Biorremediacion de Un Suelo Contaminado Con Hidrocarburos Empleando Acidos Humicos y Lombrices

LICENCIATURA: INGENIERÍA QUÍMICA PETROLERA. CATEDRÁTICO: Biólogo: Víctor Villegas UNIVERSIDAD POPULAR DE LA CHONTALPA.

MATERIA: Seminario de investigación TRABAJO: Biorremediacion de suelo contaminado

Biorremediación de un Suelo Contaminado con

Hidrocarburos, empleando Ácidos Húmicos y

Lombrices (Eisenia andrei)

Protocolo Tesis que presenta:

Ramiro Sánchez Solís

CATEDRÁTICO:CATEDRÁTICO: Biol Biol: : Víctor VillegasVíctor Villegas

CARRERA:CARRERA: Ing. Química PetroleraIng. Química Petrolera..

Semestre:Semestre: 6 6oo Grupo:Grupo: “A”“A”

Turno:Turno: Matutino.Matutino.

H. Cárdenas Tabasco. Diciembre de 2012

Alumno: Ramiro Sánchez Solís. SEMESTRE 6º “D”. BIOL: Víctor Villegas



CONTENIDO

1. INTRODUCCIÓN........................................................................................................................................... 1

1.1. SUELO ..................................................................................................................................................... 1

1.1.1. Componentes del suelo . ............................................................................................................. 3

1.1.2. Suelo y su dinámica .................................................................................................................... 4

1.1.2.1 Humus....................................................................................................................................... 5

1.1.2.1.1. Tipos de humus .............................................................................................................. 6

1.1.2.2. Composición del Humus (Substancias Húmicas) .............................................................. 6

1.1.2.3. Substancias Húmicas y sus propiedades............................................................................ 8

1.1.2.3.1. Propiedades detergentes de las Substancias Húmicas ......................................... 12

1.1.2.4. Humificación de HTP’s ......................................................................................................... 13

1.2. CONTAMINACIÓN DE SUELOS CON HIDROCARBUROS .......................................................................... 13

1.2.1. Petróleo y producción................................................................................................................ 14

1.2.2. Composición del Petróleo ......................................................................................................... 14

1.2.2.1. Complejos Altamente Recalcitrantes (Asfaltenos) ........................................................... 15

1.2.3. Transporte de los HTP’s en el ambiente ................................................................................ 16

1.2.4. Migración de la mezcla de HTP’s ............................................................................................ 17

1.2.5. Toxicidad de las fracciones recalcitrantes del petróleo........................................................ 19

1.2.5.1. Hidrocarburos Alifáticos (HA’s) ........................................................................................... 19

1.2.5.2. Hidrocarburos Policíclicos Aromáticos (HPA’s)................................................................ 19

1.2.5.3. Compuestos heterocíclicos con azufre o nitrógeno ......................................................... 19

1.2.5.4. Efecto de los HTP’s en la salud .......................................................................................... 20




1.2.6. Biodegradación de los Hidrocarburos Totales del Petróleo ................................................ 21

1.2.6.1. Microorganismos degradadores de hidrocarburos .......................................................... 21

VI




1.3. TECNOLOGÍAS DE REMEDIACIÓN DE SUELOS CONTAMINADOS (IN-SITU, EX-SITU) ............................... 23

1.3.1. Lavado de suelo ......................................................................................................................... 24

1.3.1.1. Surfactantes ........................................................................................................................... 24

1.3.2. Tecnologías de biorremediación de suelos contaminados .................................................. 26

1.3.2.1. Bioestimulación ..................................................................................................................... 27

1.3.2.2. Residuos agroindustriales ................................................................................................... 28

1.3.2.3. Vermicomposteo ................................................................................................................... 29

1.3.2.3.1. Las lombrices ............................................................................................................... 30

1.3.2.3.2. Las excretas de lombriz .............................................................................................. 30

1.3.2.3.3. Agregados de excretas ............................................................................................... 30

1.3.2.3.4. Canales o galerías formados por la lombriz ............................................................ 31

1.3.2.3.5. Enzimas de la lombriz ................................................................................................. 31

1.3.2.3.6. Efecto de fuentes orgánicas e inorgánicas de N sobre la población de lombrices

del suelo............................................................................................................................................. 33

1.3.2.3.7 Remoción de HTP’s empleando lombrices ............................................................... 33

1.3.3. Factores que afectan la biorremoción de hidrocarburos en el suelo ................................. 34

1.3.3.1. Relación Carbono Nitrógeno (C/N) .................................................................................... 35

2. JUSTIFICACIÓN ......................................................................................................................................... 38

3. HIPÓTESIS .................................................................................................................................................. 38

4. OBJETIVOS ................................................................................................................................................. 39

4.1. OBJETIVO GENERAL .............................................................................................................................. 39

4.2. OBJETIVOS ESPECÍFICOS ...................................................................................................................... 39

5. MATERIALES Y MÉTODOS ..................................................................................................................... 40




VII5.1. SUELO ................................................................................................................................................... 40

5.2. EXTRACTO DE LEONARDITA ................................................................................................................. 41

5.3. LOMBRIZ ................................................................................................................................................ 41

5.4. VERMICOMPOSTA .................................................................................................................................. 40

5.5. BAGACILLO DE CAÑA ............................................................................................................................. 40

5.6. ESTRATEGIA EXPERIMENTAL ................................................................................................................ 42

5.6.1. Caracterización del suelo contaminado, bagacillo de caña, extracto de leonardita y

vermicomposta............................................................................................................................................. 43

5.6.2. Selección de la fuente de nitrógeno y relación C/N .............................................................. 44

5.6.3. Fermentación sólida del suelo contaminado ......................................................................... 45

5.6.3.1. Dispositivo experimental ...................................................................................................... 45

5.6.3.2. Diseño experimental factorial general ............................................................................... 46

5.6.3.3. Acondicionamiento de los tratamientos ............................................................................. 47

5.6.4. Lavado de suelo con substancias húmicas ........................................................................... 48

5.6.4.1. Diseño experimental factorial completo............................................................................. 48

5.6.5. Fermentación sólida del suelo lavado .................................................................................... 49

5.6.5.1. Acondicionamiento del suelo lavado .................................................................................. 49

5.6.6. Lixiviado....................................................................................................................................... 49

5.6.7. Análisis estadístico .................................................................................................................... 49

6. CONCLUSIONES ...................................................................................................................................... 133

7. BIBLIOGRAFÍA .......................................................................................................................................... 135




VIII

INDICE DE FIGURAS

Figura 1. Columna de suelo y la organización de sus diferentes horizontes 1

Figura 2. Componentes principales de los agregados del suelo 2

Figura 3. Propiedades fisicoquímicas de las substancias húmicas (SH), 7

Figura 4. Fragmento estructural hipotético de las Substancias Húmicas del suelo 11

Figura 5. Regeneración de la capacidad oxido-reducción de las quinonas 11

Figura 6. Regiones susceptibles de fragmentación y biodegradación en los asfaltenos 16

Figura 7. Migración de los HTP’s en el ambiente 18

Figura 8. Estrategia experimental para la remoción de HTP’s del suelo 42

Figura 9. Dispositivo experimental para llevar a cabo la fermentación sólida del suelo 45

Figura 10. Diseño Experimental Factorial General 46




IX




INDICE DE TABLAS

Tabla 1. Clasificación general de los compuestos del petróleo 14

Tabla 2. Facilidad de degradación de HTP’s y productos de su metabolismo 21

Tabla 3. Tecnologías de remediación Ex situ de acuerdo a la USEPA 23

Tabla 4. Tecnologías de remediación In situ de acuerdo a la USEPA 24

Tabla 5. Tecnologías de Biorremediación Ex situ e In situ, de acuerdo a la USEPA 27

Tabla 6. Actividad enzimática detectada en la flora microbiana intestinal de la lombriz 32

Tabla 7. Efecto de diversos hidrocarburos sobre la lombriz 34

Tabla 8. Factores limitantes en la remoción de hidrocarburos totales del petróleo 35

Tabla 9. Determinaciones analíticas aplicadas a los materiales empleados 43

Tabla 10. Factores y niveles usados en el diseño factorial 33 48

XAlumno: Ramiro Sánchez Solís. SEMESTRE 6º “D”. BIOL: Víctor Villegas



Tabla 26. Niveles de remoción de HTP’s en función de la presencia de asfaltenos 123

Tabla 27. Tipo y concentración de hidrocarburos residuales, para el suelo lavado 124

Tabla 28. Tipo y concentración de hidrocarburos residuales, para el lixiviado 131

XIAlumno: Ramiro Sánchez Solís. SEMESTRE 6º “D”. BIOL: Víctor Villegas



NOTACIÓN

SH’s Substancias húmicas

AH’s Ácidos húmicos

M.O.S. Materia Orgánica del Suelo

HPA’s Hidrocarburos Policíclicos Aromáticos

HTP’s Hidrocarburos Totales del Petróleo

S Suelo

EL Extracto de Leonardita

BC Bagacillo de Caña

VC Vermicomposta

CRA Capacidad de Retención de Agua

XII




RESUMENLas Interacciones físico-químicas y la estimulación biológica son la base de algunas tecnologías aplicadas

actualmente a la remediación de suelos contaminados. Se ha sugerido que el desarrollo de una tecnología

combina de estos dos principios aumentará la eficiencia de recuperación de suelos contaminados. El objetivo de

este trabajo fue evaluar el efecto de las lombrices de tierra (L) y los ácidos húmicos (AH), en la biorremediación

de un suelo arcilloso muy contaminado con complejas mezclas de hidrocarburos totales del petróleo (HTP)

intemperizados. Debido a la alta toxicidad de las sales minerales en las lombrices de tierra, fue usada

vermicomposta (VC), como fuente de nitrógeno y de fósforo.

Cuatro kg de suelo contaminado con 83000 mg HTP/kg de suelo (28.5% alifáticos, 15% aromáticos, 21.5%

saturados y 35% asfaltenos) fueron bioestimulados con agua (60% de la capacidad de retención de agua, CRA) y

VC; Relación C:N:P de 100:25:1. A continuación, L y AH, así como el bagacillo de caña (BC), se incorporaron de

acuerdo a un diseño factorial 3 × 2 × 2, de la siguiente manera: L, tres niveles: 0, 20, 40; BC, dos niveles: 0%,

6%, y AH, dos niveles: 0%, 1%. Por otra parte, cuatro kg de suelo contaminado con 83000 mg HTP/kg de suelo,

fueron lavados con una solución de ácidos húmicos (3g / L), con una relación 1:10 (suelo: solución) obteniéndose

suelo contaminado con 50000 mg HTP/kg de suelo (35.7% de remoción de HTP’s). Este suelo se bioestimuló de

acuerdo con el mejor tratamiento del suelo sin lavar (con BC, AH y 40 L). Los tratamientos se incubaron a

temperatura ambiente (25 ± 2°C) y pH 7 ±0.5, durante 94 días, aireándolos diariamente. Las muestras fueron

analizadas periódicamente para HTP residuales, producción de AH y crecimiento microbiano, como carbono de

biomasa y unidades formadoras de colonias (UFC/g suelo).

Según el ANDEVA, las variables L, AH y BC tienen un efecto significativo en la remoción de HTP con una p(F)

<0,05. El mayor porcentaje de remoción de HTP (64 ± 2% en 94 días) se obtuvo con el tratamiento compuesto

por BC, AH y 40 L. Este tratamiento removió el 35% de los asfaltenos, 85% de alifáticos, 78% de aromáticos y

73% saturados. En términos generales, los porcentajes de eliminación de HTP estuvieron en el rango de 64% a

28%, el más bajo correspondió a una prueba control preparada con agua y VC. El crecimiento microbiano y la

producción de AH, se correlacionaron con la remoción de HTP. Estos resultados se pueden explicar desde dos

puntos de vista: i) una mejor disponibilidad de todas las fracciones de hidrocarburos degradables, cuando se

añadieron AH, ii) la presencia de una microflora (del BC y VC) con la capacidad de consumir hidrocarburos. El

suelo lavado biotratado, tuvo una remoción de TPH de sólo 47±2% en 94 días. Este tratamiento removió el 15.7%

de los asfaltenos, 69.9% de alifáticos, 64.3% aromáticos y 52.6% saturados. Este resultado se puede explicar

debido a la pérdida de microorganismos hidrocarbonoclastas, después de lavar el suelo.




XIII




1. INTRODUCCIÓN

1.1. Suelo

El suelo es definido como el manto de roca erosionada que contiene materia orgánica, minerales y

nutrientes capaces de soportar el crecimiento de plantas, mientras que la fertilidad del suelo, es

atribuida a la actividad de los microorganismos.

El suelo se encuentra formado por capas denominadas horizontes. Estos horizontes van a variar tanto

en su estructura como en su población microbiana. Los horizontes se encuentran ordenados

empezando por el "0" y luego por letras en orden alfabético (Figura 1). El horizonte "0" es el formado

por desechos animales y plantas, es el horizonte orgánico; los horizontes A y B son los principales

depósitos de compuestos como óxidos y salicilatos; en ellos se llevan a cabo los fenómenos de

lixiviación y deposito de materiales orgánicos e inorgánicos. El horizonte C se caracteriza por una baja

actividad biológica y contienen acumulaciones de carbonatos de Ca y Mg, es el último horizonte y

colinda con la roca madre. La actividad microbiana se da principalmente en los 15-20 cm superiores

de la columna del suelo, después de esta profundidad, el número así como la actividad microbiana

disminuye (Sylvia, 1998)

Figura 1. Columna de suelo y la organización de sus diferentes horizontes.




1




El suelo, posee características físicas y químicas como: textura, densidad, porosidad, estructura, pH,

intercambio iónico, humedad y nutrientes, que le confieren sus propiedades (Sylvia et al, 1999). La

textura está dada principalmente por las proporciones de arcilla, limo y arena, que influyen en la

densidad y porosidad de los suelos; los cuales son un factor importante en la ecología de los

microorganismos, debido a que determinan el área superficial disponible para el crecimiento

microbiano (Atlas-Bartha, 1998).

La composición heterogénea (sólido, líquido, gaseoso) tanto a lo largo como a lo profundo del suelo,

permite el crecimiento microbiano formando un hábitat complejo (Figura 2), en donde existe una gran

competencia de los microorganismos por nutrientes, espacio y humedad. Los microorganismos que

conforman el suelo son numerosos y diversos, los más pequeños (bacterias, actinomicetos, levaduras

y hongos) son denominados microflora (Sylvia, et al, 1999). De los microorganismos que forman la

microflora, las bacterias son los más abundantes (108), seguidos por actinomicetos (106-107) y hongos

(104-106) (Sylvia, 1999).

Figura 2. Componentes principales de los agregados del suelo.

2




1.1.1. Componentes del suelo

Los componentes primarios del suelo son: 1) compuestos inorgánicos no disueltos, producidos por la

meteorización y la descomposición de las rocas superficiales; 2) los nutrientes solubles utilizados por

las plantas; 3) distintos tipos de materia orgánica, viva o muerta y 4) gases y agua requeridos por las

plantas y por los microorganismos. La naturaleza física del suelo está determinada por la textura. Los

suelos con un porcentaje elevado de arcilla, tienen baja porosidad (30-45%) y capacidad de retención

de agua. Si el suelo tiene mayor contenido de arcilla que arena con la misma cantidad de limo, el

suelo es cohesivo, teniendo una mayor capacidad de retención de agua y por lo tanto velocidades de

infiltración y aireaciones bajas. Esto se debe a que los poros de mayor tamaño son vaciados

rápidamente y la cantidad de agua que queda en la matriz del suelo es pequeña. En los suelos

arcillosos, el agua es absorbida en los poros pequeños y la disminución de su contenido es más

gradual. Por otro lado, la superficie neta negativa de las arcillas favorece la formación de agregados

que ocasionan el secuestramiento de nutrientes. Los agregados se forman por los enlaces iónicos

mediante catiónes polivalentes presentes en el suelo, entre arcillas y materia orgánica. Estos

complejos favorecen una gran adsorción de compuestos orgánicos hidrofóbicos (Soderstrom, 2000).

Las grandes partículas del suelo, como la arena y la grava, son en su mayor parte químicamente

inactivas; mientras que las pequeñas partículas inorgánicas, como las arcillas, presentan actividad

iónica, y además determinan en gran medida la capacidad de un suelo para almacenar agua. La parte

orgánica del suelo está formada por restos vegetales y animales, junto a cantidades variables de

materia orgánica amorfa llamada humus. Se forma a partir del proceso metabólico de los

microorganismos, al consumir compuestos orgánicos complejos que constituyen la materia viva. La

fertilidad de un suelo está relacionada directamente con el contenido de materia orgánica; ya que

mejora la estabilidad del suelo, aumentando su porosidad y capacidad de retención de agua; lo que

favorece el intercambio de gases y agua para los microorganismos. El humus además, favorece la

fijación de nutrientes y los mantiene más tiempo a disposición de los vegetales y los microorganismos.




3




La materia orgánica presenta una gran área superficial con propiedades de intercambio iónico, donde

se lleva a cabo la adsorción de compuestos orgánicos, lo cual puede limitar su biodisponibilidad. Las

componentes del suelo determinan la zona donde los microorganismos estarán adheridos. El 60% de

las bacterias se localizan en partículas recubiertas con materia orgánica; y solo se encuentran en el

0.02% de la superficie de partículas arenosas (Mihelcic, 1993). El componente liquido o solución de

suelo, está formado por agua con varias sustancias minerales, oxígeno y dióxido de carbono disueltos.

A través de esta solución, los nutrientes son absorbidos por los microorganismos. Los principales

gases contenidos en el suelo son oxígeno, nitrógeno y dióxido de carbono.

1.1.2. Suelo y su dinámica

El suelo es un organismo vivo: un consorcio de células vivas en una matriz orgánico-mineral. Ni las

células vivas, ni la composición de esta matriz son constantes: ambas varían con el tiempo y el lugar..

De hecho, existen muchas y variadas interacciones entre el suelo, los microorganismos y las plantas,

que influyen en gran medida sobre el crecimiento y el desarrollo de estas últimas. La macrofauna

conduce a la depredación de los microbios, a la estructura del suelo y a la descomposición de la

materia orgánica. Por ejemplo, las lombrices de tierra afectan en gran medida a la estructura física del

suelo: fomentan el crecimiento de las raíces y la ventilación del suelo gracias a las galerías que

fabrican en él, al tiempo que remueven la materia orgánica.

El suelo es una matriz compleja donde interactúa permanentemente el agua y el aire (Schwarzenbach

et al., 2003) y por lo tanto su contaminación puede propagarse directamente a las superficies, aguas

subterráneas y aire (Fent, 2003).

Cuando se sobrepasa la capacidad detoxificadora natural de la tierra, se alteran los ciclos

biogeoquímicos y la calidad del suelo se ve seriamente afectada, debido a una disminución de la

micro y macrofauna autóctona (Martín, 2004). La cual tiene la función de acelerar la descomposición

de la materia orgánica (mineralización que involucra la transformación de compuestos orgánicos en

inorgánicos) y su fijación a estructuras complejas estables como las substancias húmicas

4Alumno: Ramiro Sánchez Solís. SEMESTRE 6º “D”. BIOL: Víctor Villegas



(humificación que es la síntesis y/o unión química y/o biológica de compuestos de degradación de

residuos de origen vegetal y animal), que constituyen un 80% de la materia orgánica del suelo, y es

denominada Humus (Fründ, 1994).

1.1.2.1. Humus

En toda materia orgánica se deben presentar los procesos de mineralización (transformación de

compuestos orgánicos en inorgánicos) y humificación (síntesis y/o unión química y/o biológica de

compuestos de degradación de residuos de origen vegetal y animal), que conducen a la producción de

humus. Estos procesos son lentos, de varios meses a decenas de años, en función del tipo de materia

orgánica y los factores del medio ambiente (Perminova, 2005).

El humus se encuentra en la capa superior del suelo. Es producto de transformaciones,

descomposiciones y resíntesis de moléculas orgánicas, en las cuales no quedan vestigios

microscópicos visibles de los tejidos o células originales. Su color es oscuro y está conformado

básicamente por carbono, oxígeno, hidrógeno y nitrógeno, lo que contribuye a la agregación del suelo

(formación de terrones). El humus favorece la acción microbiana y su alta capacidad de intercambio

catiónico le permite retener nutrientes (Tan, 2003).

La composición del humus depende en parte del tipo de suelo, ya que éste puede favorecer el

desarrollo de las sustancias orgánicas. Tiende a favorecer la aireación o, por el contrario, puede

paralizarla, originando condiciones de anaerobiosis (por ejemplo en suelos hidromorfos o arcillosos).

También participan en su formación la microflora, micro y mesofauna del terreno. El principal factor

que determina la composición del humus es el tipo de vegetación existente, pues de ella deriva la

materia prima cuyas sucesivas descomposiciones originan el humus. También el clima resulta

decisivo en este proceso, ya que la humedad y la temperatura influyen esencialmente sobre la

composición del humus y sobre los microorganismos que transforman la sustancia orgánica. Puede

ocurrir que la oxidación del producto bacteriano sea incompleta y los azúcares se caramelizan y

formen sustancias parecidas a las melaninas, de naturaleza cíclica, que engrosan el grupo aromático




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de los precursores húmicos. También se producen condensaciones entre los aminoácidos y los ácidos

alcohólicos para generar cadenas alifáticas que constituirán los terminales activos de las sustancias

húmicas. (Perminova, 2005)

Las paredes bacterianas pueden dar lugar, mediante un proceso de carbonización en ambientes

reductores, a unas sustancias oscuras y poco activas que se conocen como huminas microbianas o

huminas heredadas, ya que se sitúan al margen del proceso general de humificación.

Los compuestos aromáticos, por la acción de grupos de bacterias específicas se fragmentan y

generan quinonas que son susceptibles de polimerizarse y generar núcleos aromáticos, de masa

molecular elevada, que son la base de todas las sustancias húmicas. Sobre estos núcleos aromáticos

se insertan la cadenas alifáticas ya citadas, ricas en grupos carboxílicos, amínicos y alcohólicos, para

generar los ácidos fúlvicos, ácidos húmicos y huminas de condensación que son los componentes

primordiales del humus (Tan, 2003).

1.1.2.1.1. Tipos de humus

Desde un punto de vista global (evolución, morfología, propiedades, unión a la fracción mineral) el

material orgánico se clasifica en tres tipos básicos de humus (Tan, 2003):

Mor. Materia orgánica muy poco transformada.

Moder. Mayor transformación de la materia orgánica (Fúlvicos y precursores).

Mull. Materia orgánica evolucionada (ácidos húmicos, coloración del horizonte muy oscura).

1.1.2.2. Composición del Humus (Substancias Húmicas)

El humus suele fraccionarse en tres compuestos, siguiendo su extracción del NaOH: humina, ácido

fúlvico y ácido húmico (Figura 3). La humina es la fracción que no contiene NaOH y que es susceptible

de ser dispersada. El ácido húmico, por su parte, es una fracción de humus soluble en NaOH, que

resulta insoluble cuando el pH es 2. El peso molecular del ácido húmico varía de 10.000 a 100.000




Daltones y está compuesto por anillos aromáticos, compuestos cíclicos de nitrógeno y cadenas

peptídicas de estructura indeterminada. El ácido húmico presenta una composición general de 57% de

carbono y 4% de nitrógeno. Los grupos funcionales del ácido húmico son el COOH, el OH fenólico, el

OH alcohólico y las cetonas. El ácido fúlvico es soluble en NaOH y a un pH 2. Resulta más pequeño

que el ácido húmico, con un peso molecular que va de 1.000 a 30.000 Daltones. No obstante, los

procedimientos de extracción sólo recuperan de un 10 a un 20% de los ácidos húmico y fúlvico que

hay en el suelo. Durante la extracción de los ácidos fulvicos, podemos recuperar también una gran

variedad de carbohidratos del suelo, como monosacáridos (hexosas como la glucosa y la galactosa,

así como pentosas como la arabinosa y la xilosa), disacáridos (sacarosa y celobiosa), olisacáridos

(celotriosa) polisacáridos (celulosa y hemicelulosa), aminoazúcares (glucosamina), alcoholes del azú-

car (como el manitol), ácidos azucarados (como los ácidos, galacturónico y glucurónico) y azúcares

mediados (Tan, 2003).

Figura 3. Propiedades fisicoquímicas de las substancias húmicas (SH), Stevenson




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1.1.2.3. Substancias Húmicas y sus propiedades

La característica más importante de ácidos húmicos recae en su capacidad de unir iones metálicos

insolubles, los óxidos e hidróxidos, y liberarlos lenta y continuamente a las plantas cuando son

requeridos (Tan, 2003). Debido a estas propiedades, los ácidos húmicos son conocidos por producir

tres tipos de efectos: físico, químico y biológico.

Físicos

Los ácidos húmicos modifican físicamente la estructura del suelo.

Mejorar la estructura del suelo: Previenen la perdida elevada de agua y nutrientes en días

calurosos y suelos arenosos. En suelos pesados y compactos, la aireación del suelo y

retención de agua se mejora

Previenen el agrietamiento y la erosión de suelo, aumentando la capacidad de de la formación

de agregados.

Incrementan la capacidad de retención de agua y previenen la sequía.

Obscurecen el color del suelo y así ayudan a la absorción de la energía del sol.

Químicos

Los ácidos húmicos químicamente cambian las características de fijación del suelo.

Neutralizan los suelos ácidos y alcalinos; regulan el pH de los suelos.

Mejoraran y optimizan la absorción de nutrientes; así como, agua por las plantas.

Aumentaan la característica reguladora del suelo.

Actuar como quelador natural para iones metálicos bajo condiciones alcalinas y promueven su

transporte a las plantas.

Ricos tanto en sustancias orgánicas y minerales esenciales para el crecimiento vegetal.

Conservan los fertilizantes inorgánicos solubles en agua en las zonas de la raíz y reducen su

lixiviación.




Poseen capacidades extremadamente altas de intercambio catiónico.

Promueven la conversión de los nutrientes (N, P, K + Fe, Zn y otros oligoelementos) en las

formas disponibles para las plantas.

Realzan la absorción del nitrógeno por las plantas.

Reducen la reacción del fósforo con: Ca, Fe,Mg y Al de manera que los liberan en una forma

que sea disponible y beneficiosa a las plantas.

La productividad de fertilizantes minerales se aumenta considerablemente.

Liberan el dióxido de carbono del carbonato de calcio del suelo y permitir su uso en

fotosíntesis.

Ayudar a eliminar la clorosis debido a la deficiencia de hierro en plantas.

Reducir la disponibilidad de sustancias tóxicas en suelos.

Biológicos

Los ácidos húmicos estimulan la planta y la actividad de los microorganismos.

Estimulan las enzimas de la planta y aumentar su producción.

Actuan como catalizadores orgánicos en muchos procesos biológicos.

Estimulan el crecimiento y la proliferación de microorganismos en suelo.

Realzan la resistencia natural de la planta contra enfermedades y parásitos.

Estimulan el crecimiento de la raíz, especialmente verticalmente y permitir una mejor

absorción de alimentos.

Aumentan la respiración de la raíz y la formación de la raíz.

Promueven el desarrollo de la clorofila, de los azúcares y de los aminoácidos en plantas y

ayuda en la fotosíntesis.

Aumentan las vitaminas y el contenido mineral de plantas.

Espesan las membranas celulares en frutas y prolongan el tiempo de anaquel.

Aumentan la germinación y la viabilidad de semillas.




9




Estimulan el crecimiento vegetal (una producción más alta de la biomasa) acelerando la

división de célula, aumentando el índice de desarrollo en sistemas de la raíz y aumentando la

producción de la materia seca.

Aumentan la calidad de producciones; mejorar su aspecto físico y valor alimenticio.

La gran mayoría de los investigadores de las substancias húmicas, concuerdan en que gracias a los

grupos funcionales de éstas, se debe su actuación en las propiedades físicas y químicas del suelo, así

como en las funciones fisiológicas de las plantas y en la nutrición vegetal.

Se cree que las substancias húmicas intervienen directamente en una gran cantidad de procesos

fisiológicos involucrados con el crecimiento de las plantas e indirectamente en la nutrición vegetal en

forma similar a los intercambiadores de iones sintéticos (agentes quelatantes), sin embargo, este

mecanismo no está bien dilucidado (Schnitzer, 2000).

En la estructura de los AH, una de las formas muy interesantes, es la presencia de vacíos de variadas

dimensiones, los cuales pueden atrapar o unir otros componentes orgánicos como carbohidratos,

proteínas y lípidos o bien inorgánicos como arcillas minerales y oxihidróxidos. Además, los

carbohidratos y las proteínas, son adsorbidos en la superficie externa y en los vacíos internos, los

puentes de hidrógeno juegan un importante papel en su inmovilización, junto con el agua (Tan, 2003).

Los grupos funcionales, principalmente los oxigenados, están involucrados en reacciones con metales

y minerales, los que proveen elementos nutrimentales para las raíces de los vegetales. Los AH y los

AF pueden complejar y/o quelatar cationes, debido a su alto contenido de grupos funcionales libres

(Figura 4). La reducción de humus fue reconocida como un camino respiratorio en 1996 (Lovley, et.

al., 1996) y que las sustancias húmicas pueden desempeñar un papel importante en la biodegradación

anaerobia y la biotransformación de compuestos orgánicos así como inorgánicos. El humus puede

servir como un aceptador de electrones terminal que apoya la oxidación microbiana anaerobia de una

amplia variedad de substratos orgánico. El humus microbianamente reducido puede transferir

electrones a óxidos metálicos, como Fe (III) y Mn (IV), teniendo la regeneración humus a la forma




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oxidada. Así, las sustancias húmicas puede mediar tanto oxidación anaerobia como la reducción de

óxido metálica (Figura 5).

Figura 4. Fragmento estructural hipotético de las Substancias Húmicas del suelo (Kleinhempel, 1970). Los círculos indican

algunos de los grupos funcionales de la molécula como son: péptidos, carbohidratos, quinonas, moléculas aromáticas, etc.

O H

Fe3+

Acetato

Microorganismos

Bacterias reductoras de humus

Nitrato

Microorganismos

Amoniaco o N2

Figura 5. Regeneración de la capacidad oxido-reducción de las quinonas, mediante bacterias oxidantes y reductoras de humus;

así como, procesos anaeróbicos.


R

O H

Humus Reducido O

R

O

Humus Oxidado

Proceso Abiótico

Fe2+

Bacterias oxidantes de humus

CO2



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Además, las substancias húmicas reducidas también pueden servir como un donante de electrones

para conseguir la reducción microbiana de aceptadores de electrones más oxidados, como el nitrato,

fumarato y clorato. Diversas pruebas indican que las quinonas en el humus pueden desempeñar

papeles diferentes que contribuyen a la biodegradación anaerobia y la biotransformación de

substratos ecológicamente importantes, así como contaminadores de prioridad (Field and Cervantes,

2005). Los Ácidos Húmicos y los compuestos de modelo de quinona apoyaron la oxidación microbiana

anaerobia de varios substratos importantes sirviendo como un aceptador de electrones terminal en

muchos ambientes diferentes. Los consorcios que respiran humus también mostraron la capacidad de

mineralización de contaminantes, como el tolueno, cuando el humus y quinonas fueron

proporcionados como un aceptador de electrones final (Field and Cervantes, 2005). Así, una

tecnología basada en la inyección substancias húmicas en acuíferos y sedimentos para estimular la

biorremediación de sitios contaminados puede ser considerada. Las substancias húmicas no

necesariamente tienen que ser suministradas en abundancia para estimular el biorremediación de

estos sitios (Tan, 2003).

1.1.2.3.1. Propiedades detergentes de las Substancias Húmicas

Recientemente se ha sugerido que los ácidos de húmicos son especies anfipáticas, cuyo

comportamiento en solución sugiere que forman pseudomicelas y agregados semejantes a las micelas

formadas por las familias de surfactantes sintéticos. Un modelo alternativo recientemente concebido

sugiere que los ácidos húmicos consisten en subunidades relativamente pequeñas que se asocian a

través de las interacciones moleculares débiles formando pseudomicelas (Conte, 2005; Quagliotto et.

al., 2006). Se piensa que las pseudomicelas de los ácidos húmicos pueden ser formadas por

enrollamiento y asociación intermolecular, dependiendo del peso molecular, características

estructurales y la polidispersión del ácido húmico en cuestión (Wandruszka, 2000).




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1.1.2.4. Humificación de HTP’s

Diversos estudios han demostrado la posibilidad de polimerizar y humificar los HPA’s como el pireno

en periodos de un año (Nieman, 1998). Otros investigadores han demostrado que un cambio en los

grupos funcionales de los compuestos aromáticos permiten que estos sean más susceptibles a la

polimerización, en presencia o no de enzimas como la lacasa o polifenoloxidasa. Por otro lado, se ha

demostrado que estos compuestos pueden ser humificados o incorporados a precursores de

sustancias húmicas como ubiquinonas, compuestos fenólicos o compuestos derivados de la celulosa y

la lignina (Nieman, 1998). Estos experimentos han sido llevados en laboratorio en la mayoría de los

casos en forma muy controlada, como es el empleo de substratos de estudio marcados

radiactivamente y su cuantificación posterior mediante el análisis de seguimiento de la molécula

marcada. Sin embargo, este proceso de humificación no solo esta limitado a condiciones controladas,

ya que; en la naturaleza ocurre este proceso de humificación dando como resultado el denominado

―humus‖. La importancia de promover la formación y el uso de substancias húmicas en la remediación

de suelos altamente contaminados es evidente por sí misma. Las substancias húmicas pueden

mejorar la actividad de la biomasa en suelos lavados y contribuir a una adicional atenuación natural

después de haber sido sometido a un proceso de biorremediación.

1.2. Contaminación de Suelos con Hidrocarburos

La contaminación del suelo puede ser debida a los accidentes industriales tales como:

derramamientos, goteras, escapes de tanques de almacenamiento subterráneos (Ballarin-Denti et al.,

1999; Lee et al., 2002; Kiem et al., 2003) y actividades antropogénicas (combustión de combustibles

fósiles) (Simcik et al., 1999; Venkataraman et al. 2002) los cuales representan una fuente de

contaminación del medioambiente a largo plazo.




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1.2.1. Petróleo y producción

En todo el mundo, aproximadamente 4 billones de toneladas métricas por año son producidas, y se ha

estimado que del 0.08 al 0.4% de la producción mundial termina por contaminar los océanos (Bartha,

1986, BP, 2008). No se tienen estimados de la cantidad de HTP’s que contaminan los suelos, pero se

considera que gran parte del petróleo producido se derrama de manera accidental, así como también

gran parte; se vierte al ambiente de manera ilegal. Aproximadamente el 90% de la contaminación

ocasionada por los HTP’s se debe a la actividad antropogénica, el otro 10 % se debe a derrames

accidentales tales como accidentes ocasionados durante su transporte, desastres en tanques de

almacenamiento, así como también por la ruptura de algunas tuberías.

1.2.2. Composición del Petróleo

Los hidrocarburos del petróleo crudo son clasificados como alcanos (iso y normal), cicloalcanos y

aromáticos. Los alquenos (compuestos insaturados análogos a los alcanos) raramente se encuentran

en el petróleo crudo. Frecuentemente estos se producen como consecuencia de los procesos de

craque. Los heterocompuestos que tienen en su estructura átomos de oxígeno (fenoles, ácidos

nafténicos), nitrógeno (piridina, pirrol, indol) y azufre (alquiltiol y tiofeno); son denominados resinas. El

petróleo crudo también contiene una fracción altamente asfáltica condensada que se encuentra

parcialmente oxigenada. En la Tabla 1 se enlista una clasificación de los componentes del petróleo.

Tabla 1. Clasificación general de los compuestos del petróleo. Fuente: Machin-Ramírez, 2000

Nombre Formula Algunos compuestos representativosGeneral

Hidrocarburos saturados CnH2n + 2 Metano, etano, butano,hexano Hidrocarburos nafténicos CnH2n Ciclopentano, ciclohexano Hidrocarburos Variable Benceno, tolueno, xileno, etilbencenoaromáticos Resinas Variable Piridinas, quinolinas, carbazoles, tiofenos Asfaltenos Variable Agregados de poliaromáticos, como ácido nafténico,

metaloporfirinas




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1.2.2.1. Complejos Altamente Recalcitrantes (Asfaltenos)

Los asfaltenos del petróleo son hidrocarburos que presentan una estructura molecular

extremadamente compleja, los cuales están conformados por diferentes proporciones de nitrógeno,

azufre y oxígeno (Pineda and Mesta-Howard, 2001). Estos compuestos ocasionan diversos problemas

como el bloqueo de tuberías de extracción y transporte de crudo, reducción de su aprovechamiento

económico y contaminación de los ecosistemas. La biodegradación de los asfaltenos es un proceso

que constituye un importante método para eliminar a estos compuestos y tratar de reducir los

problemas que ocasionan, sin embargo es un proceso que ocurre en proporciones muy reducidas. La

eliminación de la estructura micelar por la aplicación de solventes no polares o surfactantes y la

fragmentación de los asfaltenos por fotooxidación son los procesos iniciales necesarios para poder

degradar a estos compuestos.

Las estructuras que conforman a los asfaltenos como: los hidrocarburos lineales y ramificados,

heteropoliaromáticos y aromáticos, podrían degradarse en este orden a través de reacciones

bioquímicas como oxidaciones omega, beta y aromáticas respectivamente, que son procesos

distribuidos en una variedad importante de microorganismos (Pineda and Mesta-Howard, 2001).

Uno de los problemas más graves relacionados con éstos compuestos en el medioambiente, reside en

su resistencia a la biodegradación por actividad metabólica microbiana. Debido a éste hecho, las rutas

metabólicas involucradas en este proceso son de las menos conocidas en estos días, aunque, hay

ciertas evidencias que sugieren que algunos microorganismos tienen la capacidad potencial de

transformar asfaltenos y el mejor de los casos, eliminarlos (Figura 6).

Las comunidades microbianas en ecosistemas contaminados de esta manera tienden a ser

dominadas por aquellos organismos capaces de utilizar y/o de sobrevivir en presencia de los

compuestos tóxicos. Como resultado, estas comunidades son menos diversas que aquellos sistemas

de referencia no contaminados, aunque la diversidad también puede estar influenciada por la




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complejidad de la mezcla de compuestos presentes y por el tiempo que las poblaciones han estado

expuestas.

Figura 6. Regiones susceptibles de fragmentación y biodegradación en los asfaltenos. 1: fotoxidación, 2: β-oxidación, 3: Ruta

metabólica del dibenzopireno, 4: Ruta metabólica similar al benzopireno, 5: Ruta metabólica del pireno, 6: Ruta metabólica

similar a la del benzo(a)pireno, 7: Ruta metabólica similar a los carbazoles.

1.2.3. Transporte de los HTP’s en el ambiente

Los HTP’s dispersados en el ambiente migran a través del suelo como: a) mezcla completa que se

infiltra en el suelo por la fuerza de la gravedad y acción capilar; b) componentes individuales que se

separan de la mezcla y se disuelven en el aire o el agua contenida en el suelo.




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1.2.4. Migración de la mezcla de HTP’s

Cuando migra la mezcla completa, se tiene poca o nula separación de los componentes individuales y

la infiltración es normalmente rápida en comparación con la velocidad de disolución (Eastcott, et al.,

1989). Muchos compuestos del suelo que son insolubles en agua, son solubles en la mezcla y migran

junto con ella. Los factores que afectan la velocidad de infiltración son: tipo de suelo, tamaño de

partícula, contenido de humedad del suelo, vegetación, temperatura, y viscosidad de la mezcla.

Conforme la mezcla migra a través de la columna de suelo, pequeñas cantidades son

adsorbidas/absorbidas por partículas de este; produciéndose el fenómeno conocido como saturación

residual. Dependiendo de la resistencia de permanencia de la mezcla, el suelo puede estar saturado

por años (Dragun, 1988). La saturación residual determina el grado de contaminación del suelo, y

puede convertirse en una fuente continua de contaminación por los compuestos individuales que se

separen de la mezcla (Bauman, 1988).

Si el derrame es persistente, una extensa área puede verse afectada conforme los compuestos

individuales continúan separándose y migran lejos de la zona inicialmente contaminada. Cuando la

cantidad derramada es pequeña en comparación con la extensión de suelo disponible, se produce una

saturación residual y la migración de la mezcla normalmente cesa, antes de afectar los mantos

acuíferos. Si el agua pluvial se infiltra a través del suelo que contiene saturación residual, existe la

posibilidad de que se contaminen las aguas subterráneas debido a la migración de los componentes

individuales.

Si la cantidad derramada es grande en relación con el suelo disponible, la migración cesa conforme

llega a espacios porosos saturados con agua. En este caso, si la densidad de la mezcla es menor que

la del agua, el producto tiende a flotar a lo largo de la interface entre las zonas saturadas de agua y

las insaturadas, dispersándose horizontalmente en una capa delgada, normalmente en la dirección de

la corriente de agua subterránea, (Knox, 1993; Mackay, 1988). Si la densidad es mayor, la mezcla

migra hasta el manto acuífero por gravedad y cesa cuando ocurre saturación residual o cuando la

mezcla alcanza una superficie impermeable.




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Conforme la mezcla migra a través de la columna de suelo, los componentes pueden separarse de la

mezcla y migrar independientemente, dependiendo de su volatilidad, solubilidad, potencial de sorción

y coeficiente de partición carbono orgánico-agua (Figura 7).

Figura 7. Migración de los HTP’s en el ambiente.




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1.2.5. Toxicidad de las fracciones recalcitrantes del petróleo

1.2.5.1. Hidrocarburos Alifáticos (HA’s)

Se ha encontrado que los hidrocarburos alifáticos con cinco o más carbonos presentan propiedades

toxicas, causando efectos narcóticos, a causa de inhalaciones prolongadas o por exposición a altas

concentraciones de los mismos. Asimismo, se sabe que los hidrocarburos alifáticos no saturados y

cíclicos exhiben propiedades toxicas un poco menores que los de cadena lineal. No obstante, los

efectos anestésicos que presentan éstos últimos afectan seriamente el sistema nervioso central.

1.2.5.2. Hidrocarburos Policíclicos Aromáticos (HPA’s)

Se ha observado que en suelos contaminados con hidrocarburos existe un grupo de compuestos

sumamente recalcitrantes como los hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA), los cuales

independientemente del porcentaje que representan con respecto a la totalidad de compuestos de que

ésta constituido el petróleo, se ha comprobado su carcinogenicidad o mutagenicidad en seres vivos.

En Estados Unidos, la Agencia de Protección al Ambiente (EPA) regula actualmente 16 de estos HPA

como compuestos altamente peligrosos, como contaminantes de prioridad en agua y suelo. Estos

compuestos son nocivos al ambiente aun en pequeñas cantidades, como lo marcan los experimentos

que se han realizado con microorganismos y animales. En ratas se presentan problemas mutagénicos

con 2 ppm o efectos tumorogénicos con 3.5 ppm (ATSDR, 1995), los cuales son solo un ejemplo de la

diversidad de reportes existentes.

1.2.5.3. Compuestos heterocíclicos con azufre o nitrógeno

Aun cuando existen muy pocos trabajos sobre la toxicidad de los compuestos heterocíclicos con

azufre y nitrógeno, McFall et al. (1984) los han reportado como compuestos tóxicos con propiedades

mutagénicas y carcinogénicas. Por otro lado, un derrame de hidrocarburos en el suelo, interrumpe en

todos los casos, la vocación natural o uso antropogénico del suelo.




1.2.5.4. Efecto de los HTP’s en la salud

Los efectos en la salud se basan en compuestos específicos y dependen de factores como son: tipo

de compuesto (o fracciones presentes en los HTP’s), tiempo de exposición, concentración y cantidad

de compuestos detectados. Las fracciones de HTP’s se clasifican en grupos con características

similares de movilidad en el ambiente, determinadas por sus propiedades físicas y químicas

(densidad, solubilidad, presión de vapor, y tendencia a enlazarse con el suelo o partículas orgánicas).

Las fracciones de HTP’s con densidad menor o cercana a la del agua, como los compuestos no

acuosos en fase liquida (NAPLs), flotan formando capas superficiales muy delgadas (Mackay, 1984).

Dadas sus propiedades fisicoquímicas, pueden afectar a algunos organismos de la superficie;

mientras que, algunas clases de bacterias y hongos, degradan estas fracciones en compuestos más

simples. Las fracciones más pesadas de los hidrocarburos, como los poliaromáticos (PAH’s), son más

densas que el agua, y se acumulan en los substratos afectando a la fauna y flora marina de la zona.

La degradación parcial de HTP’s presenta efectos nocivos, como son la bioconcentración, la cual

aumenta en forma proporcional al peso molecular (PM) de los HTP’s, bioacumulación especialmente

PAH’s; alifáticos y aromáticos de bajo PM no son bioacumulables (Farrington, et al., 1982), y

biomagnificación. En algunos casos, estos efectos pueden ser eliminados, si la fuente contaminante

es removida (Cox et al., 1975; Williams et al., 1989).




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1.2.6. Biodegradación de los Hidrocarburos Totales del Petróleo

La degradación microbiana de HTP’s se inicia por el ataque a fracciones alifática y aromática ligeras.

Los compuestos aromáticos de alto peso molecular, las resinas y los asfaltenos se consideran

recalcitrantes, o en el mejor de los casos son biodegradados muy lentamente (Shiaris, 1989). En la

Tabla 2 se muestra una clasificación de hidrocarburos, en términos del nivel de transformación y

recalcitrancia. De acuerdo a la facilidad de degradación, los hidrocarburos pueden ser secuenciados

de la siguiente manera (Perry and Cerniglia 1973): Alcanos lineales (C10 - C19) — Alcanos lineales

(C12 - C18) — Gases (C2 – C4) — Alquenos (C5 - C9), Alquenos ramificados hasta C12 — Alquenos

(C3 - C11) — Alquenos ramificados — Aromáticos — Cicloalcanos.

Tabla 2. Facilidad de degradación de HTP’s y productos de su metabolismo.

Facilidad de degradación Productos Compuestos fácilmente degradables

Alifáticos volátiles, n-parafinas, aromáticos Alquenos, alcadienos, alquinos Alifáticos pesados, aromáticos Alcanos saturados, hidrocarburos cíclicos Compuestos fenólicos Fenol, cresol, naftol, xilenol

Compuestos intermedios Hidrocarburos poliaromáticos Aromáticos mono-, di- y trinucleares

Recalcitrantes Residuos pesados Asfaltos, resinas Alquitranes, ceras Ceras parafínicas

Fuente: Lapinskas, J., 1989.

1.2.6.1. Microorganismos degradadores de hidrocarburos

La preferencia en el consumo de HTP’s está determinada por la fisiología del microorganismo, así

como por las características físicas y químicas del ambiente donde se desarrolla. De estos tres

factores, se considera que el primero es el más importante; ya que las condiciones ambientales

pueden ser controladas de alguna manera. Los diversos componentes de los HTP’s son degradados

principalmente en condiciones aerobias y la presencia de oxigenasas, mediante diversas rutas

metabólicas. Los microorganismos con capacidad degradadora de HTP’s han sido aislados en zonas

contaminadas. Puede considerarse que los microorganismos aclimatados, preferentemente de




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naturaleza endógena, generaran mejores resultados que floras microbianas externas (Leahy and

Colwell, 1990). La aclimatación puede llevarse a cabo por un enriquecimiento selectivo de nutrientes,

o mediante la ingeniería genética; inserción de genes que favorezcan el catabolismo de hidrocarburos.

Algunos microorganismos que utilizan HTP’s como fuente de carbono, son Alcaligenes, Nocardia,

Pseudomonas, Mycobacterium. Es importante mencionar que las comunidades microbianas

aclimatadas, están conformadas principalmente por bacterias.

Se ha identificado una gran variedad de microorganismos con capacidad para degradar compuestos

derivados del petróleo; interesantemente, casi todos son eubacterias, aunque en algunos casos se

encontraron arqueobacterias y eucariotes (Vázquez-Duhalt, 2000). Aunque no han sido caracterizados

en su totalidad, muchos de estos microorganismos poseen actividades de peroxidasas y oxigenasas,

que permiten la oxidación más ó menos específicas de algunas fracciones del petróleo. Esta oxidación

cambia las propiedades de los compuestos, haciéndolos susceptibles de ataques secundarios y

facilitando su conversión a bióxido de carbono y agua. En algunas ocasiones no es necesario llegar a

la mineralización, sino que basta una oxidación para disminuir notablemente su toxicidad o aumentar

su solubilidad en agua, incrementando su biodisponibilidad (Vázquez-Duhalt, 2000).

Uno de los géneros bacterianos más explotados en bioprocesos no-convencionales es Rhodococcus,

un grupo único consistente en microorganismos que presentan una gran diversidad metabólica,

particularmente hacia la utilización de compuestos hidrofóbicos tales como hidrocarburos, fenoles

clorados, esteroides, lignina, carbón y petróleo (Finnerty, 1992; Warhurst and Fewson, 1994).

Las bacterias del género Rhododoccus poseen una gran variedad de vías metabólicas para la

degradación y modificación de compuestos aromáticos, incluyendo las actividades de di-oxigenasa y

mono-oxigenasa sobre anillos así como la actividad de ruptura de catecol. Algunos aislados presentan

también la vía del 3-oxoadipato. La tolerancia de éstas bacterias a la falta de nutrientes, su carencia

de un sistema de represión catabólica y su persistencia ambiental las hace excelentes candidatas

para los tratamientos de biorremediación (Warhurst and Fewson, 1994).




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Por otra parte, la inoculación con microorganismos exógenos, incluso cuando estos microorganismos

hayan sido aislados del mismo emplazamiento contaminado, no es en general efectiva (Martín, 2004).

Los microorganismos endógenos resultan efectivos, siempre y cuando, dispongan de los nutrientes

adecuados y se les suplemente con oxígeno, como tal o en forma de peróxido de hidrógeno. La mayor

eficiencia se obtiene probablemente optimizando la capacidad de la microflora indígena que es

prácticamente ubicua.

1.3. Tecnologías de remediación de suelos contaminados (in-situ, ex-situ)

La necesidad de restaurar los sitios contaminados con hidrocarburos, propicio el desarrollo de

tecnologías físicas y químicas, exclusivamente. Posteriormente después de la década de los 70's se

inicio el desarrollo de la biorremediación. De esta manera en la actualidad, la remediación de un suelo

puede llevarse a cabo por dos diferentes métodos, la Agencia de Protección Ambiental de Estados

Unidos (USEPA por sus siglas en inglés) clasifica a las tecnologías de remediación en dos grandes

grupos: las tecnologías ex-situ, y las tecnologías in-situ (USEPA 2008). En la primera se requiere de

excavación, o de cualquier otro proceso para remover el suelo contaminado antes de su tratamiento

que puede realizarse en el mismo sitio (on site) o fuera de él (off site) y las tecnologías in-situ, que se

refieren al tratamiento del sitio contaminado en el mismo lugar. En la Tabla 3 y 4, se presentan las

tecnologías de remediación ex-situ e in-situ respectivamente, comprendidas dentro de la EPA (USEPA

2008)Tabla 3. Tecnologías de remediación Ex situ de acuerdo a la USEPA.

Tecnologías Principio (Ex situ)

Tratamiento químico Se basa en la adición de agentes químicos oxidativos Incineración On-site Tratamiento térmico hasta CO2 en el mismo tugar Biorremediación Empleo de organismos vivos Incineración Off-site Tratamiento térmico hasta CO2 en incineradores especiales fuera del área Solidificación y Empleo de materiales de la construcción, cemento, limos hidratados entre otros para estabilización inmovilizar al contaminante Neutralización Empleo de agentes alcalinos para neutralizar suelos ácidos y permitir la remediación. Vitrificación El suelo contaminado se mezcla con arena de vidrio y se hace pasar una corriente

eléctrica; para formar bloques de vidrio con el suelo contaminado. Aireación mecánica Se emplea para eliminar compuestos volátiles empleando la aireación. Separación física Los contaminantes se extraen y/o separan del medio contaminado, aprovechando sus

propiedades físicas o químicas (volatilización, solubilidad, carga eléctrica). Lavado de suelos Los contaminantes adsorbidos en las partículas finas del suelo son removidos con el

uso de soluciones acuosas en un suelo excavado




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Tabla 4. Tecnologías de remediación In situ de acuerdo a la USEPA.

Tecnologías Principio (In situ)

Extracción de vapor Recuperación de componentes volátiles empleando corrientes de vapor Solidificación y Empleo de materiales de la construcción, cemento, limos hidratados entre otros para extracción inmovilizar al contaminante Biorremediación Empleo de organismos vivos para la desintoxicación de los suelos contaminados Lavado de suelo Los contaminantes sorbidos en las partículas finas del suelo son removidos con el uso

de soluciones acuosas en un suelo excavado Recuperación Utilizan calor para incrementar la volatilización (separación) de los contaminantes en un térmica suelo Fitorremediación La fitorremediación es un proceso que utiliza plantas para remover, transferir,

estabilizar, concentrar y/o destruir contaminantes (orgánicos e inorgánicos) en suelos, lodos y sedimentos

Extracción doble Este tipo de procesos, utiliza solventes orgánicos para disolver los contaminantes y así fase removerlos del suelo.

1.3.1. Lavado de suelo

Se utiliza para remover y/o concentrar contaminantes absorbidos en suelo, como son los metales,

hidrocarburos y PAH’s (Preslo, 1989). El suelo contaminado es excavado y alimentado a un sistema

que contiene una solución de lavado y algunos aditivos de pH controlado. Si el suelo tiene un alto

contenido de humus y/o arcilla, se deben realizar pre-tratamientos de separación y cribado, lo cual

incrementa Ios costos de operación. Estos también son incrementados por Ios post-tratamientos de

las corrientes acuosas.

1.3.1.1. Surfactantes

Los detergentes, también conocidos como surfactantes debido a que reducen la tensión superficial del

agua, son moléculas ―anfipáticas‖ formadas por grupos polares (cabeza) y largas cadenas carbonadas

hidrofóbicas (cola). Sus grupos polares forman puentes hidrógeno con las moléculas de agua,

mientras que las cadenas carbonadas se agregan debido a interacciones hidrofóbicas. En soluciones

acuosas, los surfactantes forman estructuras esféricas organizadas llamadas micelas, que por su

naturaleza anfipática, tienen la capacidad de solubilizar compuestos hidrofóbicos (Bhairi, 2001).




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El empleo de surfactantes, se ha propuesto como una técnica para incrementar la biodisponibilidad de

contaminantes orgánicos hidrofóbicos (HOC’s) como HTP’s, PCB’s, explosivos, clorofenoles,

pesticidas, entre otros, y así facilitar su biodegradación (Majer et al..1999). Los surfactantes pueden

ser sintetizados químicamente o bien por algunos microorganismos, en este último caso se les conoce

como biosurfactantes. Estos compuestos incrementan la solubilidad de los HOCs a través de una fase

micelar (hidrofílica/hidrofóbica), la cual propicia la desorción de los contaminantes del suelo hacia la

fase líquida, lográndose así un incremento en la biodisponibilidad de los HOC’s. La solubilización de

los contaminantes se lleva a cabo solamente cuando se forma la fase micelar, la cual se obtiene

cuando la concentración del surfactante es superior a la concentración micelar critica (CMC), es decir,

arriba de la concentración máxima a la cual el monómero del surfactante aún se mantiene en solución

(Ko et al., 2000).

La CMC es una propiedad muy sensible a la temperatura y polaridad del medio, y generalmente su

valor se reporta a temperaturas entre 20 y 25°C. El número de agregados para formar una micela, es

el valor promedio del número de monómeros en una micela. Los diferentes tipos de surfactantes que

son empleados para lavar el suelo, están en función de la naturaleza del contaminante a ser removido.

Por ejemplo, los pesticidas son eliminados por surfactantes no-iónicos como el Tritón X-100 y

biosurfactantes como los ramnolípidos (Noordman et al. 2000; Mata-Sandoval, 2002). Los

Hidrocarburos Policíclicos Aromáticos (PAH) pueden ser lavados por alquilfenol etoxilato (Garon et al.,

2002), (Cuypers et al., 2002) y otro surfactantes aniónicos como SDS (Chun et al.2002).

El uso de surfactantes no iónicos, es una de las prácticas más comunes y efectivas empleadas para la

desorción de compuestos orgánicos hidrofóbicos (HOCs) (Kotterman at al., 1998; Ghosh, 1997). La

eficiencia de desorción de un surfactante depende de su naturaleza, de la dosis empleada, de la

hidrofobicidad del contaminante, de la interacción surfactante-suelo y del tiempo de contacto

surfactante-suelo (Guha et al., 1996).

Sin embargo, la mejor eficiencia de desorción no está siempre relacionada con la mejor eficiencia de

degradación, debido principalmente a que el empleo de una alta concentración de surfactante puede




inhibir la degradación (Laha y col., 1992). Stelmack y col. (1999), demostraron que el uso de

surfactantes reduce la adhesión de las bacterias en la superficie hidrofóbica, dando como resultado

una baja actividad de biodegradación. Para solucionar este tipo de problema, algunos investigadores

recomiendan la utilización de surfactantes fácilmente biodegradables, como el Brij 30, Brij 35 y Tween

80 (Ghosh, 1997).

Abiola y col. (1997), determinaron que el uso de surfactantes favorece la remoción de HTP en un

suelo contaminado con 20,000 mg/kg de suelo. Los sistemas experimentales fueron biopilas estáticas

y alargadas con y sin surfactante. El grupo observó que solamente en las biopilas alargadas

adicionadas de surfactante se favoreció la biodegradación de hidrocarburos.

Kotterman y col. (1998), evaluaron la oxidación de PAHs utilizando diversos surfactantes. En este

estudio se determinó que el surfactante Tween 80 (1 - 2.5 g/L), presentó la menor toxicidad sobre el

sistema ligninolítico de la bacteria Bjerkandera sp., así como un mayor estímulo en la velocidad de

oxidación del antraceno y del benzo(a)pireno. Por su parte, Ghosh en 1997, evaluó la biodegradación

de PAHs en suelos utilizando cuatro diferentes surfactantes no iónicos, en este estudio observó

degradaciones de fenantreno de 70 - 80% en 98 días, al emplear concentraciones de surfactantes de

2.5 g/L o mayores; este resultado fue atribuido principalmente a que arriba de este valor se presenta la

formación de micelas, además de que se aumenta el tiempo de vida del surfactante en el suelo.

1.3.2. Tecnologías de biorremediación de suelos contaminados

En lo que se refiere a la Biorremediación, esta tiene como antecedente el tratamiento biológico de

efluentes, lo cual permitió que la investigación en esta área se desarrollara de manera rápida. El

termino biorremediación, se utiliza para describir una variedad de sistemas que utilizan organismos

vivos (plantas, hongos, bacterias entre otros, para remover (extraer), degradar (biodegradar) o

transformar (biotransformar) compuestos orgánicos tóxicos en productos metabólicos menos tóxicos o

inocuos.




26




Dentro de los procesos biológicos que suceden en la biorremediación, las enzimas funcionan como

catalizadores, dado que pueden modificar moléculas orgánicas (contaminantes) produciendo cambios

en su estructura así como en sus propiedades toxicológicas incluso, dar como resultado la completa

conversión de dichos compuestos en productos inorgánicos como agua, CO2 o formas inorgánicas de

N, P y S (Alexander 1994). En lo que se refiere a las tecnologías de Biorremediación, la Tabla 5

resume estas empleando el mismo criterio de las tecnologías de remediación: Ex-situ e In-situ.

Tabla 5. Tecnologías de Biorremediación Ex situ e In situ, de acuerdo a la USEPA.

Tecnología Principio (Ex-situ)

Biopila Es un tratamiento en fase solida, aerobio en el que se trata fuera del sitio contaminado, utiliza equipo para airear mecánicamente, mezclar el suelo y nutrientes.

Bioreactores Se basa en la remoción de contaminantes empleando reactores en un sistema de lodos. Permite la combinación controlada y eficiente de procesos químicos, físicos y biológicos, que mejoran y aceleran la biodegradación.

Composta o El composteo es un proceso biológico mediante el cual es posible, convertir residuos vermicomposta orgánicos en materia orgánica estable, gracias a la acción de diversos microorganismos o

el efecto de las lombrices. Biolabranza El suelo contaminado se mezcla con agentes de volumen y nutrientes, y se remueve (labra)

periódicamente para favorecer su aireación.

Tecnologías Principio (In situ)

Lagunas Se basa en el tratamiento de suelo inundándolos con agua para recuperar compuestos volátiles.

Bioventeo Se basa en la aireación a través de columnas, para estimular la actividad microbiana y la degradación del contaminante

Fitorremediación Es un proceso que utiliza plantas junto con microorganismos para remover, transferir, estabilizar concentrar y/o destruir contaminantes (orgánicos e inorgánico) en suelos o sedimentos

1.3.2.1. Bioestimulación

De las tecnologías de biorremediación, la bioestimulación es una tecnología atractiva ya que utiliza

los microorganismos autóctonos para la remoción de hidrocarburos y es in situ. En esta tecnología de

biorremediación, se suministran nutrientes a los microorganismos capaces de degradar hidrocarburos,

lo que les permite llevar a cabo tanto un crecimiento, como una actividad metabólica. En suelos

contaminados con hidrocarburos, la deficiencia de N y P en relación al C, generada por la

contaminación, es un factor limitante para que los microorganismos autóctonos puedan llevar a cabo

la remoción de hidrocarburos (Atlas, 1981; Leahy and Colwell, 1990). Esta deficiencia de nutrientes




27




puede ser balanceada utilizando como método de remediación a la bioestimulación (Boopathy et al,

1997; Leahy and Colwell, 1990).

Los nutrientes son clasificados en macronutrientes y micronutrientes. Los macronutrientes son

aquellos compuestos requeridos en grandes cantidades y que forman parte de las macromoléculas de

las células como carbohidratos, lípidos y ácidos nucleídos; entre los macronutrientes se tiene al C,

seguido del N, P y S (Atlas 1981; Sylvia et al, 1999). Los micronutrientes, a diferencia de los

macronutrientes, son requeridos en menor cantidad y sirven como componentes estructurales o bien

como elementos que favorecen la actividad enzimática capaz de degradar los contaminantes. Entre

estos elementos se encuentran el Ca, Zn, Mo, Cu, Mn, y Mg (Sylvia et al, 1999).

Algunos microorganismos pueden sintetizar todos sus componentes a partir de una fuente de carbono

como los hidrocarburos y algunos nutrientes minerales, mientras que otros requieren nutrientes más

complejos e inclusive de compuestos más específicos como aminoácidos, purinas, pirimidinas y/o

vitaminas (Atlas, 1981; Sylvia et al, 1999). Para que estos componentes puedan ser asimilados por los

microorganismos, se necesita que estos sean disponibles, se encuentren en cantidades suficientes y

como moléculas fáciles de asimilar. En la bioestimulación el N y el P son los nutrientes

frecuentemente adicionados a suelos contaminados (Atlas 1981; Leahy and Colwell, 1990).

1.3.2.2. Residuos agroindustriales

El adicionar un texturizante al suelo contaminado con hidrocarburo permite incrementar la actividad

microbiana, debido a que mejora el transporte de los contaminantes hacia los microorganismos;

además incrementa la porosidad en la mezcla suelo-agua-texturizante. La adsorción con carbón

activado puede ser altamente eficiente en la remoción de muchos elementos traza en el agua, pero su

alto costo prohíbe su aplicación a gran escala, además de los problemas que presenta en cuanto a su

disposición una vez que ha sido usado. Los desechos agrícolas representan recursos naturales no

utilizados y en algunos casos presentan serios problemas de disposición final, de ahí que se busquen

alternativas para convertirlos en productos útiles. El aserrín ha merecido diversos estudios para la




remoción de contaminantes tales como colorantes, sales y metales pesados a partir de agua y

efluentes acuosos (Shukla et al., 2002). Las paredes celulares del aserrín consisten principalmente de

celulosa y lignina, además de muchos grupos hidroxilos provenientes de taninos u otros compuestos

fenólicos. Esos grupos a un pH apropiado son intercambiadores iónicos efectivos. La lignina, un

componente de la madera, es un hetreopolímero constituido por unidades de fenilpropano. La

interacción con los grupos funcionales de este compuesto da la capacidad de adsorción de la madera

hacia compuestos orgánicos (Kubick and Apitz, 1999). En un estudio realizado para la eliminación de

cobre con aserrín de mango se encontró que el tamaño de partícula mas apropiado para la adsorción

fue de 100 µm, logrando una eficiencia de adsorción del 81% en una solución que contenía 17 mg/L

de Cu (II) a pH de 6.25°C y 50 g/L de aserrín (Ajmal et al., 1998). Gupta et al., (2002), usaron

residuos de la industria azucarera (bagacillo de caña), para la remoción de lindano y malatión, para un

tiempo de contacto de 60 min a pH de 6 la remoción fue del 97-98%. Resultados similares obtuvieron

utilizando DDT y DDE. Se ha reportado que cuando se utilizan soportes en procesos biológicos, la

eficiencia del proceso se mejora cuando los contaminantes son adsorbidos reversiblemente (Fava,

1996).

1.3.2.3. Vermicomposteo

El vermicompostaje es una forma alternativa de generar abono y eliminar desechos orgánicos. La

acción de la lombriz en su proceso digestivo produce un agregado notable de bacterias que actúan

sobre los nutrientes macromoleculares, elevándolo a estados directamente asimilables por las plantas,

lo cual se manifiesta en notables respuestas de las cualidades organolépticas de frutos y flores, como

así también resistencia a los agentes patógenos (Ferruzzi, 1994).

El vermicompostaje de hecho es la actividad de alimentar lombrices con restos vegetales y recoger los

excrementos, de alto poder fertilizante. Es una actividad limpia que no produce mal olor y que genera

un fertilizante seco.




29




Durante el proceso de vermicompostaje se generan compuestos bioactivos que son de importancia

para los procesos bioquímicos y reguladores de los suelos, como las enzimas: amilasa, celulosa,

lipasa, invertasa, proteasa, amidasa, ureasa, monoestereasa (fosfatasa acida y alcalina), arilsulfatasa

y deshidrogenase. Además, se generan distintos tipos de antibióticos, vitaminas, hormonas y

substancias húmicas (ácidos húmicos, fúlvicos y huminas), de gran valor (Quintero, 2002).

1.3.2.3.1. Las lombrices

El cuerpo de las lombrices, interna y externamente, es el sitio de los procesos metabólicos, como son

la producción interna y externa de moco, respiración, paso de material por su intestino y excreción de

compuestos nitrogenados. A este nivel la actividad microbiana es estimulada en el intestino por un

sistema mutualístico de digestión, que aumenta la capacidad de las lombrices para ingerir residuos

orgánicos. Similarmente, la producción de moco externo actúa como un estimulador para el

crecimiento y producción de microorganismos (Ferruzzi, 1994).

1.3.2.3.2. Las excretas de lombriz

Las excretas de lombriz son productos del material que pasa a través de su intestino de la lombriz son

excretados en dos principales formas: globular y granular, las cuales tienen diferentes tamaños,

estabilidad y duración, contenido de nutrientes y sus efectos sobre la dinámica de la materia orgánica

y la actividad microbiana es muy diferente (Ferruzzi, 1994).

1.3.2.3.3. Agregados de excretas

Los agregados de excretas son creados por lombrices anécicas (lombrices que viven dentro del suelo,

cavan galerías verticales y durante la noche suben a la superficie del suelo alimentándose de materia

orgánica) y consisten en la acumulación de excretas depositadas en la superficie y material orgánico

dentro y fuera de las galerías o canales abiertos en la superficie del suelo. Estas estructuras pueden




30




ser consideradas como hábitat de los microorganismos y fauna del suelo, así como aceleradoras de la

descomposición de la materia orgánica (Ferruzzi, 1994).

1.3.2.3.4. Canales o galerías formados por la lombriz

Los canales formados son producidos por el trabajo de las lombrices por su trayecto en el suelo,

llegan a ser permanentes (algunos años) o temporales, también pueden ser abiertos o llenos de

excretas y son principalmente importantes por su intercambio de agua, gases y movimiento de suelo.

Además, sirven como ruta preferencial para la expansión de las raíces de las plantas (Ferruzzi, 1994).

1.3.2.3.5. Enzimas de la lombriz

Las lombrices tienen un sistema digestivo muy completo, debido a la asimilación y al impacto en la

actividad microbiana, este proceso de digestión es muy importante en la regulación de la dinámica de

la materia orgánica. A través del paso por su intestino, los materiales ingeridos son rápidamente re-

estructurados de manera física, química y biológica hasta convertirlos en las excretas. Esto lo logran

por medio de la ayuda de diferentes enzimas que producen (Tabla 6). De las principales enzimas

encontradas en el intestino se pueden citar: quitinasas, proteasas, fosfatasas, celulasas, y algunas

otras enzimas glucosídicas (Lattaud et al., 1999).

Estas enzimas les permiten digerir bacterias, protozoarios, hongos y descomponer parcialmente

residuos de plantas. Algunas especies pueden participar en la descomposición de lignina y el proceso

de humificación ya que poseen peroxidasas, las cuales destruyen el enlace aromático de la lignina, las

enzimas peroxidasas han sido encontradas en el intestino de Eisenia foetida (Hassett et al., 1988;

Quintero, 2002).

El origen de estas enzimas, ya sea por la lombriz o por microorganismos, han sido encontradas en

diferentes géneros; sin embargo, el complejo enzimático es distinto para cada especie y su origen




puede ser de la pared intestinal y así presumiblemente, propia de la lombriz o de la microbiota que

vive en el intestino de la lombriz (Hassett et al., 1988).

Se ha encontrado que las lombrices posee citocromo P-450, actividad monooxigenasa, que son

enzimas responsables del metabolismo de HPA’s en hongos y algas (Cerniglia, 1993). Además

Eisenia foetida presenta un complejo glicolipoproteinico (G-90) con actividad mitogenica y antioxidante

esto hace pensar que la lombriz se sirve de dicho complejo para protegerse del daño celular contra

contaminantes como los xenobióticos (Grdisa et at, 2001).

Se han reportado diferentes bacterias asociadas al intestino, a las excretas o en el fluido interno de

sus huevecillos, como son: Pseudomonas, Acidobacterium, Nocardia, Alcaligenes, Rhodococus,

Azotobacter y algunos hongos como son Penicillum, Mucor, Aspergillus entre otro gran número de

microorganismos (Morgan and Burrows, 1982; Singleton et al., 2003; Pizl and Nováková, 2003).

Algunos de estos microorganismos pueden degradar HPA’s, tal es el caso de Pseudomonas,

Alcaligenes, Nocardia, Rhodococus, Azotobacter y Penicillum (Cerniglia, 1993; Johnsen et al., 2005).

Tabla 6. Actividad enzimática detectada en la flora microbiana intestinal de la lombriz.

Especie Enzimas Observaciones Referencia

E. andrei Fosfotriesterasa Hidroliza fosfotriesteres pesticidas Lee et al., 2001

E. andrei Catalasa, citocromo Actividad con metales: Pb, Cu, Zn, Hg, Co, Fe, Cd Denis-Saint et reductasa acetil colin al., 2001 esterasa, Glutatión

E. andrei Citocromo P-450, Con benzo(a)pireno la actividad aumenta Saint-Denis et Peroxidación lipídica al., 1999

E. fetida Complejo glicolípido Actividad anticoagulante y fibrinolítica Hrzenjak et al., proteínico (G-90) 1998

E. fetida Complejo glicolípido Aumenta la proliferación celular, actividad mitogénica y Grdisa et al., proteínico (G-90) actividad antioxidante 2001

E. fetida Citocromo P-450, Citocromo P-420 y Citocromo P-450, NADPH citocromo C- Achazi et al., monooxigenasa reductasa y actividad monooxigenasa 1998




32




1.3.2.3.6. Efecto de fuentes orgánicas e inorgánicas de N sobre la población de lombrices

del suelo

Investigaciones realizadas por Edwards and Lofty (1982) en Rothamsted, y otros trabajos citados por

Lampkin, (2002) encontraron que la remoción de la paja y ciertas técnicas de cultivo afectan a las

lombrices y otros organismos del suelo. También se encontró un mayor número de especies de

lombrices en suelos tratados con fertilizantes orgánicos que en suelos no tratados. Se observó una

alta correlación positiva entre dosis de N inorgánico y población de lombrices, probablemente por la

mayor producción de raíces y residuos, aunque también se observó que las fuentes orgánicas de N

aumentaban más la población que fuentes inorgánicas. Sin embargo, los suelos que recibieron ambas

fuentes de N, orgánico e inorgánico resultaron con las más alta población de lombrices. Edwards and

Lofty (1982) consideran que el efecto prejudicial de fertilizantes informado en otras publicación se

puede deber al aumento de la acidez del suelo causada por su uso.

1.3.2.3.7. Remoción de HTP’s empleando lombrices

La lombriz en su hábitat natural está expuesta a una variedad de compuestos alcaloides de plantas,

hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA’s) y pesticidas que inducen sistemas de citocromo P-450

(enzima que inicia la ruta de degradación de los HPA’s en algunas algas, bacterias y hongos; así

como, compuestos persistentes en el ambiente producidos por el hombre), y otros sistemas

enzimáticos que las protegen y ayudan a metabolizar diferentes compuestos (Achazi et al., 1998). Las

lombrices acumulan muchos contaminantes orgánicos lipofílicos (xenobióticos y metales pesados,

entre otros) de su medio ambiente. Son capaces de acumular compuestos lipofílicos no solo por

absorción pasiva de la fracción disuelta en el agua intersticial a través de la pared del cuerpo (Belfroid

et al., 1993), también por asimilación intestinal durante el paso de suelo contaminado a través del

intestino (Belfroid et al., 1994).

Liste and Alexander (2002) encontraron que las lombrices son capaces de asimilar HPA’s de la

porción remanente en suelos, que no son disponibles por otras técnicas de extracción convencionales.




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Está demostrado que la desaparición de fenantreno y fluoranteno en suelos se acelera por la

presencia de lombrices del tipo Lumbricus rubellus (Ma et al., 1995). Belfroid et al. (1995) reportaron

que compuestos del tipo PCB’s (Bifenilos policlorados) son asimilados por lombrices de E. andrei,

después de la exposición alimenticia a pesar de su gran tamaño molecular y que un aumento en la

concentración de dichos compuestos en el alimento, resulta en un aumento proporcional en la

concentración en las lombrices.

La capacidad de un número de especies poliquetes y oligoquetos para metabolizar en vivo una

variedad de xenobióticos, incluyendo hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA’s) y aromáticos

clorados, sugieren que sistemas de citocromo P-450 son activos en este grupo de anélidos, los cuales

pudieran facilitar la eliminación de estos compuestos de la lombriz (Lee, 1985), en el Tabla 7 se

muestran algunos estudios que demuestran la capacidad enzimática de las lombrices para vivir en

presencia de hidrocarburos y otros compuestos xenobióticos.

Tabla 7. Efecto de diversos hidrocarburos sobre la lombriz.

Especie Contaminante Observaciones Referencia

E. fetida Petróleo crudo Tolera y sobrevive a 1.5% de petróleo Safwat et al., 2002 Lumbricus Petróleo crudo Es muy sensible no tolera 0.5% Safwat et al., 2002 terrestris E. fetida Antraceno, criseno, pireno Asimilación mayor en suelos con poca Tang et al., 2002

y benzo(a)pireno materia orgánica E. fetida Fenantreno, pireno y Asimila compuestos que no son disponibles Liste y Alexander,

criseno por extracción soxhlet 2002 Lumbricus Fenantreno y fluoranteno Mayor bioacumulación bajo estrés nutricional Wei-Chun et al., rubellus 1995 E. andrei Hexabromobenceno y Mayor asimilación y con mayor contaminante Belfroid et al.,

octacloronaftaleno en tejidos y una lenta aliminación 1995 E. fetida CClorobencenos La eliminación aumenta con materia Belfroid y Sijm,

orgánica 1998

1.3.3. Factores que afectan la biorremoción de hidrocarburos en el suelo

En las superficies activas del suelo donde prevalecen las condiciones aerobias, la biodegradación de

estos compuestos es usualmente rápida y extensiva a condiciones de temperatura y humedad

favorables. Sin embargo, son muchas las limitantes para que el proceso de biodegradación se lleve a

cabo de manera eficiente. Existen otros como los asfaltenos que mediante periodos prolongados de




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tiempo pueden se biodegradados en solo un 5 al 35% (Pineda and Mesta-Howard, 2001). El estado

físico de los HTP’s determina el área superficial inicial donde puede comenzar la biodegradación, un

incremento en el área superficial correlaciona positivamente con la biodegradación.

Las variables más importantes que limitan la biorremoción de Hidrocarburos Totales del Petróleo

(HTP’s) son: la biodisponibilidad, la transferencia de masa, las heterogeneidades espaciales y las

pérdidas abióticas. Dada la baja solubilidad de estos compuestos en agua, una de las estrategias para

la biorremediación en suelo es la adición de surfactantes naturales o sintéticos, que solubilicen a los

HTP’s y aumenten su biodisponibilidad (Ghosh, 1997).

La escasez de nutrientes, especialmente nitrógeno y fósforo limitan el crecimiento de microorganismos

degradadores de hidrocarburos. Otros micronutrientes como el hierro o azufre también son

indispensables aunque en pequeñas cantidades para mejorar el proceso de remoción. En la Tabla 8

se resume algunos de los factores que son limitantes en el proceso de biodegradación.

Tabla 8. Factores limitantes en la remoción de hidrocarburos totales del petróleo

Factor limitante Ejemplos Composición de los Estructura, cantidad, toxicidad hidrocarburos Estado físico Agregación, propagación, dispersión, adsorción Potencial de agua Fuerza osmótica, exclusión de agua de agregados hidrofóbicosTemperatura Influencia en la evaporación y velocidades de degradación Oxidantes O2, NO3- o SO4= Nutrientes minerales N, P, Fe Reacción Valores bajos de pH son limitantes Microorganismos Los microorganismos degradadores por lo general se

encuentran en poca cantidad

1.3.3.1. Relación Carbono Nitrógeno (C/N

La transformación del N orgánico a N disponible realizada por microorganismos está influenciada por

la relación C/N de la sustancia agregada al suelo. Si la relación C/N es menor que 20 la

transformación orgánica ocurre y se libera al suelo N disponible para las plantas. Sin embargo, si la




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relación C/N es mayor que 30 el desbalance debido al exceso de carbono impide que la

transformación ocurra, a no ser que exista N disponible en el suelo que pueda ser usado por los

microorganismos. El resultado neto es una disminución o inmovilización del N disponible del suelo.

Para relación es C/N entre 20 y 30 puede no ocurrir ni liberación ni inmovilización de N disponible

(Tisdale, et al., 1993).

La descomposición de la materia orgánica es llevada a cabo por los organismos vivos, los cuales

utilizan el carbón como fuente de energía y el nitrógeno para construir su estructura. Mas nitrógeno

que carbono es necesario, pero si el exceso de carbono es muy grande, la descomposición decrece

cuando el nitrógeno es empleado y algunos microorganismos mueren, el nitrógeno almacenado es

entonces utilizado por otros microorganismos para formar nuevo material celular, y en el proceso más

carbono es empleado. Así la cantidad de carbono es reducida a un nivel más accesible mientras que

el nitrógeno es reciclado (Gotaas, 1956).

Los microorganismos utilizan cerca de 30 partes de carbono por cada parte de nitrógeno, una relación

C/N de 30 (en cantidades disponibles), por lo que esta relación parecería ser la más favorable para la

descomposición de la materia orgánica.

El nitrógeno es más difícil de conservar que el fósforo, potasio, y los micronutrientes los cuales, de

acuerdo a su condición química en la cual están presentes, son perdidos solo por lixiviación. El

nitrógeno puede ser perdido por lixiviación, pero la mayor pérdida viene del escape de amonio u otros

gases volátiles nitrogenados a la atmósfera (Gotaas, 1956).

La pérdida de nitrógeno como amoniaco durante la degradación aeróbia es afectada por la relación

C/N, el pH, el contenido de humedad, aireación, temperatura, forma de los compuestos nitrogenados

al inicio de la degradación, y la capacidad adsorptiva y de capacidad de retención de nitrógeno por la

materia presente.




36




El contenido de humedad de los proceso de degradación afecta la conservación del nitrógeno. El agua

sirve como solvente y diluyente del amoniaco, de manera que reduce la presión de vapor y

volatilización. Un contenido de humedad en el rango de 50 – 70%, asistirá a la conservación del

nitrógeno. La aireación y volteo afectan de manera adversa la conservación de nitrógeno. Si el

amoniaco está presente, éste escapará más fácilmente cuando el material es mezclado y expuesto a

la atmósfera. Aunque, si la relación C/N es suficientemente alta la perdida de nitrógeno durante el

mezclado será baja (Gotaas, 1956). Algunos materiales como la celulosa y materia fibrosa porosa,

tienen la capacidad de absorber o mantener la humedad y las sustancias volátiles, y disminuyen su

tendencia a escapar. Existe evidencia considerable que los materiales de este tipo juegan una parte

en la reducción de las pérdidas de nitrógeno.




37




2. JUSTIFICACIÓN

La degradación de hidrocarburos totales del petróleo (HTP’s) intemperizados de suelos reales

contaminados, es una prioridad mundial debido a su efecto tóxico sobre los seres vivos, es por esta

razón que es de interés desarrollar tecnologías de remediación efectivas y económicamente viables.

Las tecnologías de biorremediación han demostrado ser eficientes y económicas; sin embargo,

pueden ser lentas y poco eficientes en la remoción de las fracciones más recalcit rantes de los HTP’s

como son los asfaltenos e hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA’s). Entre las principales

limitaciones se encuentran la ausencia de nutrientes, la biodisponibilidad de los hidrocarburos y la

diversidad de microorganismos hidrocarbonoclastas. La degradación de estos hidrocarburos se puede

llevar a cabo por procesos de co-metabolismo, donde participen microorganismos característicos de la

transformación de moléculas aromáticas como la lignina presente en residuos celulolíticos y los

microorganismos asociados a la flora intestinal de la lombriz. La desorción de hidrocarburos de las

partículas de suelo ha sido comúnmente realizada a base de tensoactivos sintéticos. Aunque,

materiales tensoactivos de origen orgánico, tales como los biotensoactivos y ácidos húmicos, son una

opción interesante. En lo que concierne a los ácidos húmicos, moléculas complejas que evolucionan

en el curso del tiempo, existen reportes científicos acerca de su poder tensoactivo y capacidad para

incorporar estructuras aromáticas en su molécula.

En el presente trabajo se propuso evaluar el efecto de la presencia de lombrices (Eisenia andrei) y la

adición de ácidos húmicos en forma de extracto de leonardita con el objetivo de reducir los tiempos de

remediación de suelos arcillosos contaminados.

3. HIPÓTESIS

Las propiedades fisicoquímicas de los Ácidos Húmicos; así como, la flora microbiana asociada al

intestino de lombriz Eisenia andrei y su efecto mecánico sobre el suelo, permitirán reducir el tiempo de

restauración de un suelo contaminado.

Se ha considerado que el lavado de suelo con ácidos húmicos, reducirá aún más el tiempo de

restauración del suelo contaminado.




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4. OBJETIVOS

4.1. Objetivo general

Evaluar el efecto de la implementación de una tecnología en serie: lavado-fermentación sólida,

enfocado a reducir los tiempos de restauración de suelos altamente contaminados con hidrocarburos

totales del petróleo (HTP’s) e hidrocarburos policíclicos aromáticos (HPA’s) intemperizados.

4.2. Objetivos específicos

4.2.1. Determinar la fuente de nitrógeno para bioestimular el suelo contaminado, en función de la

sobrevivencia de la lombriz.

4.2.2. Evaluar el efecto de la incorporación de la lombriz (Eisenia andrei) con o sin alimento

(bagacillo de caña), en el proceso de remoción de HTP’s y HPA’s del suelo contaminado

en fermentación sólida.

4.2.3. Evaluar el efecto de la adición de ácidos húmicos, en el proceso de remoción de HTP’s y

HPA’s del suelo contaminado en fermentación sólida.

4.2.4. Determinar el efecto y niveles de remoción de HTP’s del suelo contaminado, mediante

lavados con soluciones de ácidos húmicos.

4.2.5. Evaluar el efecto de biotratar el suelo contaminado lavado con ácidos húmicos, en el

proceso de remoción de HTP’s y HPA’s en fermentación sólida.

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5. MATERIALES Y MÉTODOS

5.1. Suelo

Se utilizó un suelo proveniente del campo perteneciente a Pemex, ubicada en el municipio de

cunduacan, Tabasco, localizada en la zona Norte del estado a, a una altura de 40 metros sobre el

nivel del mar. La zona pertenece a la región hidrológica de la chontalpa que forma parte de las

cuencas del río Samaria. La zona se considera con un clima cálido, una temperatura promedio de

24.2°C, su precipitación pluvial media anual es de 1,010mm y su humedad relativa varía entre 76 y

80%. El suelo se obtuvo mediante una serie de muestras que se tomaron desde una profundidad

de 50 cm de diferentes puntos del sitio y posteriormente estas muestras se secaron y mezclaron

entre sí para tener una muestra representativa del suelo. El suelo fue homogenizado, triturado

y cribado en malla 25 para su caracterización.

5.2. Bagacillo de caña

Producto de desecho de un procesadora de azucar de la compañía Betha San miguel del estado de

tabasco, previamente precomposteada. El bagacillo de caña fue homogenizado y triturado

para su caracterización.

5.3. Vermicomposta

Producto de la vermicomposta de paja y estiércol bovino previamente precomposteados.

Proporcionada por el modulo de vermicompostaje del área de microbiología del Colegio de

Postgraduados del Departamento de Edafología. La vermicomposta fue homogenizada y cribada en

malla 10 para su caracterización.

40




5.4. Extracto de Leonardita (EL)

La leonardita son depósitos de un tipo de carbón suave usualmente encontrados en conjunto con

depósitos de lignita. La leonardita es el producto final del proceso de humificación a lo largo de 70

millones de años aproximadamente. Se empleo el producto comercial Humintech® Powhumus® el

cual es un acondicionador natural del suelo y bioestimulante de las plantas que contiene substancias

húmicas naturales incluyendo, ácidos húmicos y ácidos polihidroxicarboxílicos derivados de

Leonardita.

5.5. Lombriz

Eisenia andrei (Bouché 1972) con clitelio, proporcionada por la Dr. Maria del Carmen del Colegio de

Postgraduados del programa de postgrado en Edafología.

41




5.6. Estrategia Experimental

La estrategia experimental estuvo dividida en seis etapas, como se indica en la Figura 8. El primer

bloque comprende la caracterización física, química y biológica del suelo, bagacillo de caña,

vermicomposta y extracto de leonardita. Posteriormente se llevó a cabo la selección de la fuente de

nitrógeno para la fermentación sólida, en función de la sobrevivencia de la lombriz; así mismo, se

establecieron las condiciones para el lavado de suelo empleando soluciones de ácidos húmicos. Una

vez seleccionada la fuente de nitrógeno, se llevó a cabo la fermentación sólida del suelo, previo a su

acondicionamiento de acuerdo a un diseño experimental indicado en la sección 5.6.3.2. El suelo

lavado, se acondicionó en función al mejor tratamiento obtenido en la fermentación sólida. Los

lixiviados fueron analizados para su posterior tratamiento.

Caracterización del suelo, bagacillo de

caña, vermicomposta y leonardita

Selección de la fuente de nitrógeno

Lavado de Suelo

Empleo de ácidoshúmicos

Fermentación Sólidadel Suelo

Figura 8. Estrategia experimental para la remoción de HTP’s del suelo de Poza Rica, Veracruz.


Tratamiento de Lixiviados

Fermentación Sólida



42




5.6.1. Caracterización del suelo contaminado, bagacillo de caña, extracto de leonardita y

Vermicomposta

La caracterización de los elementos indicados anteriormente se llevó a cabo empleando los métodos analíticos mostrados en la Tabla 9.

Tabla 9. Determinaciones analíticas aplicadas a: el suelo, vermicomposta, leonardita y bagacillo de caña.

Determinación Unidades

Humedad %

Capacidad de Retención de Agua %

Densidad

Materia orgánica

Carbono total

Carbono orgánico

Carbono inorgánico

Nitrógeno Total

Fósforo asimilable

pH

Ácidos Húmicos

Ácidos Fúlvicos

HTP's

Asfaltenos (Asf)

H. Libres de Asfaltenos (HLA)

H. Alifáticos (HA)

H. Aromáticos (HAr)

H. Policíclicos Aromáticos (HPA)

Carbono de Biomasa

Bacterias

Actinomicetos

Levaduras

Bacterias hidrocarbonoclastas

Levaduras hidrocarbonoclastas

Hongos hidrocarbonoclastas


Método

Gravimétrico

Gravimétrico

Gravimétrico

Oxidación de la materia orgánica

Oxidación del carbono total Oxidación del

carbono orgánicoOxidación del

carbono inorgánico

micro kjeldahl

Extracción del fósforo disponible

Potenciométrico

Extracción y asilamiento Extracción y asilamiento

Extracción por sonicación

Extracción

Fraccionamiento

Fraccionamiento

Fraccionamiento

Irradiación-Extracción

Cuenta en placa

Cuenta en placa

Cuenta en placa

Cuenta en placa

Cuenta en placa

Cuenta en placa

Referencia S VC EL BC

AS-05*

AS-06*

AS-04*

AS-07*

TOC-Vcsn Shimadzu

TOC-Vcsn Shimadzu

TOC-Vcsn Shimadzu

Fernández, 2006

AS-10*

AS-02*

IHSS

IHSS

EPA 3550b

ASTM D 6560-00 (2005)

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Islam y Weil 1998

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Fernández, 2006

Físicas

Químicas

Biológicas

%

%

%

%

%

%

%

%

%

mg/Kg de suelo

mg/Kg de suelo

%

%

%

%

UFC/g demuestra

UFC/g demuestra

UFC/g demuestra

UFC/g demuestra

UFC/g demuestra

UFC/g demuestra



*NOM-021-SEMARNAT-2000, S Suelo, VC Vermicomposta, EL Extracto de Leonardita, BC Bagacillo de caña 43




5.6.2. Selección de la fuente de nitrógeno y relación C/N

La metodología empleada se basó en las Normas de la Organisation for Economic Co-operation and

Development (OECD) test guidelines for the testing of chemicals: Earthworm, acute toxicity tests (207)

and Earthworm reproduction test (222). Se realizaron microcosmos con 100 gramos de suelo

adicionado con Sulfato de Amonio como fuente de nitrógeno y Fosfato Monobásico de Potasio como

fuente de fósforo, propuesta por diversos autores para propósitos de bioestimulación de suelos

contaminados (Atlas and Bartha, 1973; Espitia, 2002; Corona e Iturbide, 2005), hasta obtener una

relación C/N/P de 100/10/1 que corresponde a una relación C/N 10. Se probó además una relación

C/N/P de 100/4/1 que corresponde a una relación C/N 25, con la finalidad de que no ocurra ni

liberación ni inmovilización de nitrógeno disponible (Tisdale, 1993). A cada microcosmo se le

incorporaron 10 lombrices y la humedad se mantuvo a 60%.CRA-Suelo. El experimento se llevó a

cabo por duplicado.




44




5.6.3. Fermentación sólida del suelo contaminado

5.6.3.1. Dispositivo experimental

En un contenedor de 50×40×20 cm aprox., se elaboraron dos compartimientos de 20×30×20 cm

aprox. de malla 40 de plástico para retener el suelo del sistema y a las lombrices, alrededor de ellas

se colocó unicel de una pulgada de ancho, con la finalidad además de formar los dos tratamientos, de

aislarlos del frío y mantener una temperatura entre 15 y 20ºC. Se colocaron piedras de mármol en el

fondo de las cajas con la finalidad de evitar anaerobiosis en el fondo de los tratamientos, permitir flujo

de aire y evitar en lo posible que se formen colonias microbianas en la superficie de este soporte y

que pudieran interferir con los resultados (Figura 9).

30cm20cm

20cm

Figura 9. Dispositivo experimental para llevar a cabo la fermentación sólida del suelo.




5.6.3.2. Diseño experimental factorial general

Un Diseño Experimental Factorial General (DEFG), se empleó para evaluar los efectos de: Extracto de

Leonardita (EL) a dos niveles: 0%/1%; la presencia de bagacillo de caña (BC) a dos niveles: 0%/6%;

así como, la aplicación y actividad de lombrices (L) a tres niveles: 0/20/40; en la remoción de HTP’s

(Fig 10). Los tratamientos control fueron: a) suelo al 60% CRA, b) suelo al 60% de la CRA y

bioestimulado con vermicomposta (blanco del DEFG → N/BC, N/EL,0) y c) Bioestimulación con

Sulfato de Amonio y Fosfato Monobásico de Potasio hasta una relación C/N/P 100/4/1. Se

realizaron blancos estériles de ―a‖ y ―b‖.

Número0

S/BCS/EL 0

S/BCN/EL 0 N/EL 20

N/BC N/BCS/EL 0 S/EL 20

N/BC N/BCN/EL 0 N/EL 20

Figura 10. Diseño Experimental Factorial General (S Si/Presencia; N No/Ausencia)


de 20S/BC

S/EL 20

S/BC

40S/BC

S/EL 40

S/BCN/EL 40

N/BCS/EL 40

N/BCN/EL 40



46




5.6.3.3. Acondicionamiento de los tratamientos

Se colocaron cuatro kilogramos de suelo contaminado en un mezclador de 100 Kg de capacidad,

marca Ortiz Conrado. Posteriormente dos litros de agua se adicionaron gradualmente hasta obtener

una mezcla homogénea con aproximadamente 60% de la capacidad de retención de agua (CRA). Se

adicionó 250 g de bagacillo de caña (alimento para la lombriz, texturizante y fuente de

microorganismos) cuando el tratamiento lo requería, este fue calculado de acuerdo al número máximo

de lombrices por tratamiento (40 lombrices) y la cantidad de alimento ingerido por lombriz por día

(anexo). Se mantuvo el pH en aproximadamente 7 y la temperatura del sistema alrededor de 20°C. La

humedad del suelo se mantuvo y monitoreó semanalmente empleando un medidor del contenido

volumétrico de agua presente en el suelo TDR 200 Fieldscout de Spectrum Technologies. Cada

semana se mezcló de forma manual todo el tratamiento, con la finalidad de homogenizar e incorporar

aire al sistema. Los tratamientos fueron analizados periódicamente para determinar remoción de

HTP’s, producción de ácidos húmicos (AH), crecimiento microbiano como carbono de biomasa (Cb) y

unidades formadoras de colonias (UFC). Así mismo, se llevó a cabo el fraccionamiento de los

hidrocarburos al inicio y al final del tratamiento, para ser analizarlos mediante cromatografía de gases.




47




5.6.4. Lavado de suelo con substancias húmicas

5.6.4.1. Diseño experimental factorial completo

Un Diseño Experimental Factorial Completo (DEFC) fue empleado para evaluar los efectos de la

relación EL(Extracto de Leonardita)/Agua/Suelo en la remoción de HTP’s. Con la finalidad de elegir las

mejores condiciones de remoción de HTP’s en el lavado estas 3 variables independientes fueron

consideradas a 3 niveles, que de acuerdo a los Diseños Factoriales corresponde a un diseño 33. La

Tabla 10 resume el diseño factorial.

Tabla 10. Factores y niveles usados en el diseño factorial 33

Factores Rango de los Niveles -1 0 1

X1 Extracto de Leonardita (g) 0.1 1 10 X2 Suelo (g) 5 10 15 X3 Agua (ml) 50 100 150

Cada tratamiento fue diseñado de la siguiente manera:

En frascos de 200 ml se adicionaron los componentes EL, suelo y agua de acuerdo al DEFC

de la Tabla 10.

A continuación se llevó a cabo el lavado, mediante agitación orbital a 200 rpm durante 24

horas.

Después la mezcla se centrifugó a 10 000 rpm durante 10 min.

El suelo lavado (precipitado) se secó a 40ºC durante 24 horas.

Por último se cuantificó HTP’s residuales y extraídos, del suelo lavado y el lixiviado

respectivamente; empleando el método EPA 3550b.




48




5.6.5. Fermentación sólida del suelo lavado

5.6.5.1. Acondicionamiento del suelo lavado

Cuatro kilogramos de suelo fueron lavados bajo las mejores condiciones determinadas en la sección

5.6.4.1. El suelo se seco, trituró, homogenizó y se acondicionó como se describió en la sección

5.6.3.3. A continuación se adicionó o no BC, EL y lombrices en función del mejor tratamiento obtenido

del DEFG de la sección 5.6.3.2.

5.6.6. Lixiviado

Al lixiviado obtenido se le analizara el contenido de HTP’s, para poder tratarlo posteriormente.

5.6.7. Análisis estadístico

La evaluación de los resultados de los diseños experimentales del ensayo de remoción de

hidrocarburos del suelo contaminado en cultivo sólido, así como; el lavado de suelo contaminado con

soluciones de ácidos húmicos; se realizó mediante Design Expert (versión 6.0) con un nivel de

significancia del 95% (p<0.05).




49




6. CONCLUSIONES

Caracterización de los materiales

Todos los materiales empleados presentaron crecimiento microbiano hidrocarbonoclasta, lo

cual indica que cada material puedo contribuir a la remoción de HTP’s del suelo contaminado.

Selección de la fuente de nitrógeno

La lombriz Eisenia andrei, no sobrevive a la relación C/N: 10 ó 25, adicionando sulfato de

amonio, nitrato de sodio, nitrato de potasio o urea, como fuente de nitrógeno, propuesta para

la remoción de hidrocarburos de este suelo.

Fermentación sólida del suelo

Se obtuvo un 63% de remoción de HTP’s con el tratamiento adicionado con BC, EL y 40

lombrices, en un periodo no mayor a 3 meses.

Se removieron los hidrocarburos alifáticos en un 85.5%, los policíclicos aromáticos en un

78.4%, los saturados en un 73.2%y los asfaltenos en un 35.8%; con el tratamiento adicionado

con BC, EL y 40 lombrices.

El empleo de VC como bioestimulante, permite una remoción del 23% de HTP’s.

La presencia de Bagacillo de caña y Extracto de Leonardita en los tratamientos, mejora la

remoción de hidrocarburos e incrementa la actividad de la flora microbiana.

Los niveles de remoción de hidrocarburos se ven favorecidos ante la presencia de la lombriz y

mejora con el número de individuos presentes en presencia de alimento.

50




Lavado de suelo con ácidos húmicos

Se removió un 35.7% de HTP’s mediante el proceso del lavado con ácidos húmicos (Con una

concentración de 2g/L de Extracto de Leonardita), 65% del total de hidrocarburos extraíbles

del suelo.

Fermentación sólida del suelo lavado

Se obtuvo un 47% de remoción de HTP’s con el tratamiento adicionado con BC, EL y 40

lombrices, en un periodo no mayor a 3 meses.

Se removieron los hidrocarburos alifáticos en un 69.9%, los policíclicos aromáticos en un

64.3%, los saturados en un 52.6%y los asfaltenos en un 15.7%; con el tratamiento adicionado

con BC, EL y 40 lombrices.

La velocidad de remoción de HTP’s se ve seriamente afectada por el proceso de lavado,,

siendo 10 veces menor que el mejor biotratamiento de suelo sin lavar, bajo las mismas

condiciones.




51




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Biorremediacion de Un Suelo Contaminado Con Hidrocarburos Empleando Acidos Humicos y Lombrices

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