herbácea, pueden
atrapar y retener distintas sustancias químicas del medio ambiente incluidas algunas
de reconocida peligrosidad no es nueva, es mas el concepto de destrucción de
xenobióticos por organismos vivos es un asunto que ha apasionado a científicos de
variadas disciplinas.
No es de extrañar que esta importante
enzima con funciones de detoxificación de
xenobióticos este siendo investigada en el
ámbito molecular y en otras especies
distintas al ser humano como plantas y
microorganismos. Existe bastante
evidencia que formas muy similares a
esta enzima (isoformas) se encuentran en
varias especies de plantas, pero la
investigación no ha quedado ahí, también
se ha podido encontrar plantas que
poseen en su sistema metabólico la
enzima glutatión S-tranferaza, otra importante enzima que tiene relación con los
procesos de detoxificación de xenobióticos.
Recientemente en distintos lugares del mundo se esta comenzando a investigar y
aplicar la Fitoremediación con plantas que aparentemente poseen metabolismos más
capaces para eliminar xenobióticos. Específicamente se ha comenzado ha investigar
47
con plantas y especies arbóreas con capacidades aumentadas en retener metales
pesados.
Esta novedosa tecnología tiene muchas ventajas con respecto a los métodos
convencionales de tratamientos de lugares contaminados; en primer lugar es una
tecnología económica, de bajo costo, en segundo lugar posee un impacto regenerativo
en los lugares donde se aplica y en tercer lugar su capacidad extractiva se mantiene
debido al crecimiento vegetal, además es capaz de ser modificada para aumentar su
capacidad y selectividad extractiva, un caso bien conocido es la modificación genética
de la Arabidopsis thaliana para reducir Ion mercurioso.
En general, dos ideas son las ideas centrales en Fitoremediación:
8.3.1 FITOEXTRACCIÓN
La fitoextracción utiliza la biomasa vegetal-extractiva para remediar suelos
contaminados. Una gran cantidad de contaminantes pueden ser captada del suelo,
entre ellos metales pesados y algunos compuestos radiactivos. Existe cierta evidencia
en favor a la idea que transportadores específicos estarían dispuestos en las raíces de
48
las plantas e inclusive la alta inespecificidad en la absorción de oligoelementos la
simbiosis microbiana en la rizósfera jugaría un rol importante en algunos casos.
El producto de los procesos que acompañan a la fitoextracción en suelos y aguas
contaminados son una eliminación de tóxicos, cualidad que permanece en el tiempo.
Las plantas contaminadas con estos tóxicos pueden ser luego cortadas, con un control
evidente en su disposición.
8.3.2 RIZOFILTRACIÓN
Las raíces, ya sea acuáticas o terrestres, pueden precipitar y concentrar contaminantes
tóxicos de efluentes, es en este punto donde se manejan las hipótesis sobre la
importancia simbiótica entre un tipo de microorganismo y la raíz de la planta, en
investigaciones recientes la modificación genética de cepas bacterianas, por ejemplo
para la reducción de metales pesados o bien para la eliminación de aceites u otros ha
evidenciado que no solamente la planta es capaz de retener o degradar un tipo de
contaminante sino que además esta acción puede ser mejorada insertando
microorganismos simbióticos específicos en la rizósfera de la planta.
Estas dos ideas básicas se ramifican en una inmensa variedad de investigaciones
tanto a nivel básico como aplicado.
49
8.4. EL COMPOST Y LA BIOREMEDIACIÓN
El Compost como Bioremediación se refiere al uso de un sistema biológico de
microorganismos, en un compost maduro, para secuestrar o destruir los contaminantes
del agua o del suelo. Los microorganismos consumen contaminantes del suelo, aguas
subterráneas y superficiales, y del aire. Los contaminantes son digeridos,
metabolizados y transformados en humus y productos inertes, como dióxido de
carbono, agua y sales. Ha probado ser efectivo en degradar o alterar muchos tipos de
contaminantes, como hidrocarbonos clorados y no clorados, químicos preservantes de
madera, solventes, metales pesados, pesticidas, productos del petróleo, y explosivos.
Los compost usados en la Bioremediación, son referidos como “hechos a medida” o
“dibujados”, en el sentido que son hechos especialmente para tratar contaminantes
específicos en sitios específicos.
La meta final en todo proyecto de remediación, es devolver al sitio a su condición de
precontaminación, lo cual incluye, a menudo, reforestación o revegetación para
estabilizar el suelo tratado. A mas de reducir los niveles de contaminación, el compost
adelanta su meta facilitando el crecimiento vegetal. En este rol, el compost provee
acondicionamiento del suelo, y también provee nutrientes a una amplia variedad de
vegetación.
8.4.1 BIOREMEDIACIÓN DEL SUELO
8.4.1.1 Contaminación De Metales Pesados
El Dr. Rufus Chaney, un investigador agronómico Sr. Del departamento de agricultura
de USA, es un experto en el uso de métodos de compost para corregir sitios
50
contaminados por metales. En Bowie, Maryland, por ejemplo, encontró un alto
porcentaje de plomo en los suelos adyacentes a casas pintadas con pintura base
plomo. Para determinar la efectividad del compost en reducir la biobtención del plomo
en esos suelos, Chaney alimento ratas con suelo contaminado y con suelo
contaminado mezclado con compost. Tanto el compost como la tierra atrapan el plomo,
reduciendo por tanto su biodisponibilidad, el suelo tratado con compost fue más
efectivo que el no tratado. De hecho, las ratas no exhibieron efectos tóxicos del suelo
contaminado con plomo mezclado con compost, mientras que si lo exhibieron con el
suelo solo.
En otro estudio, el Dr. Lee Daniels y P. D. Schroeder del instituto politécnico de
virginia, Blacksburg, Virginia, remediaron un sitio estéril contaminado con arenas y
lodos, producto de una mina de metales pesados.
La aplicación de compost revitaliza el suelo para uso agrícola. Se aplicaron 20
toneladas por acre para producción Dr. Grano y 120 ton/acre para maní.
8.4.2 Contaminantes orgánicos
El Dr. Michael Cole, un experto en la degradación de contaminantes en el suelo,
remedió un suelo conteniendo 3000 partes por millón (ppm) de herbicida dicamba a
niveles no detectables en 50 días. Cole mezclo chips de madera y compost maduro en
el suelo para hacer el sustrato combinado, 10% (en volumen) compost y chips de
madera, y 90% suelo contaminado. De acuerdo con el Dr. Cole, el dicamba se degrada
eventualmente en el suelo, pero el proceso lleva años en vez de días. Además de
acelerar el proceso de Bioremediación, el uso del compost también puede ahorrar
dinero. El método tradicional de remediar mediante el relleno de tierras e incineración,
puede costar cinco veces o más que la tecnología de compostaje. De acuerdo al Dr.
Cole, la Bioremediación por el compost, mas que cualquier otra técnica de limpieza de
suelos, da por resultado una tierra enriquecida y deja a la misma en mejores
condiciones que antes de ser contaminada.
8.4.3 Contaminación de hidrocarburos de petróleo
51
En Seymour Jonson, base de la fuerza aérea, cerca de Goldsboro, carolina del norte,
el suelo está contaminado como resultado de los frecuentes derrames de combustible
de jet y la excavación para tanques subterráneos de deposito de combustibles. La base
trata con una variedad de contaminantes de petróleo, incluyendo gasolina, keroseno,
fuel oil, jet fuel, fluido hidráulico, y aceite para motores. En 1994, la base implemento
un sistema de Bioremediación usando compost hecho de desechos de madera y
excretas de pavo. Anteriores sistemas de remediación incluyeron levantar el suelo
contaminado y llevarlo a un fabricante de ladrillos, donde se incinero a altas
temperaturas. Comparado con el costo de levantar, incinerar y compra de suelo limpio,
la Bioremediación con compost, le ahorro a la base US$ 133.000 el primer año. El uso
del compost también dio por resultado una limpieza más rápida, desde que los
proyectos se completan en semanas en vez de meses.
Los hongos del compost producen una sustancia que quiebra los hidrocarburos del
petróleo, permitiendo que las bacterias del compost lo metabolícen. Una relación típica
consiste en 75% de suelo contaminado, 20% compost y 5% excreta de pavo. Una pala
mecánica mezcla y revuelve las pilas para mantenerlas aireadas. Después de
mezcladas, un nylon vinílico cubre las pilas para protegerlas del viento y de la lluvia, y
para mantener la humedad debida y temperatura adecuada para un crecimiento
microbial óptimo.
8.4.3.1. Comportamiento del petróleo en el suelo
El agua es el solvente primario en el suelo, al ser liberado un volumen relativamente
grande de petróleo y sus productos, vía derrames o fugas, estos químicos pueden
reemplazar al agua como un solvente en estas áreas, a medida que un volumen de
hidrocarburo migra a través de la masa del suelo, una pequeña cantidad de este
volumen total se pega a las partículas del suelo o del sustrato en que se encuentre.
Este volumen de hidrocarburo que queda retenido se conoce coma inmóvil o
saturación residual. Por otro lado otra parte de este hidrocarburo desciende hacia la
mesa de agua donde puede llegar a disolverse aunque la mayoría de los productos de
petróleo son relativamente insolubles, si no se disuelve entonces se queda sobre la
52
masa de agua dando la imagen de una mancha negra. El petróleo se comporta de
esta forma al encontrarse en el suelo o, ciertos substratos.
8.4.3.2 Biodegradación de Hidrocarburos
La biodegradación de hidrocarburos consiste en la degradación biológica del petro1eo
y sus derivados la cual es Elevada a cabo por bacterias y hongos especializados que
tienen la capacidad de oxidarlos. mineralizarlos o transformarlos en biomasa.
Los microorganismos utilizan los hidrocarburos como fuente de energía para cumplir
con sus funciones metabólicas. Para optimizar un proceso de biodegradación es
importante tomar en cuenta ciertos factores como son: temperatura, pH, nutrientes.
sustrato, humedad, oxígeno, de los cuales dependerá la actividad de los
microorganismos que actúan en el proceso.
8.4.3.3 Microorganismos Biodegradadores de petróleo
Una gran variedad de microorganismos tienen la capacidad de degradar determinado
tipo de compuestos orgánicos bajo distintas condiciones, de la misma forma algunos
compuestos sintéticos pueden ser modificados o transformados mediante ellos. Los
microorganismos pueden ser bacterias, hongos o poblaciones microbianas trabajando
en asociación, como consecuencia de esto se produce una gran parte del proceso
cíclico orgánico e inorgánico fundamental para mantener los ecosistemas es la
actividad microbiana.
Los microorganismos reciben energía y nutrientes para la formación de nuevas células
como consecuencia del metabolismo de los sustratos que apoyan la vida.
Para lograr que los microorganismos degraden contaminantes, como los hidrocarburos,
en compuestos menos tóxicos que no causen danos ambientales o tengan efectos
adversos sobre la salud humana, deben desarrollarse sobre la sustancia residual o
contaminante, además deben contar con nutrientes que estimulen el crecimiento de su
población, mejoren su metabolismo facilitando el transporte de sustancias por las
53
membranas celulares. Por lo general en condiciones naturales los microorganismos
presentan carencias de Nitrógeno (N), Fósforo (P), y Azufre (S)
Muchos de estos organismos han sido identificados y caracterizados en estudios
anteriores, aunque otros han presentado dificultades para aislarlos y cultivarlos.
Entre los microorganismos a los hidrocarburos están las bacterias: Achromobacter;
Arthobacter; Micrococcus Nocardia Acinetobacter, Brevlbacterium Corynebacterium
Flavobacterium Pseudomonas putida.. Pseudomonas aeruginosa, Mycobacterium
vaccae. 14
Algunos de estos géneros podrían sonar familiares como patógenos para el ser
humano, esto se debe a que los genes que permiten a estas bacterias degradar los
hidrocarburos son similares a aquellos que los hacen patógenas. Estos genes son
conocidos como plásmidos los cuales son pedazos de ADN que pueden producir
resistencia antibiótica o permitir la utilización de hidrocarburos como fuente de carbono
para el crecimiento celular. Estos genes se conocen como lujosos o especiales porque
no son necesarios para la supervivencia de la bacteria, pero son aquellos que le dan
ventaja frente a otras células: otra característica importante de los plásmidos es que
pueden ser transmitidos de una bacteria a otra.
Entre los hongos identificados en la biodegradación del petróleo están: Pycnoporus
cinnabarinus; Phanerochaete chrysosporium Bjerkandera sp.15
Uno de los microorganismos más estudiado ha sido el Pseudomonas, entre otras, la
utilidad de estas bacterias es que algunas cepas contienen un plásmido denominando
TOL que se produce naturalmente, el cual le permite la degradación del tolueno.16
CUNNINGHAMELLA ELEGANS es otro microorganismo estudiado por Carl E.
Cerniglia y David T. Gibson. presentado en el libro Metabolism of Naphthalene by
14 LEVIN Morris et . al. 1997 15 Op. Cit 16 Op Cit.
54
Cunninghamella elegans”, este hongo se encarga de atacar a los anillos aromáticos y
metabolizan un amplio rango de hidrocarburos incluyendo aquellos C3 -C32- Alcanos.
Alquenos y aromáticos coma el tolueno, Naftaleno, antraceno.
Las bacterias atacan primero a los hidrocarburos monocromáticos y finalmente a los
polares en el siguiente orden tomado del Proyecto de Bioremediación por
contaminación de hidrocarburos" realizado por el Ph.D Alberto Padilla se puede
apreciar el potencial relativo de biodegradación por microorganismos.
1) Monoaromáticos
2) Alcanos no ramificados
3) Alcanos ramificados
4) Cíclicos Saturados (naftenos)
5) Aromáticos polinucleares
6) Polares
8.5. BIOTRATAMIENTO EN FASE SÓLIDA
El tratamiento por vía sólida será la expresión empleada para describir los procesos
empleados para el tratamiento ex situ en condiciones no saturadas. Dicho tratamiento
se distingue de la biorrecuperación in situ y del tratamiento vía suspendida en donde
se mezcla el suelo con agua y se agita en un reactor . La biorecuperación vía sólida se
la conoce también como landfarming y puede dividirse en dos mecanismos generales:
tratamiento en lechos y compostaje. La diferencia fundamental en ambos procesos es
la forma de aireación. El tratamiento en lechos sigue principios similares a los de las
labores agrícolas. Los equipos de laboreo, similares a los que se emplean en la
agricultura, se usan para voltear y airear los suelos. De esta, solo se pueden tratar las
55
capas de suelo menos profundas, hasta donde llegan las paletas giratorias. Como
consecuencia se necesita mucho espacio. El compostaje del suelo, como el
compostaje de la basura, consiste en la formación de pilas de material degradable. La
profundidad de la pila esta limitada por los equipos empleados pero puede llegar a ser
de hasta 5 m sin gran dificultad. Por tanto, las necesidades de terreno son
considerablemente menores que las asociadas con el tratamiento de lechos. Las pilas
de compost se airean bien activamente, volteando la pila mecánicamente, bien
pasivamente, mediante tubos perforados embebidos. En los sistemas de tratamiento
por vía sólida se emplean aditivos, como los nutrientes, para estimular el crecimiento
microbiano, y material orgánico para generar una mas intensa actividad microbiana.
Para producir el calor deseado en los sistemas de compost generalmente se necesita
la adición de materia orgánica, frecuentemente en forma de estiércol.
8.5.1. TRATAMIENTO EN LECHOS
También conocido como tratamiento vía sólida, o landfarming, es una expresión que
se emplea habitualmente en la tradición agrícola para describir el método usado por los
agricultores desde hace siglos para descomponer la basura orgánica no peligrosa. El
método consiste simplemente en esparcir la basura y laborear el suelo para incorporar
la basura en la matriz de este y proporcionar la aireación necesaria para optimizar la
actividad microbiológica. Se usa la misma técnica para biodegradar basura peligrosa, a
menudo se emplean unos equipos agrícolas similares.
El uso del tratamiento en lechos en la gestión de los residuos peligrosos se remonta a
comienzos de siglo (King et all , 1992), en plena revolución industrial, cuando se uso
más como una técnica de vertido que como un proceso de recuperación. En esa época
fue frecuente, por parte de las refinerías de petróleo verter el fango generado en sus
procesos en las tierras próximas. A veces esa tierra era una ribera de un río o arroyo
que se empleaba como fuente de agua para la refinería. El volumen de fango aplicado
decrecería con el tiempo principalmente debido a la volatilización de los compuestos
ligeros y a la lixiviación y de los mas pesados. La absorción, foto descomposición y
biodegradación también contribuyen a la eliminación del fango, aunque en menor
medida. Con el mayor entendimiento de las razones por las que se producía la
56
reducción del volumen surge la necesidad de optimizar el proceso para que la
reducción pudiera conseguirse mas rápida y efectivamente. Con el tiempo, el laboreo
del suelo, la adición de fertilizantes, y el control del pH y de la humedad permitieron
aumentar la eliminación biológica de la basura.
Alrededor del año 1950, el tratamiento en lechos se convirtió en un método popular
para el tratamiento de los residuos peligrosos e industriales aplicados en forma líquida,
sólida o de fango. En los años setenta, no obstante, con la introducción de
regulaciones ambientales mas exigentes, hubo que reconsiderar el comportamiento y
transporte de los contaminantes en las explotaciones del tratamiento en lechos. Ya no
se permitió más la antigua practica del tratamiento en lechos que fomentaba la
volatilización y el lixiviado como medio de eliminar contaminantes del suelo. En lugar
de ello, el uso habitual actual es eliminar los lixiviados, minimizar la volatilización, y
ante todo fomentar la eliminación biológica de los compuestos orgánicos.
8.5.1.1 Descripción del proceso
El tratamiento en lechos es uno de los procesos más sencillos de biorecuperación. En
lugar de tratamiento se construye como se indica mas abajo. El medio contamina- do,
suelo, fango, sedimento, o líquido residual se esparce en capas finas y se laborea. El
nuevo material contaminado se ň regularmente. El labrado consigue la aireación, así
como la mezcla, lo que puede mejorar el transporte de masa y la bioaccesibilidad.
Para mejorar la actividad microbiológica se debe hacer un seguimiento regular y se
deben ajustar, cuando sea necesario, los nutrientes, el contenido de humedad y el pH.
El objetivo de este curso es, principalmente, el tratamiento del suelo contaminado, lo
que puede conseguirse in situ o ex situ dependiendo de la zona, tipo de contaminación,
y nivel de concentración de contaminantes en el suelo. El tratamiento in situ, que no es
frecuente, es aplicable si existe una capa impermeable bajo el suelo contaminado que
eliminaría la amenaza de la contaminación subterránea. Estas condiciones pueden
existir donde haya habido vertidos, como desde un deposito de almacenamiento sobre
el terreno, en donde el lugar dispone ya de controles para prevenir la contaminación de
57
agua del subsuelo. Este fue el caso de una zona en Pennsylvania occidental (Leavitt,
1992), donde una implosión de un deposito origino un vertido de aproximadamente
3.785 m3 de fuel-oil N 2. Tras la respuesta de emergencia, se estimo que 549 m3 de
combustible permanecían en el suelo. Los niveles medios de contaminación en éste
variaban entre 10 y 20 g de hidrocarburos totales de petróleo (TPH) por Kg. de suelo,
pero fueron tan altos, en algunas zonas, como100 g TPH/Kg. El hecho de que los
niveles de concentración no inhibieran la actividad microbiana permitió, con éxito, el
tratan1iento in situ. Para otros ejemplos tratamientos en lecho in situ consultar a
Flathman et all (1995) y Fogel (1994). En la mayoría de los casos se debe excavar el
suelo para retener la propagación de la contaminación o porque el suelo se usa para
diferentes propósitos y no se puede emplear durante la duración del tratamiento. Un
ejemplo frecuente es la contaminación originada por las fugas de los depósitos de
almacenamiento subterráneos. El tratamiento ex situ se lleva a cabo en un lecho que
puede construirse en un lugar lejos del punto de la contaminación. Puede ser necesaria
la excavación y el tratamiento del suelo ex situ si el nivel de contaminación es
inhibitorio para la biodegradación. Frecuentemente este es el caso de los sedimentos
en lagunas o estanques que han sido usados previamente como pozos de vertido para
líquidos residuales. En este puede mezclarse el medio contaminado con suelo limpio
para diluir el residuo y bajar los niveles de concentración.
Un tratamiento en lechos, emplea los mismos principios que el tratamiento in situ pero
se construye con controles ingenieriles para minimizar el transporte de contaminantes y
maximizar la eficiencia del tratamiento.
8.5.2. APLICACIÓN DEL RESIDUO.
Cuando se aplica el suelo contaminado a una unidad de tratamiento en lechos, UTL, el
volumen se incrementa debido al esponjamiento y a que debe tenerse en cuenta la
perturbación del suelo durante la excavación. El volumen del suelo luego de esparcido
en una UTL es aproximadamente 1.25 a 1.4 veces el volumen de suelo a excavar.
La profundidad a la que se distribuye el suelo contaminado en una UTL es critica para
facilitar la difusión de oxígeno y así mantener las condiciones aerobias. profundidad
58
depende de las propiedades del suelo, equipo de laboreo y cantidad de suelo a tratar.
Los suelos que tienen gran permeabilidad y drenan fácilmente pueden alcanzar mayor
profundidad comparados con los suelos con alto contenido de arcillas y que tienen baja
permeabilidad. En algunos casos, a los suelos se les aplica una enmienda con material
suelto o materia orgánica para incrementar la porosidad y permeabilidad, y así
incrementar la eficiencia del tratamiento.
La profundidad de la capa de suelo contaminado debería, si se desea obtener un
tratamiento efectivo, ser mas pequeña que la profundidad alcanzada por el equipo de
laboreo (15 a 50 cm). El suelo que no se laborea y voltea regularmente tendrá una
limitación de oxígeno ya que la difusión de oxígeno a través de la superficie es
relativamente baja. Esto no significa que la biodegradación no se produzca en suelos
que no son laboreados. No obstante, las tasas de biodegradación probablemente serán
mas bajas y el tiempo para completar la biorecuperación será mayor. Se citan
tratamientos hasta profundidades de 150 cm bajo la superficie La Grega et al. , 1994.
Por ejemplo, con tratamiento in situ en el que la zona contaminada puede ser
relativamente profunda, el suelo puede tratarse en capas. Una vez que la capa superior
esta recuperada, puede ser excavada y eliminada, así se permite el laboreo a mayores
profundidades. El suelo excavado puede almacenarse temporalmente y después
usarse como relleno una vez que la zona este limpia.
La profundidad que un suelo contaminado en una UTL puede alcanzar depende de la
cantidad de área superficial y del total de suelo a tratar. Si todo el suelo no puede
tratarse de una vez, entonces pueden ser necesarias varias aplicaciones. primera
tongada puede tener una profundidad relativamente grande, pero las siguientes
deberían ser mas pequeñas. Una vez que se ha tratado la primera se puede aplicar
otra tongada con una profundidad que podría permitir incorporar algo del suelo de la
tongada previa, mediante laboreo, con el suelo nuevamente aplicado. Esto permite la
introducción de algunas de las bacterias ya aclimatadas de la primera tongada en la
segunda, de este modo se reduce la fase de retardo. Una ventaja adicional es la
dilación de los residuos en la segunda tongada a medida que se mezclan con el suelo
limpio de la primera. Generalmente, el resultado es un menor periodo de tratamiento
para la segunda tongada comparada con la primera.
59
Como regla general, se aconseja que la profundidad del suelo en una única capa sea
mayor de 15 cm pero no exceda 61 cm. Sin embargo, es preferible que sea menor de
30 cm, si se desea conseguir un buen tratamiento. Para suelos arcillosos en particular,
se recomienda que la profundidad no exceda de 23 cm debido a la limitación de la
permeabilidad y a la trabajabilidad del suelo (US EPA, 1993).
EJEMPLO Tratamiento en lechos. Se ha elegido el tratamiento en lechos, como un
proceso de biorecuperación para el tratamiento de una maderera abandonada
contaminada con Hidrocarburos. Se estima que el volumen de suelo a excavar para el
tratamiento es 8.028 m3. Se ha construido para la recuperación una unidad de
tratamiento de lechos de 27.520 m2. Si el suelo es una mezcla de arcilla limosa y arcilla
arenosa, estimar el numero de capas que se deberían aplicar, y la profundidad de
suelo apropiada para cada capa en
Solución
Incremento de volumen debido al esponjamiento = (1,4)(8.028 m3) = 11.240 m3
Si el suelo se aplica en una capa, la profundidad resultante del suelo es
Volumen del suelo 11.240 m3 / 27.520 m2 = 0.41 m =41cm
Esta es probablemente una profundidad alta considerando que el contenido del suelo
es elevado en arcilla. Se sugiere usar dos capas. La primera con una profundidad de
23 cm (máximo recomendado para suelos arcillosos), por lo que la segunda tendría 18
cm de profundidad.
8.5.3 APLICACION DE RESIDUOS LIQUIDOS
Aunque el objetivo de este capitulo es el tratamiento de los suelos se necesitan
algunos comentarios previos sobre la aplicación de los residuos líquidos. Estos,
generalmente se generan en procesos industriales como en la industria del metal en la
que se emplean emulsiones de aceite en agua como refrigerante. Cuando el líquido
residual se aplica a una unidad de tratamiento en lechos, el suelo en esa unidad actúa
como el medio de tratamiento o el bioreactor. Son posibles diversas aplicaciones y el
mismo lecho puede emplearse durante años sin necesidad de cambiar el suelo.
60
El líquido residual puede aplicarse usando aspersores o mediante pulverización, o
mediante escorrentía superficial empleando canales de drenaje. Si el potencial de
volatilización es grande, se puede emplear la inyección subsuperficial. Una profundidad
de inyección frecuente es de 130 mm (US EPA, 1983; US EPA, 1990). La intensidad
de la aplicación debería ser inferior que la intensidad de la infiltración para evitar la
escorrentía, y también debería ser inferior a la tasa de biodegradación para asegurar el
tratamiento y minimizar la lixiviación. Las tasas de biodegradación dependen de la
temperatura y deberían tenerse en cuenta al decidir la intensidad de la aplicación.
Un problema asociado frecuentemente con la aplicación de residuos líquidos a suelos
es la acumulación de metales pesados. Ejemplos de dichos elementos son el plomo,
cadmio, mercurio, zinc y cobre. A medida que las concentraciones de metales
aumentan con cada aplicación se puede alcanzar un nivel tóxico para los
microorganismos. En este punto el suelo contaminado puede tener que llevarse a un
vertedero y reemplazarlo con suelo limpio si se va a usar la UTL de nuevo.
8.5.4. CONSTRUCCION DE LA UNIDAD DE TRATAMIENTO EN LECHOS
Hay seis componentes principales de un tratamiento en lechos: capa impermeable, red
de drenaje, zona de tratamiento del suelo, terraplenes y desmontes, laguna de
almacenamiento de agua y un sistema de seguimiento.
Capa impermeable
61
Es necesaria una capa impermeable para prevenir la infiltración del liquido
contaminado en el suelo no contaminado y de aquí a las aguas subterráneas. Si la UTL
se va a construir en el lugar del suelo excavado, puede ser necesaria la compactación
para reducir la permeabilidad del suelo nativo bajo el lecho de tratamiento. Entonces se
puede situar una capa impermeable sobre la tierra compactada. Habitualmente se
emplean pantallas sintéticas cama polietileno de alta densidad (HOPE) de 1,5 a 2 mm
de espesor. Igualmente frecuentes son las capas de arcilla compactada. Se
recomienda, para una pantalla de arcilla, una permeabilidad de menas de 10 - 7 cm/s.
Para asegurar una protección adecuada frente a la infiltración pueden ser necesarios
de 60 a 90 cm de arcilla. Dependiendo de la zona, puede emplearse una capa
impermeable existente para construir un lecho preparado. Por ejemplo, puede ser una
buena elección un aparcamiento pavimentado o asfaltado, especialmente si esta en un
lugar contaminado abandonado.
Red de drenaje
Es necesario un sistema de drenaje para recoger cualquier lixiviado generado par el
riego a por la aplicación del residuo, pero aun mas importante, para recoger el lixiviado
generado por la infiltración del agua de lluvia. Un método es insertar tubos perforados
en un lecho de arena o grava encima de la pantalla impermeable. Los tubos de drenaje
generalmente vierten el agua en un sumidero previa a la entrada del agua al estanque
de almacenamiento. Una capa de arena se sitúa frecuentemente sobre las tubas de
drenaje para facilitar su función y para proteger al sistema de drenaje del impacto de la
maquinaria pesada, coma los equipos de laboreo. Las capas de arena de 23 a 25 cm
de espesar son apropiadas [Genes y Casentini, 1993; US EPA, 1995 (3)]. El
dimensionamiento de las tubas de drenaje depende de la cantidad de infiltración
esperada durante los aguaceros fuertes.
Zona de tratamiento del suelo
En algunos casos, el pretratamiento del suelo puede ser necesario antes de la
aplicación. Las rocas y otros residuos grandes contaminados que interferirían con los
equipos de voltea pueden eliminarse mediante tamizado. Al mismo tiempo, los
materiales grandes coma la madera, que puede adsorber los contaminantes, pueden
62
eliminarse y tratarse separadamente. El suelo no contaminado puede situarse sobre el
sistema de drenaje antes de la aplicación del suelo contaminado para proporcionar un
medio de tratamiento mas profundo. El tratamiento del lixiviado puede realizarse en la
zona de suelo no contaminado antes del vertido a la red de drenaje, o el suelo no
contaminando puede diluir el residuo si el laboreo permite la mezcla entre las capas
contaminadas y no contaminadas.
En las UTL el suelo debería tener pendiente para prevenir el encharcamiento y para
verter la escorrentía en el sumidero. Se recomienda una pendiente de 0,5 a 1,0 %,
valores superiores no son recomendables ya que se podría incrementar la erosión
superficial.
Terraplenes y desmontes
Los terraplenes y desmontes son necesarios para la protección frente a la
contaminación cruzada entre unidades de tratamiento o frente a perdidas de
contaminantes del sistema. Como los sistemas de tratamiento en lechos están
expuestos a las precipitaciones, los contaminantes pueden movilizarse durante los
periodos de lluvia, y los terraplenes y desmontes pueden prevenir los vertidos
incontrolados. La lluvia que caiga sobre la UTL debería almacenarse y recogerse
mediante el sistema de drenaje, mientras que al agua que discurra fuera de la UTL
debería impedírsele que entrara la zona. Los muros de terraplén pueden construirse
mediante suelo limpio, arcilla, Hormigón, u otro material impermeable. Si se emplea
suelo, se necesita una pantalla impermeable para prevenir la infiltración a través de los
muros. Se recomienda una zona libre sobre el área de tratamiento de 30 cm. Si se
emplean capas de varios suelos, entonces el muro de terraplén debería ser
aproximadamente 30 cm mas alto que el punto mas alto de la ultima capa. La
pendiente del terraplén debería ser superior a 45° para asegurar la estabilidad. Un
valor inferior seria mejor, pero la mayor ocupación de superficie puede ser un
problema.
Balsa de almacenamiento
Generalmente se necesita una laguna de almacenamiento o un sumidero para recoger
y retener los lixiviados originados por la lluvia. El agua puede almacenarse
63
temporalmente y volver a aplicarse a la UTL mediante el sistema de riego durante
periodos secos, o puede verterse a una EDAR próximo durante los periodos secos.
El tratamiento previo al vertido puede ser necesario si los niveles de concertación de
contaminantes son demasiado altos, pero esto rara vez ocurre. La mayoría de los
contaminantes orgánicos son hidrófobos y tienden a adsorberse al suelo. El
Tratamiento del vertido puede ser costoso si el agua tiene que ser conducida hasta
EDAR, en ese caso un tratamiento biológico sobre el terreno puede ser una opción
mas barata.
La necesaria capacidad de almacenamiento depende de la localización de la de la
cantidad de lluvia esperada para ella. Puede ser necesario un almacenamiento
suplementario para condiciones meteorológicas extremas. King et al. (1992)
recomiendan diseñar el estanque para retener toda el agua generada par un aguacero
de unos 75 mm que se produzca en toda el área de la UTL. Debería darse un margen
para áreas geográficas que experimenten mayores lluvias. Una lluvia de 25mm puede
esperarse que origine entre 9 y 25 l/m2 (U. S. EPA, 1993).
Sistema de control.
En la mayoría de los casos, las agencias regulatorias piden el seguimiento de las
emisiones al aire y de la contaminación subterránea. Dependiendo de la volatilidad del
contaminante, el seguimiento de las emisiones al aire puede no ser necesario o puede
darse por terminado cuando las tasas de emisión sean muy bajas. La amenaza de la
migración de contaminantes desde la UTL hacia las aguas subterráneas,
especialmente a través de agujeros en la capa impermeable, precisa del seguimiento
de dichas aguas.
Se pueden instalar pozos de seguimiento en cada cara de la UTL, y la contaminación
puede determinarse a mas de una profundidad. Ala vez se pueden instalar , durante la
construcción, lisímetros bajo la capa impermeable para chequear la presencia de
agujeros y la migración de contaminantes.
Control del proceso
64
Antes de iniciar un proceso de tratamiento en lechos, generalmente se realizan
ensayos de laboratorio para determinar que condiciones serian optimas para la
biodegradación y como dichas condiciones pueden corregirse y mantenerse en el
campo. Por ejemplo, se han hecho pruebas de suelos para determinar la capacidad de
campo del suelo y la humedad óptima para la actividad microbiana. La estructura del
suelo se utiliza también para calcular la profundidad de volteo y para decidir si son
necesarias enmiendas, como materia orgánica o agentes esponjantes, para mejorar la
trabajabilidad del suelo. Se hacen pruebas para determinar la relación C:N:P y para
determinar si se necesitan aportes de nutrientes. A la vez, se mide el pH para
determinar si es necesario ajustarlo para mantener la actividad microbiológica. Esta se
mide mediante estudios de biodegradabilidad para calcular si la poblacion original de
microorganismos es capaz de degradar los contaminantes, especialmente si estos son
relativamente persistentes. Con los hidrocarburos del petróleo mas fácilmente
degradables un conteo microbiológico puede ser suficiente para asegurar la existencia
de una poblacion viable. El seguimiento se realiza a lo largo del proceso de
biorecuperación para asegurar que el sistema de tratamiento funciona correctamente y
que el material no abandona la zona. El período mínimo entre muestreos debería
corresponder con el período entre aplicaciones de contaminante.
Laboreo del suelo
El laboreo es necesario para airear y para incorporar el residuo en la matriz del suelo.
Mediante el laboreo se incrementa el contacto entre microorganismos, Nutrientes y
contaminantes, así se mejora la biodegradabilidad. El laboreo y volteo del suelo
también redistribuye los contaminantes, produciendo una mejor homogeneidad en los
niveles de contaminación (Fogel, 1994).
La profundidad a la que se laborea el suelo tiene gran importancia en la eficiencia del
tratamiento. Como antes se dijo, la razón primordial para el laboreo es el incremento de
la tasa de difusión de oxígeno, que es necesario para la biodegradación aerobia, y que
disminuye a profundidades superiores a 30 cm, dependiendo de la estructura del suelo
y de su textura. En promedio, los suelos finos con baja permeabilidad son más difíciles
de drenar y airear que los suelos mas gruesos. Por esto la zona de incorporación, por
65
ejemplo, en suelos arcillosos deberá ser inferior que la correspondiente a suelos más
arenosos.
El laboreo del suelo debería hacerse regularmente para facilitar la incorporación de
oxígeno a los poros del suelo. Generalmente, el laboreo se hace cada semana o una
vez cada dos semanas. Demasiado laboreo puede ser perjudicial al destruirse los
agregados de suelo (estructura) originando una compactación de las capas inferiores a
la zona de trabajo. Es mejor hacer el laboreo cuando el suelo este relativamente seco.
En general, debería hacerse al menos 24 horas tras el riego o tras una lluvia fuerte (US
EPA, 1993). También se recomienda que se haga en direcciones diferentes cada vez.
Por ejemplo, la máquina puede moverse longitudinalmente, transversalmente o
diagonalmente sobre la unidad de tratamiento en lecho, alternando cada dirección en el
tiempo. Este tipo de movimiento es importante para conseguir una mezcla general
óptima y una redistribución de contaminante, ya que la mayor mezcla se produce a lo
largo de la dirección de trabajo de la máquina.
Adición de nutrientes
A menudo es necesaria la adición de nutrientes inorgánicos para compensar la
presencia de nitrógeno o fósforo en el suelo natural. A menos que se hagan pruebas
de laboratorio para encontrar la relación optima C:N:P , necesaria para degradar los
residuos, se usa una relación de 300:10:1. Las pruebas de laboratorio pueden mostrar
que a altas concentraciones de nitrógeno y fósforo se trabaja mejor para degradar los
residuos. Experiencias realizadas demostraron que la adición de más nutrientes puede
generar tasas de biodegradación superiores. La adición de altas concentraciones de
nutrientes, no obstante, puede originar dos problemas. Uno, el aumento de costo, el
otro el efecto resultante de la salinidad y presión osmótica. Si se necesitan altas
concentraciones, entonces se pueden añadir los nutrientes en pasos, en lugar de todo
a la vez, al comienzo del tratamiento.
Mas a menudo, se emplean nutrientes inorgánicos como: fosfato dihidrógeno de
amonio, Nitrato de amonio, Fosfato ácido de amonio, nitrato de amonio,etc., aunque se
pueden usar otros nutrientes organicos complejos, como el estiércol de los animales.
Con el agua de riego también pueden introducirse fertilizantes que son muy solubles.
66
No obstante, si se añaden nitratos en altas concentraciones pueden lixiviar con el agua
de drenaje. También, se pueden usar nutrientes en gránulos para asegurar un aporte
constante en el tiempo.
Humedad
En la explotación del tratamiento en lechos es muy importante mantener la humedad
optima, así como planificar el riego teniéndola en cuenta. El contenido optimo de
humedad se mide con relación a la capacidad de campo de suelo en cuestión. Se
define la capacidad de campo como la humedad de un suelo que se ha saturado con
agua y dejado drenar libremente durante 24 horas. Los suelos gruesos que drenan
fácilmente, generalmente tienen una capacidad de campo superior a los suelos más
finos. Por ejemplo, la capacidad de campo de un suelo arenoso puede ser tan baja
como un 5 por 100 (peso seco), comparado con el 30 por 100 de un suelo arcilloso
(también en peso seco), (US EPA, 1993). A menos que se hagan pruebas en el
laboratorio, el contenido optimo de humedad para la biodegradación aerobia puede
ajustarse en un rango de un 60 a un 80 por 100 de la capacidad de campo.
Para mantener el nivel necesario de humedad, el agua se aplica mediante diferentes
formas de riego, incluyendo los sistemas de aspersión y goteo. El sistema usado, no
obstante debería ser fácilmente reemplazable o debería poderse trabajar alrededor
cuando un nuevo acopio de residuos se vaya a aplicar a la unidad de tratamiento, o
cuando se vaya a laborear el suelo. Se pueden emplear aspersantes movidos a mano
o mecánicamente. En general, la velocidad de aplicación del agua no debería exceder
la velocidad de infiltración en el suelo si se elimina la escorrentía superficial y la
erosión. También son necesarias bajas velocidades de aplicación para eliminar el
encharcamiento que puede originar condiciones anaerobias
Control de la temperatura :
Aunque el riego se emplea para obtener una humedad prefijada, se puede añadir agua
para conseguir regular la temperatura del suelo. La conductividad térmica de la matriz
del suelo se incrementa añadiendo agua, así se reducen las variaciones de la
temperatura del suelo. El riego mediante aspersión protege frente a la formación de
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escarcha en invierno y refresca el suelo en verano. Otro método usado para modificar
la temperatura del suelo es la adición de un material de cubrición. A veces se emplean
para controlar la humedad ciertos tipos de cubriciones, material orgánico como
estiércol y aserrin ya que mejoran la capacidad del suelo para retener agua. Otros
ejemplos de materiales de cubrición empleados para controlar la variabilidad de la
temperatura son: compost, virutas y cortezas de madera, emulsiones asfálticas, y
grava o piedras trituradas (Dupont et al. , 1988). En algunos casos, se emplea una
cobertura sobre la zona para controlar las emisiones de compuestos volátiles, esto
origina que la temperatura del suelo se eleve.
En áreas geográficas con condiciones meteorológicas extremas, la adición de una
cobertura puede no ser suficiente para elevar la temperatura del suelo basta el punto
en el que la actividad aerobia se puede producir. Las frecuentes lluvias pueden
ocasionar la saturación del suelo, y así minimizar la posibilidad de la biodegradación
aerobia. Para ser conservador en el diseño, la UTL debería considerarse inactiva en
las épocas de invierno mas duras (Portier y Christiansen, 1994; Flathman et al., 1995;
US EPA, .1995). El laboreo y el muestreo se pueden interrumpir basta que las
condiciones meteorológicas mejoren. En muchas áreas el período inactivo puede llegar
a durar hasta cinco meses.
Control del pH
Debido a que la mayoría de los suelos son ácidos, el ajuste del pH es, a menudo,
necesario para mejorar la biodegradación. Para incrementar y estabilizar el pH del
suelo pueden añadirse compuestos que contengan calcio o calcio / magnesio. A este
proceso se le conoce como abonado con cal y algunos ejemplos de compuestos
utilizados son él oxido cálcico (cal), hidróxido cálcico, carbonato cálcico, carbonato
magnésico escoria de silicato cálcico. La acidificación puede ser necesaria en el caso
de altas concentraciones de carbonato o en el caso de residuos peligrosos que tengan
elevado pH. La acidificación, o la reducción del pH del suelo puede lograrse añadiendo
azufre elemental o compuestos que contengan azufre como el ácido sulfúrico,
polisulfuro amónico líquido y sulfatos de hierro y aluminio (Dupont et al., 1988).
Adición de oxidantes químicos
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Algunos vendedores de tratamientos de suelo comerciales han utilizado oxidantes
quimicos, por ejemplo CaO2 como fuente de oxígeno para reducir la necesidad de
laboreo. No obstante, no existen datos que muestren la eficacia y economía de dicho
proceso.
Protocolo de muestreo
Una unidad de tratamiento de lechos se divide, generalmente en celdas y se recogen
varias submuestras de cada celda a la vez. La US EPA (1993) recomienda que se
asigne a cada celda un área no superior a 4.000 m2. Usualmente las submuestras se
combinan en una muestra integra representativa de la celda.
El muestreo se lleva a cabo para hacer un seguimiento de la biodegradación de los
contaminantes, así como de la humedad, niveles de nutrientes, y si es necesario,
actividad microbiológica. En cada muestreo solo se analizan algunas celdas por
motivos económicos. En el siguiente muestreo se analizaran las celdas que no lo
fueron en el previo. No obstante, para la clausura del lugar debe hacer un muestreo
cada celda para demostrar que las concentraciones de contaminantes han bajado a un
nivel que puede cumplir con la legislación.
8.6 Tratamiento de contaminantes en lechos
El tratamiento en lechos ha sido el proceso mas aplicado en la biorecuperación de
residuos peligrosos, hasta ahora la investigación sobre este proceso ha sido relativa-
mente escasa (LaGrega et al., 1994). En campo, el tratamiento en lechos se ha
aplicado a una gran variedad de residuos, especialmente en refinerías de petro1eo y a
fangos y suelos contaminados con creosota (Ryan et. al., 1991; Nyer, 1992; US EPA,
1993). La eficiencia del tratamiento generalmente se da en términos de reducción en la
concentración de los contaminantes primarios. La prueba de que se produce la
biodegradación, en general, no se facilita. El alcance de la degradación y de la
toxicidad de los productos de degradación no se ha investigado. Además, estos
estudios, general- mente, no tienen en cuenta las perdidas abióticas como la
volatilización.
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Bogart y League (1988) estudiaron el buen comportamiento de un tratamiento en
lechos mejorado en la reducción de las concentraciones de creosota del suelo de 6200
y 3.000 ppm hasta 800 y 100 ppm respectivamente, en 30 días. El tratamiento
mejorado consistía en el bioaumento con crecimiento de bacterias en un caldo de
cultivo rico en nutrientes, así como el laboreo para la aireación, riego, y aporte de
nutrientes disueltos. El tratamiento en lechos también ha tenido éxito empleado para el
tratamiento de pesticidas. Se ha obtenido una reducción de ácido diclorofenoxiacetico
(2,4-0) de 42 a 4 ppm en 77 dlas (Fiorenza et al., 1991). Hanstveit (1988) presenta
reducciones del 73 por 100 en las concentraciones de benceno, tolueno y xileno (BTX);
36 por 100 en aceite y grasa; y 86 por 100 en HPA totales en un período de cuatro
meses. Nyer (1992) muestra reducciones del 95 por 100 de concentraciones de
pentaclorofenol (PCF) mientras que las concentraciones de HPA se redujeron entre el
50 y el 75 por l00 en un tiempo de cinco meses en un sistema de lechos.
8.7. VENTAJAS E INCONVENIENTES
Las ventajas de los sistemas de tratamiento en lechos son los bajos costos de
inversion y explotación en el tratamiento de residuos que tengan concentraciones
relativamente altas de metales. Las desventajas de estos tratamientos son las grandes
necesidades de espacio y el hecho de que los procesos de degradación necesitan de
mucho tiempo y puede que nunca se terminen. La fuerte adsorción de productos
químicos hidrófobos, especialmente contaminantes aclimatados por la intemperie,
puede hacer de ellos inaccesibles a la biodegradación y originar una persistencia muy
duradera. Gracias a que el laboreo facilita el contacto con la atmósfera, pueden
esperarse altas tasas de volatilización.. Es muy probable que se emitan COV
biológicamente recalcitrantes o refractarios. Para ayudar al control de la volatilización a
veces se preparan lechos dentro de estructuras de tipo invernadero (Ryan et at.,1991),
que tienen la ventaja añadida de que aumentan la temperatura del suelo. En estos
casos, la estructura podría tenerse que equiparar con sistemas de ventilación y de
control de emisiones.
8.9 ESTUDIO DE UN CASO REAL
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Se realizó un estudio de laboratorio para simular el tratamiento en lechos y para
examinar la efectividad de dicho método en el tratamiento de suelos y sedimentos
contaminados con pentaclorofenol (PCP) y creosota (Mucller et al. , 1991). También se
estudió el efecto de las enmiendas de nutrientes inorgánicos en la eficiencia del
tratamiento. El suelo, con un pH de 7,1, se contaminó con, aproximadamente, 10.000
ppm (mg/Kg de suelo) de creosota y PCF. Los sedimentos, con un pH de 10, fueron
contaminados con, aproximadamente, 70.000 ppm del mismo residuo. El experimento
consistió en un embudo junto a un papel de filtro, en el que se pusieron unos tres Kg.
de suelo o sedimento. El embudo se situó en lo alto de un vaso de precipitados en el
que se recogía el lixiviado. El conjunto embudo / vaso de precipitados fue introducido
en una cámara topacio (para minimizar la fotooxidación) y se inyectó aire mediante un
compresor que no empleaba gasolina. Antes de su entrada en la cámara, el aire se
saturaba con agua para minimizar el secado del suelo y del sedimento. El aire que
dejaba la cámara fue recogido en carbón activo para retener cualquier emisión volátil.
Mediante el seguimiento de los contaminantes que se movían en el aire y en el lecho,
se podían, tener en cuenta las pérdidas de aquellos que no se debían a la actividad
biológica.
Se prepararon cuatro cámaras en total, dos para suelo y dos para sedimentos. A
uno de cada tipo de materia se le añadía una solución de nutriente inorgánico, mientras
que el otro recibía agua destilada. El experimento se llevó a cabo durante 12 semanas,
durante las que la humedad se mantuvo en un rango de 8 a 12 por 100, y el
suelo/sedimento se volteaba una vez por semana. Se recogieron muestras tras el
volteo, en las semanas 1, 2,4, 8 y 12. Cada vez se recogían tres muestras: una para el
control de la humedad, otra para el conteo de la población microbiana y para el cálculo
de la concentración de contaminantes.
Considerando que la creosota es una mezcla compleja de productos con
aproximadamente, 85 a 90 por 100 de HPA, no pareció práctico analizan un
seguimiento de cada producto. En lugar de esto se muestrearon 42 componentes de la
creosota junto con los PCP. También estos componentes se agruparon'3 categorías
basadas en la estructura molecular y biodegradabilidad. El grupo 1 por ejemplo,
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contenía componentes de dos anillos, el grupo 2 componentes de 3 anillos, y el grupo
3 contenía compuestos de cuatro y más anillos.
Resultados
En las muestras de sucios, la adición de nutrientes inorgánicos originaba un SÍ mentó
en la velocidad y alcance de la biodegradación especialmente en los HPA bajos pesos
moleculares. Por ejemplo, al final de la primera semana, el 25 por 100 los HPA del
primer grupo fueron degradados en el suelo con enmienda, comparados con sólo el 8
por 100 en el suelo sin enmienda. El efecto de la enmienda de nutrientes fue menos
acusada en el grupo 2 e incluso menos en el grupo 3. Sorprendentemente el alcance
de la degradación (eliminación en porcentaje) de PCP en el sin enmienda fue superior
que en el que tenía enmienda: 72 por 100 de eliminación en el primero comparado con
55 por 100 en el último.
Los resultados observados en las muestras de sedimentos fueron algo diferentes. La
adición de nutrientes inorgánicos no parece tener influencia en la velocidad de
degradación de los diferentes productos químicos. No obstante, el alcance al grupo 1
de HPA fue degradado fue superior en el sedimento con enmienda comparado con el
que no la tenía. El grado en el que otros HPA fueron degradados aproximadamente el
mismo con o sin enmienda. En ambos sedimentos no fue evidente la degradación de
PCP en el período de 12 semanas.
Se pensó que estas diferencias entre las muestras de suelo y sedimento estaban
relacionadas con la composición de los residuos en cada caso. En las muestras de
suelo, la creosota se había expuesto a la atmósfera, estaba más curtida. Contenía
relativamente baja concentración de HPA de bajo peso molecular fácilmente
degradable. A la vez, los sedimentos contenían varios fenoles de creosota que no en
las muestras de suelo. Los fenoles de creosota fueron degradados antes rápidamente
que los otros contaminantes en los sedimentos. Se observó u reducción de las
concentraciones de naftaleno y de otros HPA de 2 anillos entre las semanas 8 y 12,
tras la desaparición de los fenoles de creosotas.
Tras un seguimiento en el tiempo la enmienda de nutrientes no parece ir el número
total de bacterias heterótrofas en el suelo y sedimento. En las muestras de suelo el
número total de bacterias heterótrofas se mantenían constantes a lo la duración del
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experimento. En los sedimentos, por otra parte, las bacterias aclimatarse a lo largo del
tiempo e incrementar su número en, aproximadamente cuatro órdenes de magnitud.
Ejercicios
1. Una unidad de tratamiento en lechos tiene una superficie de 1.6 Ha y una
profundidad del suelo de 23 cm con una capacidad del campo del 32 % y una
densidad de la masa de 1.78 g/cc. Si actualmente el suelo tiene un contenido de
humedad del 12 % que volumen de agua debería añadirse para alcanzar un
contenido de humedad del 80 % de la capacidad de campo.
2. Una unidad de tratamiento de lechos tiene un área de 0.8 Ha y una profundidad
media de 70 cm. Un análisis de agua del suelo muestra que los 20 cm superiores
tienen una humedad del 11 % mientras que los restantes 50 cm tienen el 14 %
¿cuanta agua deberá añadirse al sistema para alcanzar una humedad del 16 % . El
suelo tiene una densidad de 1.85 g/cc
3. Una unidad de tratamiento de lechos realizada a escala de campo se ha
muestreado a dos profundidades, de 0 a 15 cm y de 15 a 30 cm, la tasa de eliminación
de gasoleo es de 0.018 % P /día para la capa superior y 0.022 %P por día para la
capa inferior
Si la concentración inicial del gasoleo en el suelo fue del 1 % en peso en la unidad
determine la vida media en días del gasoleo en el suelo
Son estos resultados los que usted esperaría ¿por qué?
Que factores podrían contribuir a estos resultados?
4. En un proceso de Bioremediación se mezclan dos suelos bioremediados de las
dos fases del proceso, el primero son 100 Kg con una concentración de crudo del 5 %
en peso y el segundo son 200 Kg con una concentración del 45 % en P, cual será la
concentración final de suelo .