Inicio
English
Noticias
Reglamento
Directorio
Mapa del Sitio
Organigrama    

Título

Autor
Palabra Clave

Búsqueda avanzada

Puntos de Venta y Formas de Pago
FAQ
Sistema de Calidad y estadísticas
Instrucciones para autores y revisores
Boletín de novedades editoriales

 

 

 

Inicio -> Publicaciones -> Consulta de publicación -> Contenido

Capítulo cuarto


4. Tecnologías de remediación para suelos contaminados por EPT

 

El término tecnología de remediación implica el uso de cualquier operación unitaria o conjunto de ellas, que altere la composición de un contaminante peligroso a través de acciones químicas, físicas o biológicas de manera que reduzcan su toxicidad, movilidad o volumen en la matriz o material contaminado. Las tecnologías de remediación representan una alternativa a la disposición en tierra de residuos peligrosos sin tratamiento y sus posibilidades de éxito, bajo las condiciones específicas de un sitio, pueden variar ampliamente (US EPA 2001).

En la legislación mexicana (PROY-NOM-138-Semarnat-2003),1 el término remediación de suelos se entiende como el conjunto de acciones necesarias para recuperar y reestablecer sus condiciones, con el propósito de que éste pueda ser destinado a alguna de las actividades previstas en el programa de desarrollo urbano o de ordenamiento ecológico que resulte aplicable para la zona respectiva. En la citada norma, el término remediación se utiliza como sinónimo de restauración, reversión, saneamiento, limpieza, rehabilitación y regeneración.

 

4.1. Factores que inciden en los procesos de remediación

 

Antes de considerar la aplicación de cualquier tecnología de remediación, es fundamental conocer ciertas características, tanto del suelo (ambientales), como del contaminante y de los organismos vivos (plantas, hongos, bacterias, etc.) presentes en el sitio, con potencial metabólico para degradar los contaminantes. De esta manera, los procesos de remediación dependen de estos tres factores que deben encontrase en equilibrio (figura 9). La obtención de esta información requiere del muestreo y determinación de las características físicas y químicas que se describen a continuación (Alexander 1994, Van Deuren et al. 2002, Beaudette et al. 2002)


1 PROY-NOM-138-Semarnat-2003. Establece los límites máximos permisibles de hidrocarburos en suelos y las especificaciones para su caracterización y restauración. Publicada en el Diario Oficial de la Federación el 19 de marzo de 2004, actualmente se encuentra en proceso de consulta pública.


Figura 9. Factores interrelacionados entre sí que inciden en la remediación de un suelo

Factores ambientales. Dentro de los factores más importantes para la remediación de un suelo se encuentran las condiciones ambientales y las características fisicoquímicas del suelo.

i Temperatura. Puede afectar propiedades del contaminante así como la velocidad de un proceso de biorremediación, ya que la velocidad de las reacciones enzimáticas dependen de ésta.

ii Humedad. Una alta humedad en el suelo puede provocar problemas durante la excavación y el transporte así como aumentos en los costos durante el uso de métodos de térmicos. La humedad también puede afectar los procesos de biorremediación debido a que, en general, aunque todos los microorganismos necesitan agua para subsistir, debe existir un balance, ya que si el contenido de agua es muy bajo, la actividad microbiana se detiene, y si es muy alto, disminuye el intercambio gaseoso a través del suelo.

iii Tipo de suelo. La capacidad de retención de agua de un suelo varía en función de las fracciones orgánicas y minerales. En general, los materiales no consolidados (arenas y gravas finas) son más fáciles de tratar. Asimismo, a mayor tamaño de partícula en la fracción mineral, la permeabilidad y la aireación son mayores. La capacidad de retención de agua en un suelo aumenta proporcionalmente al contenido de materia orgánica. Un suelo con alto contenido húmico disminuye la movilidad de compuestos orgánicos y con ello la eficiencia de ciertas tecnologías, como el lavado de suelos.

iv pH. El pH afecta la solubilidad y disponibilidad de macro y micro- nutrientes, la movilidad de metales y la reactividad de minerales. Generalmente, los metales son móviles a pH bajo, en forma de especies iónicas libres o como órgano-metales solubles; al pH alcalino forman carbonatos o fosfatos minerales insolubles. La actividad y crecimiento microbianos son fuertemente afectados por el pH. La mayoría de las bacterias tienen un rango óptimo de 6.5 a 8.5; si el suelo es ácido se favorece el crecimiento de hongos.

v Aceptores de electrones. Su presencia es importante para la aplicación de tecnologías de biorremediación. La mayoría de estos son compuestos inorgánicos oxidados, como O2, NO3 2-, Mn4+, Fe3+, SO4 2- y CO2.

vi Potencial redox. Mide la oxidación relativa de una solución acuosa y normalmente se encuentra controlado por el contenido de humedad del suelo. En ambientes anaerobios reducidos, los metales precipitan debido a la presencia de iones ferrosos y carbonatos; en cambio, bajo condiciones oxidantes, los metales se hacen más solubles.

vii Permeabilidad. Se refiere a la facilidad o dificultad con la que un líquido puede fiuir a través de un medio permeable. La permeabilidad de un suelo es uno de los factores que controla la efectividad de tecnologías in situ. En general, una baja permeabilidad en el suelo disminuye la efectividad de la mayoría de las tecnologías de remediación. Características de los contaminantes. La naturaleza y características del contaminante es otra variable de suma importancia para el éxito o fracaso de un proceso de remediación. Dentro de las más importantes se encuentran: toxicidad, concentración, disponibilidad, solubilidad y sorción del contaminante a las superficies sólidas.

i Toxicidad. El factor clave para decidir la remediación de un sitio es la toxicidad para los seres vivos. La descarga de químicos tóxicos a un suelo implica, entre muchos otros problemas, que son generalmente resistentes a la biodegradación. La biorremediación se inhibe si un químico es tóxico para organismos degradadores.

ii Concentración. La concentración de un compuesto en un suelo es un factor de gran importancia para definir el uso de una tecnología de remediación en particular. En general, altas concentraciones inhiben la actividad microbiana; sin embargo, la inhibitoria depende de la estructura del contaminante. Algunos químicos pueden ser inhibitorios en baja concentración (µg g-1 de suelo seco), mientras que otros pueden serlo en cantidades mayores (µg g-1 de suelo seco).

iii Solubilidad. Es la cantidad de un elemento o compuesto que puede disolverse en agua. Los químicos difieren significativamente entre sí en cuanto a su solubilidad en agua. En general, ésta disminuye al aumentar el tamaño de la molécula y los compuestos polares son más solubles que los no polares. Mientras mayor es la solubilidad de un compuesto, mayor es su biodisponibilidad.

iv Sorción. La sorción de un químico a la matriz sólida del suelo afecta su solubilidad y su biodisponibilidad. La sorción incluye la adsorción (retención superficial) y la absorción (captación hacia el interior de la matriz). Los cationes generalmente son sorbidos en sitios de intercambio catiónico en minerales arcillosos o superficies húmicas, mientras que los compuestos aniónicos y no iónicos quedan sorbidos en la materia orgánica. La sorción de un contaminante a las partículas del suelo puede no sólo provocar la falta de biodisponibilidad, sino que también dificultar su extracción química.
v Volatilidad. Es la tendencia de un compuesto o un elemento para moverse de una fase líquida o sólida a una gaseosa. Entre los metales, el Hg y el Se tienen formas volátiles.

vi Polaridad y carga iónica. Los compuestos no polares tienden a ser hidrofóbicos y se concentran en la materia orgánica del suelo. Los compuestos no polares generalmente tienen menor movilidad en el suelo que los polares. La carga iónica determina la capacidad de un compuesto para su adsorción en un sólido.

Factores microbiológicos. Es un factor de importancia para la aplicación de tecnologías biológicas. Este tipo de factores implica la verificación de la existencia de poblaciones de microorganismos degradadores, es decir, si existen grupos microbianos capaces de degradar o transformar el contaminante y si estos se encuentran en número suficiente. Las poblaciones microbianas pueden encontrarse en número suficiente en el sitio a tratar (autóctonas o nativas) o bien pueden adicionarse poblaciones nativas aumentadas en laboratorio u organismos genéticamente modificados.

 

4.2. Clasificación de tecnologías de remediación

Las tecnologías de remediación pueden clasificarse de diferentes mane- ras: con base en su estado de desarrollo (tradicionales e innovadoras), al lugar en donde se realizan (in situ y ex situ) y, en el caso de la contaminación por metales, con base en la alteración de propiedades del contaminante (separación/inmovilización o disolución/movilización).

4.2.1. Estado de desarrollo

Las tecnologías de remediación pueden dividirse en dos categorías: tradicionales e innovadoras. En caso de la remediación de un sitio minero contaminado generalmente se requiere de ajustes de pH, condiciones oxidantes o reductoras (redox) y/o de la estabilización de los residuos (Evanko y Dzombak 1997, US EPA 2001, Costello 2003): Tecnologías tradicionales. Para las tecnologías establecidas o tradi- cionales existe suficiente información disponible acerca de sus costos y desempeño. La idea de estos métodos es limitar la disponibilidad y movilidad de los metales contenidos en los residuos sólidos de zonas mineras. Sin embargo, muchos de estos métodos no reducen la toxicidad o el volumen de los metales presentes. Entre las tecnologías de remediación tradicionales usadas con más frecuencia para la limpieza de sitios contaminados con metales, se encuentran: vitrificación in situ, excavación y disposición, lavado e inundación de suelos, solidificación/estabilización (S/E), uso de cubiertas sobre pilas de residuos (jales) y tecnologías de bombeo y tratamiento para el caso de aguas y lodos. Cada una de estas tecnologías tiene beneficios y limitaciones específicas, algunas de las cuales se describen en las siguientes secciones.

Tecnologías innovadoras. Son tecnologías de tratamiento alternativas, cuyo número reducido de aplicaciones limita la información acerca de datos relativos a costos y desempeño. En general, una tecnología es considerada innovadora cuando sus aplicaciones a gran escala son limitadas. La aplicación de este tipo de tecnologías nació como resultado de la observación de que los humedales (wetlands) removían, de manera natural, metales contenidos en aguas. Este tipo de tecnologías tiene gran potencial para la remediación de suelos de manera más efectiva en cuanto a costos y a su desempeño. Las tecnologías innovadoras en los Estados Unidos representan cerca del 20% de todas las tecnologías usadas para la remediación de suelos, siendo la más frecuentemente aplicada la biorremediación (11% del total), seguida por la inundación de suelos (2%) y el tratamiento químico (2%). La fitorremediación es una tecnología innovadora, con relativamente pocas pero crecientes aplicaciones.

4.2.2. Lugar de tratamiento

Con base en el lugar en donde se lleva a cabo el tratamiento de un suelo, las tecnologías se pueden clasificar en tecnologías in situ y ex situ.

In situ. Los tratamientos in situ son aquellos que permiten tratar el suelo contaminado sin la necesidad de excavar y transportar el suelo fuera de la zona (espacio) contaminada, lo cual genera una disminución de los costos. Este tipo de tratamiento generalmente requiere de periodos largos, además de que existe la posibilidad de que el trata- miento de remediación no sea uniforme dada la variabilidad de las características del suelo y debido a que es más difícil de verificar la eficacia de los procesos empleados (US EPA 2001).

Ex situ. Los tratamientos ex situ son aquellos que requieren de una excavación del suelo contaminado antes de realizar los procesos de remediación, lo cual incrementa los costos. Este tipo de tratamiento, generalmente requiere de periodos cortos y presenta una mayor certeza en la uniformidad de los procesos empleados debido a que se puede obtener una adecuada homogeneización del suelo. En general, existe un mejor manejo del suelo contaminado (mezclado, tamizado), sin embargo, esto puede presentar condiciones de exposición a los trabajadores. Los tratamientos ex situ, a su vez, se dividen en:

. On site. El tratamiento se realiza en el mismo sitio en donde se realizó la excavación.
. Ofi site. El tratamiento se realiza fuera del sitio en donde se excavó. En el cuadro 11 se comparan las principales ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación con base en el lugar de tratamiento.

Cuadro 11. Ventajas y desventajas de las tecnologías de remediación in situ y ex situ

4.2.3. Alteración de propiedades del contaminante

A diferencia de los contaminantes orgánicos, los metales no pueden descomponerse por vía biológica, física ni química, de manera que la remediación de sitios contaminados con metales o metaloides se limita a la alteración de su solubilidad, movilidad y/o toxicidad, básicamente a través de cambios en su estado de valencia, favoreciendo su inmovilización (quelación) y/o movilización (disolución) (Stephen y Macnaughton 1999, Bosecker 2001). De esta manera, es posible favorecer la remoción o concentración de los metales para su posterior extracción (Lovley y Coates 1997, Gadd 2000, Barkay y Schaefer 2001).

Inmovilización o separación. Por medio de estos procesos es posible concentrar EPT en suelos contaminados a través de su inmovilización, previniendo su dispersión, y puede emplearse para la remoción de EPT de superficies y cuerpos de agua (Lovley y Coates 1997). El producto final concentrado puede disponerse de manera controlada o reciclarse para la recuperación de metales; dependiendo de la matriz en la que el metal se encuentre, se necesitan uno o más pasos para su tratamiento (Beaudette et al. 2002; Diels et al. 2002). Este tipo de tecnologías incluye la contención de contaminantes con el uso de cubiertas, métodos de S/E (microencapsulación, vitrificación, etc.) y fitorremediación.

Movilización o disolución. Los EPT presentes en suelos, sedimentos o residuos sólidos pueden removerse de la matriz sólida a través de su disolución en una fase acuosa, para su posterior concentración, con el uso de estrategias de bombeo-tratamiento (Beaudette et al. 2002, Diels et al. 2002). Entre las tecnologías que pueden clasificarse dentro de estos procesos, se encuentran: lavado e inundación de suelos, extracción química y bio-lixiviación.

En las siguientes secciones se presenta una descripción detallada de las tecnologías fisicoquímicas y biológicas aplicables a sitios contaminados con EPT, así como una breve descripción de su estado de desarrollo, sus principales ventajas y limitaciones, y los tiempos y costos que implica cada una.

4.3. Tecnologías fisicoquímicas

Los tratamientos fisicoquímicos utilizan las propiedades físicas y/o químicas de los contaminantes o del medio contaminado para transformar, separar o inmovilizar el contaminante. Son tratamientos económicamente factibles y la mayoría se encuentra disponible comercialmente, por lo cual son las técnicas más empleadas para la remediación de diferentes matrices contaminadas con residuos peligrosos desde hace décadas. Estas tecnologías involucran una variedad de procesos como: filtración, neutralización, precipitación oxidación/reducción, sorción, evaporación y fioculación, entre otros. Algunos de estos procesos pueden emplearse para el tratamiento de suelos contaminados con EPT, por ejemplo: oxidación/reducción (transformación), lavado de suelos (separación) y solidificación/extracción (inmovilización) (Van Deuren et al. 2002).

Aunque las tecnologías fisicoquímicas pueden desarrollarse in situ o ex situ, la principal desventaja de su aplicación en la remediación de sitios contaminados con metales radica en que, la mayoría, requiere de la excavación del suelo y de al menos un proceso secundario de tratamiento o disposición final del contaminante transformado, separado o inmovilizado, incrementándose los costos del tratamiento. En esta sección se describen cinco tecnologías que pueden aplicarse en sitios contaminados con metales: inundación de suelos, lavado de suelos, extracción química, solidificación/ estabilización y electrorremediación.

4.3.1. Inundación de suelos

La inundación del suelo (soil fiushing) es una técnica de tratamiento innovadora, que comúnmente se aplica in situ. Consiste en inundar el suelo contaminado con agua o con una solución de extracción para disolver y/o suspender el contaminante y, posteriormente, extraer la fase líquida que contiene el contaminante mediante un sistema de ex- tracción. La tecnología requiere la perforación de pozos de inyección y de extracción (Van Deuren et al. 2002, US EPA 1996).


A. Descripción del proceso

El proceso comienza con la perforación de pozos de inyección y de extracción en el sitio contaminado. Es importante que los pozos de extracción se ubiquen en el lugar más bajo del sitio; si éste no existe, deben colocarse a un nivel más bajo que el pozo de inyección. La solución se introduce en los pozos de inyección por bombeo, en donde la solución pasa a través del suelo contaminado, disolviendo, suspendiendo y arrastrando los contaminantes. La solución con los contaminantes se colecta en el pozo de extracción y finalmente se succiona y envía a una planta de tratamiento de aguas; el agua tratada puede reutilizarse en el proceso.

La eficiencia de remoción de metales en suelos mediante esta técnica, al igual que la de lavado de suelos, puede incrementarse con el uso de agentes quelantes, ácidos o bases. Sin embargo, la eficiencia puede disminuir drásticamente con el uso de ciertos aditivos (sur- factantes) que pueden adherirse a las partículas del suelo, limitando así la transferencia del metal a la fase líquida. Un alto contenido de materia orgánica en el suelo también afecta la eficiencia del proceso (Van Deuren et al. 2002, US EPA 1996).


B. Aplicaciones y estado de desarrollo


Esta técnica es muy efectiva para el tratamiento de suelos arenosos (altamente permeables), ya que estos permiten el paso de la solución, a diferencia de limosos o arcillosos (US EPA 2001). Puede aplicarse para remediar suelos contaminados con una variedad de compuestos orgánicos (volátiles y semivolátiles) e inorgánicos (metales y metaloides). En los Estados Unidos se han llevado a cabo varias aplicaciones de esta tecnología; de 62 proyectos de remediación por inundación de suelos registrados en 1997, el 84% se enfocó a compuestos orgánicos; el 11% a mezclas de orgánicos y metales y el 5% a metales; del total de los proyectos, 53% se desarrolló a escala piloto y fueron demostrativos; 32% a gran escala y se encuentran disponibles comercialmente; el 15% restante se desarrolló a escala laboratorio (GWRTAC 1998).

C. Ventajas y limitaciones Entre las principales ventajas de esta técnica pueden destacarse: (i) bajos costos; (ii) no es necesario excavar el suelo; y (iii) no se requiere de infraestructura sofisticada. Sin embargo, el empleo del proceso puede afectar los mantos acuíferos cuando no se prevé su ubicación, cuando el suelo es muy permeable y si el tiempo de residencia de la fase acuosa es muy prolongado. Algunas otras limitaciones de esta tecnología son (US EPA 2001, Van Deuren et al. 2002):

. En general, no se aplica en suelos con mezclas complejas de contaminantes.
. Una alta cantidad de materia orgánica en el suelo dificulta el proceso de separación.
. Requiere de grandes cantidades de agua y que los contaminantes sean solubles.
. Se requiere de uno o varios procesos secundarios para el tratamiento de aguas residuales y partículas finas de suelo.

D. Tiempo y costos de la remediación Es una tecnología que puede llevar entre dos y 12 meses. Los costos de la remediación pueden variar de 46 a 125 USD/m3, para una densidad de suelo de 1.6 ton/m3 (Van Deuren et al. 2002, US EPA 1996).


E. Usos del suelo después del tratamiento

Es recomendable que después del tratamiento, el suelo no se utilice con fines agrícolas, ya que no sólo se lleva a cabo la remoción de los contaminantes, sino también de los elementos naturales del suelo, además de que es posible la alteración de ciertas propiedades físicas y químicas por el uso de soluciones ácidas, quelantes o surfactantes. Sin embargo, el suelo puede destinarse para otros usos como residencial e industrial.


4.3.2. Lavado de suelos

El lavado de suelos es una tecnología ex situ, en la cual el suelo contaminado se excava y se lava con agua o soluciones de extracción en una unidad de lavado con el fin de disolver, suspender o precipitar el contaminante, lográndose así su transferencia a la fase acuosa. El lavado de suelos, a diferencia de la inundación, puede concentrar los contaminantes en un volumen menor de suelo, debido a la separación entre partículas finas y gruesas, reduciendo así el volumen del material contaminado (partículas finas) (Freeman 1998).


A. Descripción del proceso

El proceso consiste de tres etapas: mezclado, lavado y enjuagado. Antes de iniciar, el material contaminado se tamiza para retirar los objetos de mayor tamaño. Posteriormente, el suelo se adiciona a la unidad de lavado, en donde se mezcla y se lava con el uso de agua con o sin aditivos, en un proceso en lote o continuo. Al finalizar el lavado del suelo, la fase líquida se envía a una planta de tratamiento de aguas, mientras que la fase sólida se enjuaga nuevamente con agua limpia (Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001).

El uso de agua como solución de extracción es efectivo para la remoción de compuestos orgánicos solubles de bajo peso molecular (alcoholes y fenoles), sales inorgánicas (sulfatos y cloruros) y metales solubles (Cr(VI)). Para aumentar la eficiencia de lavado en un suelo con metales, pueden emplearse soluciones con las siguientes características (US EPA 2001):

. Agentes quelantes. Forman complejos solubles con iones metálicos. Uno de los más usados es el ácido etilendiamino tetracético (EDTA). Otros ácidos usados como agentes quelantes son los ácidos cítrico, málico y acético.
. Ácidos y bases. Movilizan, neutralizan o transforman el contaminante. Las soluciones ácidas se aplican principalmente para incrementar la solubilidad de muchos metales, mientras que las alcalinas se usan para remover fenoles y metales ligados a la fracción orgánica del suelo.

B. Aplicaciones y estado de desarrollo

sta técnica, al igual que la inundación, es efectiva para suelos arenosos, por lo que los parámetros a considerar para su aplicación son los mismos que se incluyen en la inundación de suelos (US EPA 2001). Es una tecnología desarrollada, disponible comercialmente a escala industrial, que puede aplicarse en suelos contaminados con una variedad de compuestos orgánicos, combustibles y metales. En el cuadro 12, se presentan algunos ejemplos de la aplicación de la técnica en suelos contaminados con metales en Estados Unidos.

Diversos grupos de investigación han realizado estudios con el fin de definir los mejores aditivos para el lavado. Peters (1999) determinó que los agentes quelantes más eficientes para la remoción (95%) de Cu, Pb y Zn fueron EDTA, ácido nítrico y ácido nitrilo-triacético (NTA). Tokunaga et al. (2002) obtuvieron una alta eficiencia de remoción (99.9% en 6 h) de As (2,850 mg/kg) de un suelo, usando una solución de lavado con ácido fosfórico. Semer et al. (1996) demostraron una alta eficiencia de remoción de una mezcla de contaminantes orgánicos/ inorgánicos en un suelo franco-arenoso, con el uso de una solución de ácido sulfúrico con alcohol isoporpílico (relación 4:9).

Cuadro 12. Ejemplos de la aplicación a gran escala del lavado de suelos contaminados con metales en los Estados Unidos



C. Ventajas y limitaciones En general, el lavado de suelos es una alternativa relativamente económica para la remoción de contaminantes, ya que minimiza el volumen del material contaminado y, por consiguiente, disminuye la cantidad a confinar o a tratar. Actualmente, existen sistemas móviles para el lavado de suelos que se pueden transportar al sitio contaminado, disminuyendo costos y el riesgo de dispersar los contaminantes durante el transporte (Van Deuren et al. 2002). Las principales ventajas y limitaciones de este proceso se resumen en el cuadro 13.


Cuadro 13
. Principales ventajas y limitaciones del lavado de suelo

 

D. Tiempo y costos de la remediación

Es una tecnología de corto a mediano plazo, que puede llevar entre dos y seis meses. Los costos de su aplicación, incluyendo la excavación, pueden variar entre 84 y 343 USD/m3; se calcula un costo promedio cercano a 238 USD/m3 (Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001).

E. Usos del suelo después del tratamiento y manejo de residuos

Generalmente, después del lavado de suelos se emplean técnicas de separación (sedimentación, filtración, centrifugación) con el propósito de separar las partículas más finas, en donde se adsorben los contaminantes del volumen original. Las partículas gruesas (limpias) se regresan al sitio, mientras que a las finas (contaminadas) se les realiza un nuevo tratamiento o se disponen adecuadamente en un sitio de confinamiento. Debido a que la mayor parte de las partículas depositadas en el sitio después del tratamiento son gruesas, éstas sólo tienen utilidad como soporte de infraestructuras, después de una adecuada compactación en el sitio y no para fines agrícolas (Van Deuren et al. 2002, US EPA 2001).

 

4.3.3. Tratamiento químico

El tratamiento químico, también conocido como óxido-reducción química, es una tecnología innovadora que implica reacciones de óxido- reducción (redox), las cuales transforman los elementos potencialmente tóxicos en compuestos o elementos no peligrosos o menos riesgosos, reduciendo su toxicidad o su solubilidad y/o aumentando su estabilidad química. Cuando se requiere tratar contaminación por metales y/o metaloides, se busca cambiar el estado de valencia, ya que de éste depende la capacidad del metal para reaccionar con otros contaminantes o compuestos presentes en el suelo y, por consiguiente, su precipitación; de esta manera, es posible disminuir la concentración biodisponible del elemento potencialmente tóxico en el suelo (US EPA 2001).


A. Descripción del proceso

El procedimiento puede realizarse in situ o ex situ y combinarse con otras técnicas como la inundación (el agente oxidante o reductor se disuelve en el medio de inundación) o el lavado de suelos (en este caso es deseable que las reacciones redox se desarrollen en el extracto del lavado), o aplicarse directamente en el suelo contaminado a través de una solución, sin llegar a inundarlo; en este último caso, los metales se quedan en el sitio (Averett et al. 1989).
Las reacciones redox, necesariamente, implican la transferencia de electrones de un compuesto a otro (el agente oxidante gana electrones, mientras el agente reductor los pierde). La velocidad y duración del tratamiento está dirigida por las características del contaminante, su reactividad con los químicos utilizados y las características del suelo
(permeabilidad, pH, temperatura y contenido de materia orgánica); todos estos parámetros pueden afectar la reacción redox y, por lo tanto, obligar a incrementar la cantidad de reactivo utilizado.


B. Aplicaciones y estado de desarrollo

La tecnología se encuentra disponible comercialmente; sin embargo, no puede aplicarse de forma genérica. Es necesario analizar y experimentar con las propiedades particulares de cada suelo para determinar las características que deben tener los agentes oxidantes o reductores. Algunos de los oxidantes más comunes para este tratamiento son: ozono, peróxido de hidrógeno, permanganato de potasio, reactivo Fenton (formado por una combinación de peróxido de hidrógeno y sulfato ferrroso), hipoclorito, cloro y dióxido de cloro. Como agente reductor puede utilizarse ácido sulfhídrico, de forma que el sulfuro reaccione con metales divalentes como Pb2+, Co2+, Fe2+ Cd2+, formando un complejo insoluble (sulfuro metálico) que precipita en la matriz del suelo. Sin embargo, la aplicación del ácido puede limitar la efectividad de la reacción, ya que muchos suelos tienen una gran capacidad amortiguadora, de manera que el sulfuro liberado es neutralizado rápidamente por otros elementos; por esta razón, realizar la reacción directamente en el suelo puede representar altos gastos en reactivos y la destrucción del mismo al abatir su capacidad de amortiguamiento (US EPA 2000).


C. Ventajas y limitaciones

La principal ventaja de este método, al igual que otras tecnologías in situ, es que permite tratar el suelo sin necesidad de excavación; algunas otras ventajas son: (i) bajo consumo de energía; (ii) las soluciones diluidas son más fáciles de separar; (iii) tiempos del tratamiento relativamente cortos. Sus principales inconvenientes son (US EPA 2000):

. En caso de combinarla con otra técnica, los costos se incrementan, debido a la aplicación de otros procedimientos (excavación, inundación, etc.).
. Los químicos necesarios para el tratamiento son corrosivos (ácidos e hidróxidos) y pueden resultar relativamente costosos.
. A pesar del cambio en el estado de oxidación del metal, éste permanece en el sitio dejando un riesgo latente de que regrese a su estado de oxidación original.
. Necesidad de evaluar y ensayar la reacción en laboratorio, ya que el contaminante interactúa de forma diferente con cada tipo de suelo. Esto conlleva a diseñar una reacción específica para cada sitio contaminado.


D. Tiempos y costos de la remediación

La velocidad de la reacción depende de la extensión, profundidad y tipo de suelo, por lo que no es posible especificar con precisión los tiempos de tratamiento; sin embargo, el tiempo de separación puede ser muy rápido (US EPA 1998). Los costos de remediación varían en función del tipo de suelo, superficie, profundidad y químicos seleccionados para la reacción; se calcula que estos oscilan entre 45 y 125 USD/m3, incluyendo un estudio químico.


E. Usos del suelo después del tratamiento

El suelo tratado químicamente puede utilizarse para la construcción de unidades industriales; no es recomendable su uso para agricultura, ya que el constante riego, la interacción con pesticidas, fertilizantes y raíces puede cambiar el estado de oxidación del contaminante.


4.3.4. Solidificación/estabilización (S/E)

La S/E es un proceso que tiene como objetivo limitar la solubilidad o movilidad de un contaminante presente en el suelo, disminuyendo así su toxicidad o eliminando su lixiviación. La solidificación es un proceso que asegura mecánicamente a los contaminantes dentro de una matriz sólida, formando un bloque monolítico de alta integridad estructural, constituido por una mezcla del contaminante, el suelo y un agente puzolánico;2 esta técnica encapsula (atrapa físicamente) al contaminante en el suelo. La estabilización implica la adición de materiales o sustancias que limiten la reactividad, volatilidad y/o solubilidad (movilidad) de un contaminante. En este caso existe una reacción del contaminante con el aditivo para formar compuestos menos solubles y móviles (Becerril y Navarrete 1993).


A. Descripción del proceso

Las metodologías de S/E surgieron como respuesta a la necesidad de tratar residuos radioactivos y, con el tiempo, se han utilizado para estabilizar y/o solidificar contaminantes inorgánicos (principalmente metales), siendo las más utilizadas: (i) la solidificación con cemento; (ii) la solidificación con cal o agentes puzolánicos; (iii) la encapsulación termo-plástica; y (iv) la vitrificación. Las primeras dos técnicas son utilizadas con más frecuencia para tratar compuestos inorgánicos. En todos los casos, el proceso de solidificación debe de ser irreversible para evitar que los contaminantes escapen de la matriz solidificada (Malone et al. 1982). Debido a la variedad de aditivos, es importante seleccionar el o los más adecuados de acuerdo con las características del contaminante a tratar; entre los más empleados para el tratamiento de suelos contaminados con metales se encuentran: cemento, cal, carbonato de calcio, polímeros comerciales y asfalto emulsificado.

2. La puzolana es un ingrediente activo que tiene como función básica formar un aglomerante con los productos liberados por la hidratación del cemento (Cemento Cruz Azul: http://www.cruzazul.com.mx/productos/puzolanico.html).


En general, los procesos de S/E pueden llevarse a cabo in situ o ex situ de la siguiente manera:

. In situ. El suelo contaminado y los aditivos se mezclan directamente en el sitio (bajo la superficie). La mezcla se realiza con el uso de grandes barrenas (augers) o paletas rotatorias. El suelo tratado que queda en el sitio se cubre con suelo limpio o con pavimento. Este tipo de aplicación puede estar limitado por la profundidad de la contaminación.

 

Tecnologías de remediación 77

. Ex situ. El suelo contaminado se extrae y se coloca en grandes mezcladoras, en donde se agregan los aditivos en cierta proporción. Posteriormente, el suelo tratado puede ser colocado nuevamente en el sitio o depositado en un vertedero controlado. Este tipo de proceso permite una mayor efectividad de mezclado y verificación del tratamiento.


Las tecnologías de S/E se clasifican de acuerdo con su función en: (i) mecanismos de contención y (ii) mecanismos de aglutinación.

Contención


La adsorción es la metodología más simple entre los mecanismos de contención; sin embargo, ésta se utiliza únicamente cuando el contaminante está disuelto en un líquido, obteniéndose así un residuo seco. Algunos de los agentes adsorbentes más utilizados con este fin son carbón activado, cal, arcilla, vermiculita y zeolita. La selección de los materiales adsorbentes está dirigida por factores químicos, costos y cantidades a utilizar. Entre los factores químicos a considerar se encuentran: el pH del residuo, la compatibilidad o reactividad del residuo y las propiedades aglutinantes del adsorbente (si es que las tiene) (Freeman 1998).

Aglutinación


Para la aglutinación se puede emplear sílice no cristalina y calcio, lo que produce una matriz sólida de baja integridad física. La combinación del suelo con cemento Pórtland (figura 10) produce una matriz sólida de mayor resistencia, en la cual algunos metales, además de ser contenidos físicamente, reaccionan con silicatos solubles. Durante la aglutinación, también es posible mezclar el suelo contaminado con materiales plásticos y termoplásticos como caucho o asfalto (figura 11), respectivamente, los cuales además de contener el contaminante en la matriz, reducen la posibilidad de infiltraciones acuosas al ser materiales impermeables. Para realizar esta mezcla es necesario des- hidratar el suelo y realizar la operación a temperaturas elevadas.


Figura 10.
Esquema básico del proceso de incorporación con cemento con mezclado en tambor

Figura 11. Esquema básico del mecanismo de aglutinación con asfalto

Fuente: Freeman, 1989


Micro-encapsulación

Otro proceso de S/E es la micro-encapsulación, en el cual el suelo se mezcla con un polímero termofijo que reacciona con un catalizador y envuelve las partículas de suelo contaminado para aislarlo del medio y evitar así la dispersión del contaminante. El suelo se dispersa por medios mecánicos para disminuir su tamaño de partícula y, una vez efectuada la micro-encapsulación, se dispone en recipientes de mayor tamaño para su macro-encapsulación y posterior confinamiento. Los polímeros usados con más frecuencia en esta técnica son urea-for- maldehído, poliéster, poli-butadieno, fenol-formaldehído y resinas epóxicas (Caldwell y Reith 1993).

 

Vitrificación


La vitrificación implica la fundición y fusión de materiales a temperaturas > 2,100 ºC, seguida por un enfriamiento rápido, dando como resultado una mezcla amorfa no cristalina. La aplicación de la vitrificación en el tratamiento de residuos peligrosos se ha explorado como una técnica in situ y en planta. La vitrificación es considerada como un proceso de S/E, ya que convierte al contaminante a una forma estructural más estable con un potencial reducido para su migración al medio ambiente (Becerril y Navarrete 1993).

Vitrificación on site. Es una técnica probada a escala piloto para la remediación de suelos. Durante el proceso, la temperatura necesaria para fundir el suelo (2,100-2,500 ºC) se logra por la aplicación de una corriente continua de alto voltaje (figura 12). Al fundirse el suelo, éste se vuelve más conductivo, permitiendo así la transferencia de calor y provocando el crecimiento de la masa fundida. El proceso se inicia con el uso de una capa de grafito y vidrio poroso que sirven como ruta de encendido. Una vez iniciado el proceso, la masa fundida crece hacia abajo y hacia fuera (hasta profundidades de ~ 9 m, para contener una masa de ~ 1,000 ton). El suelo se funde a una tasa de 4 a 6 ton por hora (2.5-5 cm/h).


Figura 12. Esquema básico del proceso de vitrificación en campo (on site)

Conforme la temperatura aumenta, los vapores y gases de los materiales orgánicos se mueven lentamente a través de la masa fundida, de manera que una porción se disuelve, mientras otra se libera hacia la superficie, en donde puede tratarse. Debido a la alta temperatura, en el remanente no permanecen contaminantes orgánicos; de los in- orgánicos, algunos se descomponen, mientras que otros se disuelven o reaccionan con el material fundido. Este último se encuentra en fase líquida durante el proceso, de manera que, cuando se produce el enfriamiento, ocurre una reducción del volumen neto.

El remanente resultante es muy semejante a la obsidiana, formada por un proceso de vitrificación natural. Aunque, por pruebas de lixiviación, se ha demostrado que este producto es inerte, puede utilizarse en aplicaciones que limiten su distribución al público en general. Vitrificación ofi site (en planta). El proceso se inicia con una mezcla de encendido, que consiste en vidrio reciclado, cenizas sueltas y piedra caliza (figura 13). El suelo contaminado se introduce en el horno para las etapas de fundición y fusión que duran como mínimo cinco horas. Consideraciones adicionales para esta tecnología deben incluir las emisiones a la atmósfera y el lixiviado del remanente. Las emisiones a la atmósfera pueden capturarse y tratarse a través de tecnologías tradicionales para el tratamiento de aire.

Figura 13. Esquema básico del proceso de vitrificación en planta (off site)


B. Aplicaciones y estado de desarrollo

Los métodos de S/E pueden aplicarse con gran éxito para la remediación de suelos contaminados con metales y especialmente en suelos muy contaminados o para elementos radiactivos (US EPA 1998). Es una tecnología desarrollada y disponible comercialmente a escala industrial. Algunos de los factores que pueden afectar en la selección, diseño, implementación y funcionamiento de estos procesos son (Pojasek 1982):

i Objetivo del tratamiento. En el caso de contaminación por meta- les, el objetivo es tratar el suelo de tal manera que se transforme en un material no peligroso y, por lo tanto, pueda disponerse en instalaciones apropiadas.

ii Características del contaminante. El contaminante debe ser compatible con los materiales de solidificación utilizados. Por ejemplo, el uso de cemento Pórtland no es recomendable para suelos contaminados con Cr6+, en su lugar se recomienda el uso de matrices termoplásticas. Otros metales, como Pb, Cd y As, son compatibles con matrices cementables, permaneciendo estables por algún tiempo.

iii Requerimientos del proceso. Es importante visualizar la infraestructura y equipamiento que se utilizará durante el proceso (por ejemplo, consumo de energía y materiales).

iv Manejo del residuo solidificado/estabilizado. El producto del tratamiento debe disponerse de acuerdo a la legislación.


C. Ventajas y limitaciones

Entre las ventajas del empleo de la S/E para la remediación de suelos contaminados pueden destacarse las siguientes: (i) es posible utilizar suelos contaminados como material básico para la fabricación de vidrio (vitrificación); (ii) además del potencial para tratar suelos, puede servir para formar un producto útil (material de relleno para caminos); (iii) el contaminante queda estabilizado y aislado, disminuyendo la probabilidad de causar daño al ambiente o la salud; (iv) es una tecnología totalmente desarrollada y disponible comercialmente.

Dentro de las limitaciones del proceso pueden incluirse: (i) su aplicación, en general, representa un aumento significativo en el volumen del material original; (ii) el material solidificado no puede ser utilizado como suelo nuevamente y puede impedir el futuro uso del sitio; (iii) para realizar las mezclas de suelo con aditivos, es necesario deshidratar el suelo y realizar la operación a temperaturas elevadas, limitando su aplicación a suelos contaminados con sustancias o elementos no volátiles; (iv) sus costos son muy elevados debido a que es necesario disponer el suelo estabilizado/solidificado (excepto en la vitrificación in situ).


D. Tiempo y costos de la remediación

Es una tecnología de corto plazo que, dependiendo del volumen de suelo a tratar, puede llevar desde unas cuantas horas hasta algunas semanas. Sin embargo, sus costos pueden ser muy elevados, y pueden variar entre 45 y 110 USD/ton (63 a 154 USD/m3, considerando una fi de 1.4 g/cm3), dependiendo del tipo de contaminante, sin incluir excavación ni confinamiento.

E. Usos del suelo después del tratamiento El suelo tratado por S/E pierde sus características, por lo que no puede reutilizarse como área para cultivo o construcción. En la mayoría de los casos, el producto debe disponerse en confinamientos. En situaciones como la vitrificación o la estabilización con cemento, el producto puede utilizarse como material de relleno para caminos o en la construcción de instalaciones de rellenos sanitarios o sitios de confinamiento.


4.3.5. Electrorremediación

La remediación electrocinética o electrorremediación es una tecnología innovadora que puede utilizarse para la remediación in situ de suelos contaminados con metales o compuestos orgánicos polares; es una técnica aplicable principalmente a suelos de baja permeabilidad.

A. Descripción del proceso

El principio de la electrorremediación se basa en la aplicación de una corriente directa de baja intensidad a través del suelo contaminado, con el uso de electrodos divididos en extremos anódicos y catódicos (figura 14). El campo eléctrico moviliza las especies cargadas hacia los electrodos, de manera que los iones metálicos, el amonio y los compuestos orgánicos cargados positivamente se moverán hacia el cátodo, mientras que los aniones (cloro, cianuro, fiuoruro, nitratos y compuestos orgánicos cargados negativamente) se moverán hacia el ánodo. La corriente eléctrica genera la formación de un frente ácido en el ánodo y uno básico en el cátodo a partir de la disociación de algunas moléculas de agua; esta generación de condiciones ácidas puede ayudar a la desorción, disolución y transporte de algunos contaminantes metálicos hacia sistemas de recolección ubicados en el cátodo (Probstein 1994)


Figura 14. Electrorremediación in situ de un suelo contaminado. Durante el proceso, los iones con carga positiva (cationes) migran hacia el cátodo y los de carga negativa (aniones), hacia el ánodo

 

Los dos principales mecanismos de transporte de contaminantes a través del suelo hacia los electrodos son la electromigración y la electroósmosis (Probstein 1994). La aplicación de un gradiente de potencial, da como resultado el transporte de iones (electro-migración), el transporte del agua de solvatación de dichos cationes (electro-ósmosis) y el arrastre mecánico de coloides y microorganismos como bacterias (electroforesis). La electro-migración es el mecanismo principal durante la electrorremediación. La dirección y velocidad de movimiento de una especie iónica depende de su carga (magnitud y polaridad) y de la magnitud de la electro-ósmosis inducida por la velocidad del fiujo. Las especies orgánicas o inorgánicas no cargadas también pueden movilizarse debido al fenómeno electro-osmótico causado por el fiujo del electrolito (US EPA 1996). El proceso puede llevarse a cabo básicamente de dos maneras:

Remediación mejorada. Se lleva al cabo por el transporte electrocinético de los contaminantes hacia uno de los electrodos para su extracción y tratamiento o disposición ex situ. Puede realizarse por diversos métodos como la precipitación, la co-precipitación en el electrodo, el bombeo del agua cercana al electrodo y el acomplejamiento en columnas de intercambio iónico. Este tratamiento es recomendable para suelos contaminados con metales.

Tratamiento sin remoción. Se logra por el transporte electro-osmótico de los contaminantes a través de zonas de tratamiento colocadas entre los electrodos; la polaridad de los mismos es revertida periódicamente, por lo que el fiujo electro-osmótico cambia de dirección, pasando frecuentemente por las zonas de tratamiento. Este método es recomendado para suelos contaminados con especies orgánicas (US DOE 1995).

B. Aplicaciones y estado de desarrollo Esta tecnología es ampliamente recomendable para tratar suelos poco permeables, como lodos y sedimentos contaminados con metales pesados, aniones y compuestos orgánicos polares en concentraciones de unas cuantas partes por millón (ppm) hasta miles (USAEC 1997).

La primera demostración exitosa del uso de la electrocinética para la remediación de suelos se realizó en Holanda en 1986 (Van Cauwenberghe 1997). En 1993, Ralofi describió un proyecto llamado Lasagna, que combina un proceso biológico y uno electro-osmótico, en donde capas alternas de bifenilos policlorados (PCB) se degradaron por acción microbiana. Una vez que los PCB se fragmentaron en moléculas más pequeñas, se aplicó electro-ósmosis para trans- portar las moléculas hasta un sitio de tratamiento. Actualmente existen algunas aplicaciones comerciales de electrorremediación, desarrolladas en los Estados Unidos. Se han llevado a cabo pruebas de demostración a escala piloto e industrial por varias instituciones: la Universidad Estatal de Luisiana, Electrokinetics Inc., Geokinetics Internacional Inc. y por el Instituto Batelle Memorial. La corporación Geokinetics ha demostrado con éxito su proceso de remediación electrocinética in situ a través de cinco estudios de campo en Europa (US EPA 1996).

En 1996, el programa DoDs de investigación innovadora de ne- gocios y Electrokinetics Inc., desarrollaron un estudio demostrativo completo para extraer Pb de un campo de la armada de los Estados Unidos, en Luisiana. La Agencia de Protección Ambiental de los Esta- dos Unidos (US EPA) evaluó los resultados de la prueba, encontrando una disminución significativa en la concentración de Pb (de ~ 4,500 mg/kg a 300 mg/kg) en 30 semanas (US EPA 1996).


C. Ventajas y limitaciones La aplicación de procesos electrocinéticos es más efectiva en suelos arcillosos debido a su carga superficial negativa, la cual puede alterarse por cambios en el pH del fiuido, modificando también las características de adsorción de contaminantes; la utilización de electrolitos con pH específico puede mejorar el desempeño de la técnica. En el cuadro 14 se resumen las principales ventajas y limitaciones de la electrorremediación.
La eficiencia del proceso disminuye en suelos con humedad menor al 10%; la máxima eficiencia se logra con valores de humedad de 14 a 18 %. La presencia de objetos metálicos o aislantes puede inducir variabilidad en el campo eléctrico y en la conductividad del suelo, afectando el proceso. Asimismo, es recomendable la utilización de electrodos inertes (carbón, grafito o platino) para evitar la introducción de residuos reactivos en el suelo tratado; los electrodos metálicos pueden disolverse por efecto de la electrólisis.


Cuadro 14.
Principales ventajas y limitaciones de la electrorremediación

 


D. Tiempo y costos de la remediación

Es una tecnología que, dependiendo de la extensión y profundidad del sitio contaminado, puede llevar de unas cuantas semanas hasta 6 u 8 meses. Sus costos varían dependiendo de la extensión del terreno, del material de los electrodos, de la conductividad del suelo, de las metas propuestas para el tratamiento, y del costo de la energía (se estiman gastos energéticos cercanos a 500 KW h/m3, dependiendo del espacio entre electrodos [1-1.5 m]). De acuerdo con estimaciones en los Estados Unidos, los costos directos por el tratamiento mejorado de metales (extracción y estabilización) pueden ascender a 50 USD/m3 (US EPA 1998).


E. Usos del suelo después del tratamiento


El suelo tratado a través de electrorremediación pierde ligeramente su fertilidad, debido a la extracción de iones como NO3-, SO 4=, PO 4=, NH 4+, por lo que debe pasar por procesos de fertilización antes de utilizarlo como área para cultivo; asimismo, algunas arcillas pueden cambiar su carga debido al cambio de pH promovido por la hidrólisis del agua, por lo que también es necesario evaluar su integridad estructural (US EPA 2001).


4.4. Tecnologías biológicas

El término biorremediación se utiliza para describir una variedad de sistemas que utilizan el potencial metabólico de organismos vivos (plantas, hongos y bacterias, entre otros) para limpiar ambientes contaminados (Van Deuren et al. 2002, Watanabe 2001). La biorremediación de un suelo implica su descontaminación por vía biológica. En el caso de sitios contaminados con metales, los microorganismos pueden modificar su movilidad en el ambiente a través de cambios en sus características físicas o químicas (Lovley y Coates 1997).


4.4.1. Mecanismos biológicos aplicables a la biorremediación de suelos

Las bases para la remediación de suelos presentadas en la sección 4.1, en el caso de procesos biológicos se enfocan, principalmente, en la degradación de compuestos orgánicos; sin embargo, la mayoría de los parámetros descritos puede aplicarse para contaminantes inorgánicos. Se ha demostrado que es posible llevar a cabo la remediación in situ de sitios contaminados con metales por vía microbiana, básicamente a través de cambios en el estado redox, favoreciendo así mecanismos que modifican la solubilidad, movilidad y/o toxicidad de los contaminantes (figura 15), haciendo posible la remediación del suelo a través de la separación o la disolución del contaminante (Lovley y Coates 1997, Gadd 2000; Barkay y Schaefer 2001):

i. Separación o inmovilización. Implica mecanismos de biosorción (sorción del contaminante en biomasa) y cambios en el estado redox (reducción de formas metálicas oxidadas solubles a formas insolubles), así como la acumulación, precipitación y/o volatilización de los contaminantes a través de la fitorremediación (Lovley y Coates 1997, Beaudette et al. 2002, Diels et al. 2002).

ii. Disolución o movilización. Incluye procesos de biolixiviación de metales y metaloides y cambios en el estado redox (oxidación de formas metálicas reducidas insolubles a formas solubles), que favorecen la disolución o volatilización de los mismos (Lovley y Coates 1997). Con base en lo anterior, las metas de la remediación de contaminantes inorgánicos pueden alcanzarse conforme a los siguientes principios: (i) la precipitación del contaminante y, en consecuencia, su inmovilización; (ii) la concentración del contaminante con la posterior reducción del volumen de la matriz contaminada; y (iii) la separación de metales a un ambiente en donde su riesgo potencial se reduzca (Barkay y Schaefer 2001).



4.4.2. Interacciones microorganismos-metales

Los microorganismos están expuestos a la presencia de diversos tipos de metales y metaloides en el ambiente, por lo que no es sorprendente que puedan interactuar con ellos, a través del desarrollo de mecanismos de defensa, a veces para su beneficio y otras para su perjuicio. En la naturaleza, estos elementos existen principalmente como cationes, oxi- aniones o en ambas formas en solución, y como sales u óxidos en forma cristalina (mineral) o como precipitados amorfos en forma insoluble. La manera en que los microorganismos interactúan con los metales depende, en parte, de si son procarióticos o eucarióticos. Ambos tipos de organismos utilizan especies de metales para funciones estructurales y/o catalíticas, y tienen capacidad para unirse a iones metálicos presentes en el exterior de la superficie celular o para transportarlos hacia dentro de la célula para diversas funciones intracelulares. Por ejemplo, el Ca y el Mg tienen funciones estructurales y catalíticas; el V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo y el Se en bajas concentraciones, pueden participar en funciones catalíticas. Algunos procariotes pueden utilizar, durante su metabolismo, especies de metales que pueden existir con diferentes valencias, como el Cr, Mn, Fe, Co, Cu, As y Se, ya que estos funcionan como aceptores o donadores de electrones. Es decir, esta serie de mecanismos para la modificación de metales, pueden existir a diferentes niveles de interacción microorganismo-metal. A continuación se describen dos de las más comunes (Ehrlich 1997).


A. Interacciones metabólicas-enzimáticas

i Captación de metales traza para su incorporación a metalo-enzimas o su utilización en la activación de enzimas. Ocurre en todos los microorganismos, los metales deben estar en forma iónica.
ii Utilización de metales o metaloides como donadores o aceptores de electrones en el metabolismo energético (deben satisfacer las demandas energéticas del organismo) Ocurre en eubacterias y arqueobacterias, su utilización por eucariotes no se conoce.
iii Detoxificación enzimática de especies metálicas tóxicas. Las especies tóxicas son convertidas a formas con menor o nula toxicidad por oxidación o reducción enzimática.
iv Biocorrosión enzimática anaerobia. La superficie del metal es colonizada por bio-películas formadas por diferentes tipos de bacterias, algunos de cuyos productos metabólicos pueden ser corrosivos.


B. Interacciones metabólicas-no enzimáticas

i Los microorganismos eucarióticos y procarióticos (vivos o muertos) tienen la capacidad de acumular metales a través de su unión como cationes a la superficie celular en un proceso pasivo.
ii Algunos hongos y bacterias pueden promover la lixiviación selectiva y no selectiva (bioloxiviación) de uno o más constituyentes metálicos de minerales, junto con otros productos metabólicos.
iii Ciertos microorganismos excretan productos metabólicos inorgánicos (sulfuros, carbonatos, fosfatos) en su metabolismo respiratorio y así precipitar iones de metales tóxicos.

A la fecha, las aplicaciones biotecnológicas (reales y potenciales) más importantes y promisorias de las interacciones microorganismos- metales son la biolixiviación o biobeneficio de minerales y la biorremediación de sitios contaminados con metales (Ehrlich 1997). En las siguientes secciones se describe, de forma más detallada, la manera en que los mecanismos e interacciones microorganismos-metales re- visadas arriba, pueden aplicarse para la biorremediación microbiana de suelos y se mencionan algunos ejemplos de su aplicación.


4.4.3. Biosorción (inmovilización microbiana de metales)

La biosorción es la separación pasiva de metales y metaloides por interacciones con material biológico vivo o muerto y es, hasta ahora, el acercamiento más práctico y ampliamente usado para la biorremediación de metales (Barkay y Schaefer 2001). Implica mecanismos físico-químicos por los que las especies metálicas son sorbidas y/o acomplejadas en biomasa o productos microbianos (Gadd, 2000). Los procesos de biosorción son, esencialmente, pseudo-procesos de intercambio iónico, en los cuales los iones metálicos son intercambiados hacia componentes de carga opuesta unidos a la biomasa o a una resina. En general, depende del pH del líquido y de las características químicas del metal (Eccles 1999).
Un ejemplo de biosorción es la remoción de Pb y Cd a partir de soluciones muy diluidas, con el uso de biomasa seca de algunas especies de algas cafés como Ascophyllum y Sargassum, que pueden acumular más de 30% (peso seco) del metal en la biomasa. También se ha reportado que el micelio de hongos de uso industrial, como Rhizopus y Absidia, son excelentes biosorbentes para Pb, Cd, Cu y Zn y también tienen la capacidad para atrapar otros metales pesados hasta en un 25% del peso seco de la biomasa (Volesky y Holan 1995).


A. Aplicaciones y estado de desarrollo


Hasta ahora esta tecnología se ha evaluado principalmente como una estrategia para la remoción de metales de corrientes de residuos y para el tratamiento de aguas, pero es un proceso con aplicaciones promisorias para la concentración de metales en suelos. Al respecto, se ha sugerido que la estimulación del crecimiento de microorganismos nativos con capacidad para la biosorción de metales es una estrategia útil para inmovilizar metales en suelos y así evitar la contaminación de cuerpos de agua (Lovley y Coates 1997, Barkay y Schaefer 2001). Aunque ciertas sustancias poliméricas extracelulares son importantes para la biosorción de metales, se ha demostrado que su composición y su capacidad para la sorción dependen del organismo, del metal y de las condiciones (pH, Eh), ofreciendo posibilidades para manipular las aplicaciones de la biosorción. Por ejemplo, en suelos arenosos, es posible la disolución de metales mediada por sideróforos3 por Alcali- genis eutrophus. Los metales disueltos se adsorben en la biomasa y/o se precipitan, para posteriormente separar la biomasa (en fase acuosa) del suelo por un proceso de fioculación. Este proceso da como resultado una considerable disminución en la biodisponibilidad de Cd, Zn y Pb (Gadd 2000, Beaudette et al. 2002).

3. Sustancias extracelulares producidas por algunas bacterias bajo condiciones deficientes en Fe. Se asocian con el Fe en la solución del suelo y son reabsorbidos y procesados, proporcionando al organismo un mecanismo eficiente para obtener Fe (Universidad de Minnesota, http://www.rhizobium.umn.edu/espanol/glossary.htm.


4.4.4. Precipitación de metales (inmovilización microbiana)


La mayoría de las transformaciones de metales mediadas por micro- organismos, incluyendo la oxidación-reducción y alquilación-desalquilación, no tiene funciones biológicas conocidas. Éstas ocurren a través de procesos cuyas funciones primarias no están relacionadas con la transformación de metales, pero que alteran su solubilidad, movilidad y toxicidad y, por lo tanto, pueden emplearse como estrategias de remediación (Lovley y Coates 1997, Barkay y Schaefer 2001). Pueden distinguirse básicamente dos mecanismos de precipitación de metales: la precipitación reductora y la biomineralización.


A. Precipitación reductora

La precipitación reductora es uno de los mecanismos que le permite a los microorganismos reducir la movilidad y toxicidad de un metal o metaloide, a través de su reducción a un estado redox, más bajo, ofreciendo aplicaciones potenciales para la biorremediación. Muchos de los organismos que catalizan estas reacciones utilizan los metales o metaloides como aceptores de electrones durante su respiración anaerobia, reduciendo formas oxidadas altamente solubles a formas elementales (reducidas) insolubles, dando como resultado la detoxificación y/o precipitación del contaminante (Lovley y Coates 1997, Barkay y Schaefer 2001).

Las bacterias sulfo-oxidantes (BSO) y las bacterias sulfato-reductoras (BSR) son geoquímicamente importantes en la precipitación reductora de metales tóxicos como el Cr 6+ y el U 6+. Se ha demostrado que la reducción de U 6+ a U 4+ por microorganismos reductores de Fe 3+, puede remover efectivamente uranio de superficies y cuerpos de agua; cuando se acopla con una técnica simple de extracción, la reducción microbiana de U 6+ puede usarse para concentrar uranio de suelos contaminados (Lovley y Coates 1997, Gadd 2000).

B. Biomineralización La biomineralización es la formación de precipitados metálicos insolu- bles por interacciones con productos del metabolismo microbiano. La biomineralización de metales y metaloides en forma de minerales de azufre, hidróxido, fosfato y carbonato, tiene aplicaciones potenciales para la biorremediación (Barkay y Schaefer 2001). Un ejemplo de este tipo de sistema es el uso de BSR, bacterias heterótrofas anaerobias, que utilizan una serie de sustratos orgánicos (etanol, acetato, butirato, celulosa) y sulfato, como aceptores de electrones.

El potencial biotecnológico de las BSR radica precisamente en la insolubilidad de los sulfuros de metales tóxicos (Cu, Hg, Cd, As, Se y Pb), formados durante la reducción biológica del sulfato, dando como resultado su inmovilización y detoxificación (Gadd 2000). Los sulfuros metálicos son insolubles a pH neutro, y algunos de ellos, en condiciones ligeramente ácidas. De esta manera, es posible separar algunos de los metales de alta toxicidad de los menos tóxicos con base en la química del sulfuro (Eccles 1999). En ciertas circunstancias, sin embargo, la inmovilización de sulfuros metálicos puede ser inapropiada; por ejemplo, en el caso de la inmovilización de mercurio como HgS, que no se considera una práctica ambientalmente segura (Barkay y Schaefer 2001).

C. Aplicaciones prácticas La inmovilización de metales puede aplicarse en sitios contaminados con cromato o dicromato (Cr 6+), estimulando la reducción de Cr 6+ a Cr3+ por bacterias (Wang y Sheng 1995). Esta reacción es una de las formas más estudiadas de biorremediación de metales. Se conoce una variedad de organismos heterótrofos capaces de llevar a cabo esta reacción, que puede ocurrir en condiciones aerobias o anaerobias. El proceso también puede resultar de mecanismos indirectos de precipitación; por ejemplo, en sistemas con BSR, la reducción de Cr 6+ puede resultar de la reducción indirecta por Fe 2+ y el sulfuro producido (Lovley y Coates 1997, Gadd 2000).

La formación de esfalerita (ZnS) por bacterias Desulfobacteriaceae a partir de concentrados de Zn, y la precipitación de sulfuros metálicos por BSR puede constituir la segunda fase de un tratamiento combinado de oxidación-reducción de azufre para la descontaminación de suelos (Barkay y Schaefer 2001). La formación, por vía biológica, de piromorfita (Pb5(PO4)3Cl), un mineral estable de plomo, se ha sugerido como una técnica de remediación para suelos contaminados con plomo debido a que disminuye la biodisponibilidad de dicho metal (Gadd 2000).


4.4.5. Biolixiviación (movilización microbiana de metales)

La biorremediación de suelos contaminados con metales por lixiviación microbiana o biolixiviación es una tecnología relativamente nueva, simple y efectiva, utilizada para la extracción de metales a partir de minerales y/o concentrados que los contienen. La recuperación a partir de minerales de azufre o de hierro, se basa en la actividad de bacterias quimiolitotróficas que oxidan hierro y azufre (hierro- y sulfa-oxidantes, respectivamente), Thiobacillus ferrooxidans, T. thiooxidans y Leptospirillum ferrooxidans, las cuales convierten sulfuros metálicos insolubles (S0) a sulfatos solubles y ácido sulfúrico (Bosecker 2001). Esta disolución hace que los metales puedan recuperarse fácilmente de ambientes contaminados y suelos superficiales, usando estrategias de remediación de bombeo-tratamiento (Lovley y Coates 1997).
Otra opción factible para el tratamiento de sitios contaminados y recuperación de metales a partir de minerales que no contienen azufre (como carbonatos y silicatos metálicos), es la biolixiviación heterótrofa. En este caso, la extracción de metales se lleva a cabo, principalmente, por hongos en un proceso mediado por la producción de ácidos orgánicos y de compuestos quelantes y acomplejantes excretados al medio, que proveen una fuente de protones y aniones que acomplejan metales. En el suelo, la biolixiviación heterótrofa de metales es más importante que la autótrofa (por bacterias). La lixiviación heterótrofa puede también infiuir sobre otras tecnologías de tratamiento para suelos contaminados, a través de la translocación fúngica de ciertos metales (Cs, Zn y Cd), lo que puede conducir a su separación y concentración en regiones específicas del micelio y/o cuerpos fructíferos (Gadd 2000, Bosecker 2001).

A. Aplicaciones prácticas La biolixiviación tiene gran potencial para la remediación de materiales contaminados con metales pesados. La lixiviación de minerales por BSO es un proceso bio-industrial establecido (sección 4.4.7) y, aunque el mayor interés surge desde una perspectiva hidrometalúrgica, también es posible la lixiviación de metales que se encuentran como contaminantes de suelos y otras matrices. El principio de la biolixiviación puede aplicarse como bio-beneficio, un proceso en el que un mineral se enriquece en cuanto al contenido de sus componentes metálicos de valor por la remoción selectiva de componentes indeseables.

La biolixiviación de Cu a partir de minerales con azufre se ha practicado de manera empírica por muchos siglos con el uso de T. ferrooxidans y L. ferrooxidans. Actualmente, el proceso se emplea a escala industrial para la recuperación de oro a partir de minerales azufrados con T. ferrooxidans. La extracción de metales como el Co, Mo, Ni, Pb y Zn a partir de minerales por biolixiviación es técnicamente viable (Ehrlich 1997).

A partir de 1990, se han registrado cerca de 15 patentes de relevancia a nivel mundial, de las cuales, la mayoría implica procesos de biolixiviación. Por ejemplo, Rusin (1993) patentó un proceso biológico anaeróbico para la disolución de plutonio contenido en suelos contaminados, con el uso de microorganismos reductores de hierro, obteniendo rendimientos de lixiviación de plutonio cercanos a 90% (Brombacher et al. 1997).


B. Ventajas y limitaciones

La biolixiviación puede tener varias ventajas sobre la lixiviación química (Brombacher et al. 1997, Bosecker 2001):


. La lixiviación química puede alcanzar altos costos debido al transporte del ácido.
. El sulfuro necesario para la producción bacteriana de ácido se encuentra disponible a bajos costos.
. La remoción de contaminantes del suelo puede disminuir significativamente los costos de disposición y, además, puede permitir la recuperación de metales preciosos.
. Tiene grandes ventajas económicas debido a sus bajos costos en capital y energía, a su alta fiexibilidad, puede usarse on site y no causa contaminación ambiental.
. Como consecuencia de la producción de ácido sulfúrico durante el crecimiento de T. thiooxidans, el pH del lixiviado disminuye gradualmente, de manera que los metales que pasan por la solución a diferentes tasas, pueden separarse selectivamente.

En caso de residuos minerales industriales, la biolixiviación convencional puede fallar, debido a que la mayoría de los metales se encuentran como óxidos en lugar de sulfuros. Sin embargo, los óxidos metálicos pueden lixiviarse por la producción microbiana de ácidos
(como el ácido sulfúrico generado por T. thiooxidans). En el caso de la biolixiviación heterotrófica, uno de los principales problemas radica en la búsqueda de sustratos orgánicos más baratos para el crecimiento de los microorganismos, además de que los hongos requieren de una buena aireación, de manera que su utilización generalmente se prevé en biorreactores (Gadd 2000, Bosecker 2001).


C. Tiempo y costos de la remediación

Como regla de manejo, los procesos biológicos representan costos entre un tercio y la mitad en comparación con las tecnologías de remediación químicas y físicas convencionales (Bosecker 2001). En general, el equipamiento necesario para procesos de biolixiviación es menos costoso que el requerido para procesos fisicoquímicos. En comparación con la tostación, los costos en capital para una planta de biolixiviación a escala industrial se reducen entre 12 y 20% y los costos de operación, ~10%. Se calculan costos globales de 4.3 USD/ton de mineral para un tratamiento bacteriano, comparado con 4.1 y 4.5 UDS/ton para oxidación por presión y tostación, respectivamente. Sin embargo, los tiempos de tratamiento requeridos para la biolixiviación bacteriana son más largos que los de las tecnologías fisicoquímicas
(Brombacher et al. 1997).


4.4.6. Volatilización de metales (movilización microbiana)

Además de la precipitación reductora de algunos contaminantes metálicos, otros organismos reductores de metales pueden volatilizar contaminantes de este tipo (Lovley y Coates 1997). Recientemente, se ha demostrado la factibilidad técnica para biorremediar sitios contaminados con selenato y selenita por su reducción bacteriana a Se0 en reactores (Cantafio et al. 1996). Asimismo, ciertos hongos pueden convertir selenio oxidado a selénidos metilados volátiles para volatilizarlos a la atmósfera (Ehrlich 1997).

La reducción microbiana de Hg2+ a Hg0 volátil, como mecanismo de resistencia al metal, es otro ejemplo de un mecanismo natural de volatilización del mercurio de ambientes contaminados, permitiendo la posibilidad de favorecer la remediación de mercurio a través de la estimulación de su metabolismo (Lovley y Coates 1997). Sin embargo, para considerar el empleo de la volatilización como mecanismo de remediación, deben tomarse en cuenta las emisiones a la atmósfera y, por lo tanto, prever el uso de sistemas para su colección o tratamiento.

 

4.4.7. Combinación de procesos microbianos: aplicaciones prácticas

En condiciones ambientales adecuadas, la óxido-reducción microbiana de metales tiene gran potencial para la biorremediación in situ y ex situ de sitios contaminados con metales tóxicos. La remoción de metales de un suelo puede llevarse a cabo básica- mente a través de dos etapas: (i) la movilización (disolución) in situ de los metales; (ii) la precipitación de los metales disueltos en una solución acuosa a través de un tratamiento ex situ (Stephen y Macnaughton 1999).


A. Biolixiviación-precipitación

Una opción para la biorremediación ex situ de suelos contaminados con metales, implica la combinación de un proceso de biolixiviación o de disolución de metales en biorreactores de lodos, seguido por su precipitación en forma de sulfuros metálicos insolubles, por BSO y BSR, respectivamente (figura 16) (Webb et al. 1998; Gadd 2000).
La efectividad de esta opción para la remoción y concentración de una serie de metales (incluyendo Zn, Cu y Cd) de un suelo contaminado es prometedora. Los sólidos resultantes, una vez separados, pueden tener un volumen hasta 200 veces menor que el suelo original, mientras que el bajo contenido de metales tóxicos en el sobrenadante producido puede permitir su descarga o su reciclado a una nueva etapa de biolixiviación (Gadd 2000).
White et al. (1998) utilizaron este principio para, primero, movilizar y, posteriormente, precipitar metales tóxicos (Cd, Co, Cr, Cu, Mn, Ni y Zn) presentes en un suelo contaminado. Los metales se lixiviaron con eficiencias de 66-99% del suelo, usando el ácido sulfúrico producido por BSO. Posteriormente, en un bioreactor se precipitaron los metales tóxicos como sulfuros sólidos por un cultivo mixto de BSR. Con el uso de este proceso se logró la lixiviación de cerca de 70% de los metales presentes en un suelo contaminado en 175 días (Stephen y Macnaughton 1999).

B. Bio-hidrometalurgia La transformación de minerales por acción microbiana es un proceso conocido, especialmente en la industria del hierro, desde 1888.


Figura 16. Proceso integral para la biorremediación de suelos contaminados con metales. M 2+ indica los iones metálicos (cationes divalentes). La biolixiviación del suelo contaminado se lleva a cabo por bacterias sulfo-oxidantes que producen ácido sulfúrico. La bio-precipitación de los metales lixiviados, como sulfuros metálicos insolubles, se realiza en una etapa posterior, en un bioreactor anaerobio con un cultivo mixto de bacterias sulfato-reductoras. Los metales pueden removerse efectivamente del suelo y el lixiviado resultante es un líquido con bajo contenido de metales

Desde principios de los años 1920, se reportó la oxidación de sulfuro de Zn por microorganismos sulfo-oxidantes desconocidos, sugiriendo un método biológico para la utilización económica de minerales de sulfuro de Zn de baja ley.

Este tipo de procesos se conoce, en términos generales, como biohidrometalurgia, que es una materia interdisciplinaria que combina la geo-microbiología, la ecología y la biogeoquímica con la hidrometalurgia. Es una tecnología novedosa, que incluye la biolixiviación y que permite la obtención de compuestos de metales preciosos a partir de minerales o de desechos industria- les, a través de su disolución, para su recuperación y purificación (Brombacher et al. 1997).

Actualmente, existen dos tipos de proceso para la recuperación de metales por vía biológica a escala comercial: (i) irrigación sobre pilas (figura 17) y (ii) tanque agitado (figura 18). El primer tipo incluye la percolación de lixiviados a través de minerales triturados o concentrados (jales). El proceso de tanque agitado se da mediante la operación continua de reactores agitados con una alta tasa de aireación (Rawlings 2002).

El metal más recuperado por biolixiviación a través de irrigación es el Cu. En 1999, las plantas de biolixiviación por irrigación construidas en 1991, procesaron cerca de 30 x 106 ton/año de mineral.

 

Figura 17. Biolixiviación de un mineral que contiene cobre. El mineral se tritura, aglomera y apila sobre una cubierta de plástico y se irriga con lixiviados reciclados. La(s) bacteria(s) que crece(n) sobre el mineral oxidan el hierro ferroso a hierro férrico, disolviendo el Cu, recobrando una solución que contiene al metal. El Cu se concentra por un proceso de extracción con solventes, seguido por su recuperación por procesos electrocinéticos

Figura 18. Proceso de biooxidación de flujo continuo para el pretrata- miento de arsenopirita para recuperar oro. Al concentrado mineral molido se le adicionan nutrientes y agua. La mezcla se pasa a través de una serie de tanques de oxidación aireados. Los microorganismos descomponen la arsenopirita, haciendo al oro accesible para el cianuro. El concentrado, que después del pretratamiento contiene el oro, se recupera en un tanque de sedimentación y se trata para recuperar el oro

Un ejemplo a gran escala de este proceso es la planta Quebrada blanca, inaugurada en 1994 en el norte de Chile, que produce 75,000 ton/año de cobre a partir de calcocita, que contiene 1.3% de cobre. Estos reactores se han usado también para recuperación de oro.

El uso de biorreactores aireados agitados implica un avance en cuanto a la velocidad y eficiencia de los procesos de biooxidación de minerales (figura 18). Debido a que la construcción y operación de este tipo de reactores es costoso, su uso se restringe para minerales y con- centrados con altos valores. La mayoría de las operaciones comerciales

que los utiliza son procesos de pretratamiento para la recuperación de oro a partir de concentrados recalcitrantes4 de arsenopirita. El objetivo de tratar estos minerales para descomponer la arsenopirita consiste en favorecer el contacto del cianuro con el oro (Rawlings 2002).

4. Aquellos en los que el oro se encuentra finamente dividido en una mezcla de pirita/arsenopirita y no puede disolverse fácilmente a través de los procesos comunes de cianuración (Rawlings 2002).

4.4.8. Ventajas y limitaciones de la biorremediación microbiana

El uso de microorganismos para el procesamiento de minerales o para la biorremediación de suelos contaminados con metales, tiene varias ventajas con respecto a los métodos fisico-químicos tradicionales
(Rawlings 2002):


. Casi sin excepción, los procesos biológicos son más amigables ambientalmente.
. No se requieren grandes cantidades de energía.
. No se produce dióxido de azufre ni otras emisiones gaseosas dañinas.
. Los residuos generados a partir de procesos biológicos son menos activos químicamente.
. Pueden extraerse metales (Cu) de minerales de bajo grado que, normalmente, no pueden recuperarse de manera económica con el uso de otros métodos.
. Este tipo de procesos puede ser autofinanciables, ya que se evita la costosa generación de residuos y/o por el valor del metal obtenido.
. Las bacterias tienen la capacidad de captar metales a partir de soluciones extremadamente diluidas, lo cual sólo representa una ventaja si el metal es costoso o muy tóxico.

Sin embargo, la remediación microbiana también representa una serie de problemas (Nies 1999).

. Aunque la unión de metales a microorganismos se ha documentado desde hace tiempo, el uso comercial de este procedimiento se encuentra poco desarrollado.
. Resulta caro hacer crecer bacterias para usarlas para atrapar meta- les; en este sentido, los intercambiadores iónicos son más baratos y realizan el mismo trabajo.
. Se requieren mayores tiempos de tratamiento.
. Los procesos biológicos no pueden emplearse si el tipo de suelo no favorece el crecimiento microbiano.
. Es necesario verificar la toxicidad de intermediarios y/o productos.
. Algunos aditivos empleados, como P y N, pueden migrar a cuerpos de agua cercanos. Los reactivos oxidantes, como el H2O2, pueden ser fiamables y requerir de manejo cuidadoso.

 

4.4.9. Fitorremediación

El término fitorremediación se refiere a una tecnología innovadora que utiliza plantas vivas y los microorganismos asociados a su rizósfera para la remediación in situ y ex situ de suelos, lodos, sedimentos y aguas contaminados a través de la remoción, degradación o estabilización de los contaminantes. La principal motivación para el desarrollo de este tipo de tecnología es el gran potencial para la remediación de sitios contaminados a bajos costos.


A. Descripción del proceso

La fitorremediación aplicada a suelos contaminados con elementos o compuestos inorgánicos, incluye, básicamente, tres mecanismos: la fitoextracción o fitoacumulación, la fito-estabilización y la fito-vo- latilización (figura 19) (Chaney et al. 1997, Raskin et al. 1997, ITRC 1999, Singh et al. 2003, Prasad y Freitas 2003).


Figura 19. Esquema general de la descontaminación de iones metálicos en un proceso natural de fitorremediación. Los procesos involucrados descontaminan el suelo a través de la fitovolatilización o de la fitoextracción, o estabilizan el contaminante a través de la fito-estabilización

Fito-extracción o fito-acumulación. Se refiere a la concentración y traslocación, a través de las raíces, de contaminantes metálicos presentes en el suelo hacia diferentes partes cultivables de la planta, dando como resultado la limpieza permanente del sitio. Es la tecnología más reconocida entre todas las de este tipo, por lo que se detalla más adelante.


Algunas plantas llamadas hiperacumuladoras tienen la capacidad para acumular concentraciones de metales 10 a 500 veces mayores que otras especies, alcanzando de 1 a 5% del peso seco de la planta.

Fitoestabilización. Es el uso de ciertas especies de plantas para in- movilizar contaminantes presentes en suelos a través de su absorción y acumulación en las raíces, adsorción en las raíces o precipitación por la presencia de exudados. Estos mecanismos conducen a la estabilización física de los suelos a través de una reducción en la movilidad, toxicidad y/o biodisponibilidad de los contaminantes. Las plantas usadas con este fin deben ser especies no comestibles o especies en las que la traslocación de metales a los tejidos que crecen arriba del suelo (y que puedan consumirse por animales o humanos) sea mínima.

Fitovolatilización. Implica la captación de contaminantes volátiles (Hg y Se) por plantas y su posterior volatilización o liberación (en su forma original o modificada) a la atmósfera. Este mecanismo puede tener ventajas sobre la fitoextracción debido a que no es necesaria la cosecha ni la disposición de biomasa; sin embargo, es una tecnología de gran controversia por las implicaciones ambientales de la liberación de metales a la atmósfera. Aunque es una tecnología con potencial para la remediación de suelos contaminados con Hg y Se, es indispensable considerar el empleo de sistemas para la captura de emisiones.

B. Fito-extracción de metales La fitoextracción de contaminantes metálicos de suelos es, hasta la fecha, uno de los campos con mayores avances científicos y tecnológicos. Durante este proceso, el contaminante debe encontrarse biodisponible para que la absorción por la raíz pueda ocurrir. La traslocación (movimiento) del contaminante desde la raíz a los brotes de la planta, hace que el tejido pueda cultivarse fácilmente y disminuye la exposición de los trabajadores (figura 20). En la práctica, las plantas acumuladoras de metales se siembran o transplantan al sitio contaminado y se cultivan con prácticas agrícolas comunes.


Figura 20. Proceso general de fito-extracción

Para mejorar el proceso de fito-extracción, la biodisponibilidad del contaminante hacia las raíces puede facilitarse a través de la adición de agentes acidificantes, de fertilizantes o quelantes (Prasad y Freitas 2003). Con este principio, existen dos estrategias básicas (Salt et al. 1998):

(i) Fitoextracción asistida por quelantes. La adición de agentes quelantes al suelo favorece la acumulación de metales en partes cultivables de una planta. Los agentes quelantes incrementan la solubilidad de metales en el suelo. Este proceso es el que se encuentra más desarrollado y disponible comercialmente.

(ii) Fitoextracción continua de largo plazo. Se basa en procesos fisiológicos especializados que permiten la acumulación de metales durante todo el ciclo de crecimiento. Las plantas con esta capacidad pueden acumular, de forma natural, metales (> 1%) como Zn, Ni, Se o Mn.

La velocidad de remoción de un contaminante depende de la bio- masa reunida durante la cosecha, del número de cosechas por año y de la concentración del metal en la biomasa cosechada. El éxito de la fitoextracción depende principalmente de: (i) la capacidad de la especie para acumular grandes cantidades del contaminante (1-3% en biomasa en peso seco) en sus tejidos cultivables, y de (ii) la capacidad para producir grandes cantidades de biomasa en corto tiempo (Cunningham y Ow 1996, Prasad y Freitas 2003).


C. Factores que inciden en la fitorremediación y consideraciones para su uso

Uno de los principales factores que rigen la disponibilidad de iones metálicos para las plantas, es su solubilidad. La limitada biodisponibilidad de ciertos iones metálicos, debido a su baja solubilidad en agua y a su sorción a las partículas del suelo, restringe su captación/ acumulación por las plantas. La solubilidad de los iones metálicos depende de varias propiedades fisico-químicas del suelo (sección 4.1), así como de su mineralogía, concentración y especie (Chaney et al. 1997, Singh et al. 2003). Además de lo anterior, para considerar el uso de la fitorremediación como opción de limpieza para un sitio, debe tenerse en cuenta el nivel de limpieza requerido, las condiciones del sitio y las plantas usadas. Algunas consideraciones generales para el diseño de un plan de fitorremediación son (ITRC 1999):

. Selección de plantas. Las plantas usadas se deben seleccionar con base en su tasa de crecimiento y biomasa, a la profundidad de sus raíces, a su potencial de evapo-transpiración y a su capacidad para tolerar y acumular contaminantes.
. Concentración de los contaminantes. Los altos niveles de contaminación pueden eliminar la posibilidad de la fitorremediación como una opción de tratamiento.

. Estudios de tratabilidad. Es recomendable evaluar el potencial de dife- rentes especies antes de diseñar un sistema de fitorremediación. Estos estudios aseguran que el sistema propuesto alcance los resultados esperados, proporcionan datos de transformación y toxicidad, así como información acerca del destino del contaminante en la planta.

. Velocidad de captación de contaminantes y tiempo requerido para la limpieza. Es necesario estimar la velocidad de captación de contaminantes por la planta, para así determinar el tiempo necesario para lograr los objetivos de la remediación (Schnoor 1997).

. Disponibilidad de agua, consumibles agronómicos y de mantenimiento. Los consumibles incluyen los nutrientes (N, P, K) y materia orgánica necesarios para el buen crecimiento de la planta y los microorganismos de la rizósfera. El mantenimiento del sistema puede requerir de la adición de fertilizantes y/o agentes quelantes.


D. Especies con potencial para la fitoextracción de metales

Los pastos son el género más adecuado para la fitorremediación de formas orgánicas e inorgánicas de metales, por su hábitat de crecimiento y adaptabilidad a una variedad de condiciones edáficas y climáticas (Singh et al. 2003). Se ha reportado una gran biodiversidad de especies con potencial, probado en campo y en laboratorio, para la fitorremediación. A la fecha, se han identificado 163 taxones de plantas, pertenecientes a 45 familias, tolerantes a los metales y capaces de crecer en concentraciones elevadas (Prasad y Freitas 2003).

Se han reportado especies de musgos (Briofitas) y helechos (Pteridofitas) con capacidad de crecer en sustratos ricos en metales. Entre las Angiospermas, se han identificado cerca de 400 hiperacumuladoras; entre las familias dominantes se encuentran: Asteraceae, Brassicaceae, Caryophyllaceae, Cyperaceae, Cunouniaceae, Fabaceae, Flacourtiaceae, Lamiaceae, Poaceae, Violaceae y Europhobiaceae. De estas familias, Brassicaceae tiene el mayor número de taxones (11 géneros y 87 especies) con capacidad para hiper-acumular metales (Prasad y Freitas 2003). Entre las plantas comúnmente usadas para la fito-extracción de Pb se encuentran los girasoles (Helianthus annuus) y la mostaza de la India (Brassica juncea); para Zn, Cd y Ni, Thlaspi spp. (ITRC 1999). Asimismo, se conocen cerca de 300 especies que hiper-acumulan Ni, 26 Co, 24 Cu, 19 Se, 16 Zn, 11 Mn, una Tl y una Cd (cuadro 15).


Cuadro 15.
Especies hiper-acumuladoras que pueden usarse para la fito-extracción de metales

• Entre paréntesis se muestra la equivalencia para plantas no acumuladoras.
• Fuente: Brooks et al. 1998.

E. Ventajas y limitaciones de la fitorremediación

Como en otras tecnologías, la disposición del material contaminado es una preocupación. Sin embargo, es importante recalcar que este tipo de contaminantes no se degrada. Algunos grupos sugieren la incineración del material vegetal para reducir significativamente el volumen del material a disponer. En algunos casos es posible recuperar metales valiosos de las cenizas ricas en dichos elementos (Prasad y Freitas 2003).

En estudios recientes se ha demostrado que la fitorremediación es una solución prometedora para la limpieza de sitios contaminados por una variedad de metales, aunque también tiene una serie de limitaciones (Singh et al. 2003). En el cuadro 16 se presentan las ventajas y limitaciones de la fitorremediación.


F. Tiempo y costos de la remediación

La fitoextracción debe considerarse como una tecnología de largo plazo, que puede requerir de varios ciclos de cultivo para reducir la concentración de los contaminantes a niveles aceptables. El tiempo requerido depende de la concentración y tipo de contaminante(s), de la duración del periodo de crecimiento y de la eficiencia de remoción de la especie utilizada y puede tomar entre uno y 20 años (Prasad y Freitas 2003).

Debido a que los costos de crecimiento de un cultivo son mínimos comparados con los de la remoción del suelo y su sustitución, el uso de plantas para remediar suelos contaminados con metales es muy promisorio (Chaney et al. 1997). Los costos de la fitoextracción dependen de las condiciones específicas del sitio y pueden variar entre 15 y 48 USD/m3 (Schnoor 1997). Se estima que la fitorremediación de un suelo contaminado con Pb (50 cm de profundidad) puede costar alrededor de 5 USD/m3 (Van Deuren et al. 2002).

 

 

 

Periférico 5000, Col. Insurgentes Cuicuilco, C.P. 04530, Delegación Coyoacán, México D.F.
Última Actualización: 15/11/2007