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Biorremediación estimulada por efluentes cloacales tratados de suelos contaminados con hidrocarburos.

Autor: Leandro Pellini.

Directora de Tesis: Lic. María Eugenia Parolo.

Co - Directora de Tesis: Bioq. Irene E. Zajonskovsky.

Tutor: Ing. Juan D. Vasallo


Escuela Superior de Salud y Ambiente

Universidad Nacional del Comahue

 

Lugar de Trabajo: Laboratorios de la Escuela Superior de Salud y Ambiente – Departamento de Química de la Facultad de Ingeniería. Universidad Nacional del Comahue. 2006

Introducción

1.1.   Propiedades y Composición del Suelo

1.2.   Hidrocarburos

1.3.   Productos Derivados del Petróleo

1.3.1.     Biodegradabilidad de los Componentes del Petróleo

1.3.2.     Concentración y Toxicidad del Contaminante

1.3.3.     Comportamiento de los Hidrocarburos en el Suelo

1.4.   Efecto de los Hidrocarburos en los Seres Vivos

1.4.1.     En los Microorganismos

1.4.2.     En las Plantas

1.4.3.     En Vertebrados

a. Por Vía Inhalatoria

b. Por Vía Gastro Intestinal

c. Por Contacto con la Piel y las Mucosas

1.4.3.1.    En el ser Humano

1.5.   Actividad Hidrocarburífera en la Región

1.6.   Contaminación del Suelo

1.7.   Remediación de Suelos Contaminados con Hidrocarburos

1.8.   Técnicas de Remediación

1.8.1.     Tecnologías de Remediación Térmica

1.8.2.     Tecnologías de Remediación Fisicoquímicas

1.8.3.     Tecnologías de Remediación Biológicas (Biorremediación)

1.8.3.1.    El proceso de Biorremediación

1.8.3.2.    Factores que inciden en la biorremediación de suelos contaminados

1.9.   Métodos Analíticos para la Determinación de Hidrocarburos

1.9.1.     Análisis Químicos de Hidrocarburos Totales por Espectroscopia Infrarroja.

 

1.1.  Propiedades y Composición del Suelo

El suelo está constituido por tres fases: la fase sólida, compuesta a su vez por la fracción mineral y la orgánica; la fase líquida; y la gaseosa; que ocupa el espacio que la fase líquida deja libre en la porosidad presente en el suelo. Como consecuencia de estas tres fases, el suelo presenta determinadas propiedades que dependen de su composición. La fase líquida constituye el medio ideal que facilita la reacción entre las tres fases, pero también se producen reacciones dentro de cada una de ellas.

En un promedio general la materia orgánica constituye un 5% del suelo, el agua 25% mientras que la fracción mineral está representada en un porcentaje del 45%.

Los minerales constituyen la base del armazón sólido que soporta el suelo. Cuantitativamente en un suelo normal la fracción mineral representa de un 45 a un 49% del volumen del mismo, pero dentro de la fase sólida constituyen, para un suelo representativo, del orden del 90 al 99% (el 1-10% restante corresponde a la materia orgánica). La fase sólida, muy heterogénea, representa la fase más estable del suelo y la más ampliamente estudiada.

La fase líquida se caracteriza por su variabilidad en el espacio y el tiempo, tanto a nivel cualitativo como cuantitativo, esta variabilidad está condicionada por las propiedades específicas de esa fase líquida, por las características de los espacios en que se encuentra y por las propiedades del suelo que la sustenta. Esta fase líquida del suelo es fundamentalmente una solución acuosa, y por ello, y al contener sustancias en solución, se le llama solución del suelo. Las soluciones del suelo proceden de la alteración de los minerales y de la materia orgánica. El agua ejerce importantes acciones, tanto para la formación del suelo (interviene decisivamente en la meteorización física y química, y translocación de sustancias) como para su fertilidad. La fase líquida circula a través del espacio poroso, quedando retenida en los huecos del suelo; está en constante competencia con la fase gaseosa. Los cambios climáticos estacionales, y concretamente las precipitaciones atmosféricas, hacen variar los porcentajes de cada fase en cada momento. El agua que se mueve por la fuerza de gravedad se denomina “agua libre” o “agua gravitacional”, y se encuentra en los poros más grandes del suelo, que frecuentemente están llenos de aire. Parte del agua se retiene contra la fuerza gravitacional como resultado de la atracción entre el agua y los otros constituyentes. No toda el agua del suelo es aprovechable biológicamente y sólo una parte de esta poción retenida en contra de la atracción gravitacional puede ser usada por los sistemas vivientes.

La fase gaseosa es una mezcla de gases que ocupa los espacios que la fase líquida deja libres en la porosidad del suelo. Debido a sus características intrínsecas como fluido, la fase gaseosa presenta una marcada similitud con la fase líquida, sobre todo en lo que se refiere a su dinámica, aunque tiene algunas diferencias con respecto a esta. La atmósfera del suelo está condicionada por la dinámica de los procesos biológicos que se producen en relación a ella, y que están determinados por el consumo de oxígeno y por la producción de CO2 que realizan los microorganismos y las plantas durante sus procesos de oxidación (Campbell, 1987).

En cuanto a la textura el suelo está constituido por partículas de muy diferente tamaño. El término textura se usa para representar la composición granulométrica del suelo. Conocer esta granulometría es esencial para cualquier estudio. Para clasificar la textura del suelo, básicamente todas aceptan los términos de grava, arena, limo y arcilla, hay diferencia en los valores de los límites establecidos para definir cada clase. Cada término textural se corresponde con una determinada composición cuantitativa de arena, limo y arcilla (Figura Nº 1). En los términos de textura se prescinde de los contenidos en gravas; se refieren a la fracción del suelo que se estudia en el laboratorio de análisis de suelos y que se conoce como tierra fina.

Figura Nº 1:     Triángulo de textura a partir del cual se obtienen los nombres de las clases de textura.

Las partículas no están sueltas sino que forman agregados, siendo por lo tanto necesario destruir la agregación para separar las partículas individuales, por ello antes de proceder a la extracción de las diferentes fracciones hay una fase previa de preparación de la muestra. En esta fase previa existen diversos métodos para separar a las partículas del suelo. Algunos son métodos físicos (trituración suave, agitación lenta, agitación rápida, ultrasonidos, lavado y cocción) y otras son técnicas químicas (oxidación de la materia orgánica con agua oxigenada, ataque ácido de los carbonatos y compuestos de Fe con ClH, dispersión de las arcillas con hexametafosfato sódico o amoníaco). Como los agentes agregantes pueden ser muy distintos, normalmente no sirve uno solo de estos métodos sino que se monta una cadena de tratamientos. La extracción final de las fracciones se realiza por tamizado para las arenas, mientras que la sedimentación en fase acuosa es el método normal de separación de los limos y de las arcillas. Si se necesita subfraccionar la fracción de arcilla se ha de recurrir a la centrifugación.

El pH influye en las propiedades físicas y químicas del suelo. Entre otros aspectos, el pH del suelo influye en el nivel de toxicidad de algunos elementos como, por ejemplo, aluminio y manganeso. También influye decisivamente en procesos microbiológicos de tanta trascendencia como son la mineralización y humificación de los restos vegetales incorporados, y en la dinámica y transformaciones de numerosos nutrientes (por ej. nitrógeno), ejerciendo una poderosa influencia sobre la fertilidad del suelo.

En los suelos, los iones H+ están en la solución  como también en el complejo de intercambio, o sea hay dos tipos de acidez, activa o real (en solución) y de intercambio o reserva (para los adsorbidos); ambas están en equilibrio dinámico. Si se eliminan protones de la solución se liberan otros tantos protones adsorbidos. Como consecuencia el suelo muestra una fuerte resistencia a cualquier modificación de su pH, está fuertemente tamponado. (Alexander, 1994)

1.2.  Hidrocarburos

El petróleo crudo contiene una gran variedad de elementos combinados de diferentes formas. Los principales constituyentes son carbono e hidrógeno que en forma combinada componen los hidrocarburos. Además están presentes otros compuestos orgánicos que contienen azufre, oxígeno y nitrógeno y constituyentes metálicos en concentraciones relativamente bajas. Es imposible identificar todos los componentes, por ello los compuestos del petróleo son caracterizados en términos de rangos según el punto de ebullición y número aproximado de carbonos. A pesar de la complejidad de este grupo de compuestos se los puede clasificar en dos grandes grupos: los hidrocarburos y los compuestos que no entran en dicha categoría (TPH CRITERIA WORKING GROUP –TPHCWG-; 1998).

Los hidrocarburos se clasifican en: hidrocarburos saturados, insaturados y aromáticos.

a.-Hidrocarburos saturados: son la clase principal presente en el petróleo. Están compuestos por enlaces simples C-C, con los demás enlaces restantes saturados con átomos de H. Las moléculas pueden encontrarse en distintas configuraciones.

Alcanos e isoalcanos: responden a la siguiente fórmula:

Contienen solamente enlaces simples entre los átomos de carbono. Pueden ser de cadena lineal o ramificados (el prefijo n corresponde a los alcanos con configuración estructural de cadena lineal).  La industria del petróleo se refiere a ellos como parafinas e isoparafinas, respectivamente.

Ejemplos:

Cicloalcanos: son compuestos cíclicos con la siguiente fórmula general:

Estos compuestos son hidrocarburos saturados donde los carbonos forman estructuras cíclicas. La industria del petróleo se refiere a ellos como naftenos o cicloparafinas.

Ejemplos:

b.- Hidrocarburos no saturados (o insaturados): esta clase de compuestos tiene al menos dos átomos de carbono en la molécula unidos por un doble o triple enlace (doble para alquenos y triple para alquinos). Estos compuestos no se encuentran en el petróleo crudo, y son producidos principalmente en los procesos de craqueo en la producción de moléculas pequeñas a partir de las más grandes. Se forman estos enlaces múltiples cuando no hay suficiente hidrógeno para saturar la molécula.

Alquenos/olefinas: pueden ser lineales, ramificados o cíclicos y su fórmula general es:

Estos compuestos tienen uno o más enlaces dobles entre los átomos de carbono. A los alquenos que contienen dos dobles enlaces se los denomina dienos y cuando los dos dobles enlaces están separados por un enlace simple, se los llama dienos conjugados.

Ejemplos:

Alquinos/acetilenos: pueden ser lineales o ramificados y responden a la siguiente fórmula general:

Ejemplos:

c.- Hidrocarburos Aromáticos: son una clase especial de hidrocarburos no saturados. Tienen como base la estructura de anillo de benceno. Este anillo contiene seis carbonos. Cada carbono está unido a un hidrógeno. La molécula es plana y simétrica con nubes de electrones por debajo y sobre el plano de la molécula. Los enlaces C-C son enlaces de resonancia, en los cuales los electrones son compartidos entre varios átomos de carbono. Los electrones se encuentran deslocalizados (participando en varios enlaces); esto le otorga estabilidad química a la molécula. Las nubes de electrones que rodea a las moléculas de los anillos pueden deformarse por la carga de las moléculas adyacentes. Esto produce sitios de carga positiva y negativa dentro de la molécula, lo cual le otorga a la misma una moderada polaridad. Esta polaridad determina la interacción de las moléculas entre ellas y con el agua. Generalmente, a medida que la polaridad aumenta, se incrementa el punto de ebullición y la solubilidad en agua. Los compuestos monoaromáticos poseen un anillo de benceno, pudiendo estar uno o más hidrógenos sustituido por grupos alquilo. Los diaromáticos tienen como base dos anillos bencénicos fusionados. Aquellos que tienen como base más de dos anillos fusionados son los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs). Todos los tipos de petróleo crudo y casi todos los productos derivados contienen hidrocarburos aromáticos.

Los compuestos aromáticos son contaminantes comunes en sitios afectados por productos de petróleo. Los monoaromáticos, como benceno, tolueno, y xileno (BTEX) tienen una solubilidad en agua significativa y son móviles en el ambiente. Muchos HAPs que se encuentran en petróleo crudo y sus productos pueden ser contaminantes persistentes, particularmente en suelo y sedimentos.

Ejemplos:

Dentro de cada familia y sub-familia de hidrocarburos, hay series homólogas. A cada miembro de la serie se lo llama homólogo y difiere del miembro adyacente en la serie por una unidad que se repite, como por ejemplo el grupo metileno (CH2). Dentro de cada serie las propiedades físicas de los compuestos varían con el número de átomos de carbono. Por ejemplo, hay un incremento de aproximadamente 20°C en el punto de ebullición por cada átomo que se suma en una cadena de los alcanos lineales. Generalmente, la persistencia de los hidrocarburos en el ambiente se incrementa con el aumento del punto de ebullición.

Otra característica de los hidrocarburos es que tienen una gran cantidad de isómeros. Los isómeros son compuestos que tienen la misma fórmula elemental pero tienen configuraciones estructurales diferentes. Hay distintos tipos de isómeros. En general, a medida que el número de carbonos aumenta, se incrementa significativamente el número de isómeros posibles. Por ejemplo, un alcano con seis átomos de carbono tiene cinco posibles isómeros, mientras que unos de diez carbonos posee setenta y cinco (TPHCWG; 1998).

Otros Compuestos: el petróleo crudo contiene cantidades significativas de compuestos que no entran dentro de la categoría de hidrocarburos, especialmente los que contienen oxígeno, azufre y nitrógeno. Dentro de estos compuestos los que predominan son los aromáticos heterocíclicos con azufre.  Están presentes también, en menor cantidad compuestos organometálicos y sales inorgánicas. Se encuentran principalmente concentrados en las fracciones de destilación más pesadas y los residuos provenientes de la refinación. Se los llama también asfaltenos y resinas (TPHCWG; 1998).

Ejemplos:

1.3.   Productos Derivados del Petróleo

Los productos del petróleo son tanto fracciones de destilación del crudo o mezclas de fracciones luego de un proceso de refinación.  Los productos son utilizados para fines industriales o militares o en gran escala en numerosos productos de consumo. Algunos de los productos son: gasolinas, naftas, solventes, naftas de aviación, kerosene, combustible diesel, fuel oil, aceites lubricantes (TPHCWG; 1998).

Debido a que puede resultar extremadamente difícil identificar todos los componentes del petróleo, tanto el petróleo como sus derivados pueden ser caracterizados en términos de rangos según el punto de ebullición y el número aproximado de carbonos.

La tabla I muestra los puntos de ebullición y rangos de número de carbonos para seis fracciones del petróleo crudo.

Tabla Nº 1:          Rangos de punto de ebullición para las distintas fracciones del petróleo (McMILLEN et al.; 2001).

 El aceite lubricante tanto para uso en automóviles e industrias, está compuesto en general (excepto en aceites sintéticos) por una base orgánica y aditivos, estos últimos utilizados para aumentar su rendimiento, eficiencia y vida útil. La composición de la base orgánica está formada de cientos de miles de compuestos orgánicos, siendo la gran mayoría compuestos aromáticos polinucleares (PNA). Algunos de estos PNA (principalmente estructuras de 4, 5 y 6 anillos) son considerados cancerígenos como el benzopireno, sin embargo, existen otros combustibles cuyas concentraciones de PNA son superiores, por lo que los PNA tanto en aceite lubricante virgen como usado no son la mayor fuente de preocupación. Los aditivos de la base orgánica del aceite que pueden llegar a constituir hasta un 30 % en volumen del total de aceite virgen, típicamente contienen constituyentes inorgánicos como azufre, nitrógeno, compuestos halogenados y trazas de metales  (Ruíz, E., 1991).

Las bases lubricantes minerales son refinadas del crudo del petróleo, sus características están determinada por la fuente de crudo y el proceso especifico de refinación usado por el fabricante. Existen dos tipos principales de crudos de petróleo: crudo parafínico y crudo nafténico.

El crudo parafínico es el más usado para la fabricación de aceites lubricantes, su alta composición en componentes parafínicos hace que su índice de viscosidad sea más elevado que el de el crudo nafténico (Pit & Quarry. 2000).

Los aceites lubricantes para motores a gasolina se pueden clasificar de acuerdo a dos criterios generales: según su viscosidad (SAE) y según requerimientos industriales (API).

La sociedad de ingenieros automotores SAE ha generado una clasificación que depende exclusivamente del grado de viscosidad del lubricante. En aceites para motor existen los monogrados que van del 0W hasta el 60 y en los multigrados desde el 5W – 50 hasta el 20W – 50.

El instituto Americano del Petróleo (API) clasifica los aceites para motor de acuerdo a sus características y a las condiciones exigidas por los lubricantes de automóviles. La designación para aceites según API ha variado desde SA hasta SG que es el recomendado en la actualidad.is físico-químico.

1.3.1.     Biodegradabilidad de los Componentes del Petróleo

El petróleo crudo, así como sus fracciones, son mezclas complejas de hidrocarburos y las características estructurales de cada grupo de compuestos, determinarán la velocidad y viabilidad de la degradación. 

Es necesario distinguir entre degradación y mineralización; frecuentemente un compuesto con una estructura química compleja, será degradado en sucesivas fases, y con la participación de diversos grupos de microorganismos y de enzimas, pero una porción de la molécula puede resultar recalcitrante (resistente a la biodegradación), por lo cual puede no alcanzarse la mineralización.

Usualmente la fracción más liviana de los hidrocarburos es más rápidamente degradada que la fracción más pesada, siendo en general mineralizada, es decir, completamente convertida en dióxido de carbono (CO2) y agua. El factor limitante para que lo propio ocurra con las fracciones más pesadas, suele ser el escaso grado de solubilización del compuesto y su lenta liberación desde los poros del suelo.

En líneas generales, las transformaciones aerobias hacen que el producto de la metabolización sea un compuesto menos volátil, más soluble y más degradable que el original. Una excepción pueden ser los hidrocarburos poliaromáticos, los cuales pueden degradarse a productos más volátiles, como resultado de la ruptura del anillo aromático y formación de compuestos de bajo peso molecular (Eweis et al., 1998).

Los alcanos lineales son los hidrocarburos del petróleo más biodegradables debido a la simplicidad de su estructura molecular. Sin embargo, altas concentraciones de alcanos con número de carbonos entre 5 y 10, inhiben la biodegradación, ya que como solventes lisan la membrana lipídica del microorganismo. Los alcanos de C20 a C40  tienen, en general, muy baja solubilidad en agua, lo cual interfiere en la degradación biológica.

Una ramificación muy extensa ó compleja del alcano, también puede significar una dificultad para su metabolización microbiana. Por ejemplo, el alcano lineal n-octano es degradado más fácilmente que el 3-etil hexano, aunque ambos tienen la misma fórmula empírica: C8H18 (Gibson, 1984).

En general, la degradación de alcanos origina productos muy oxidados, los cuales son menos volátiles que sus compuestos parentales (Eweis et al., 1999).

Los Cicloalcanos son menos biodegradables que sus isómeros de cadena lineal, pero más biodegradables que los Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (HAP’s) por ser, estos últimos, muy estables químicamente. La susceptibilidad a la degradación de los Cicloalcanos tiende a decrecer con el incremento del número de anillos en su estructura, como es el caso de los HAP’s.

La biodegradabilidad de los compuestos aromáticos disminuye con el incremento del número de anillos y del número de sustituyentes alquilos. Los compuestos monoaromáticos, como los BTEX, son degradados con mayor facilidad que los compuestos que contienen más de un anillo en su estructura (Altamirano, 2000).

En los HAP’s, el aumento del peso molecular y del número de anillos, produce una disminución en la solubilidad y volatilidad e incrementa la capacidad de adsorción a las partículas sólidas del suelo, dificultando el acceso de los microorganismos degradadores (Brubaker, 1991). No obstante, las enzimas requeridas para la degradación de los HAP’s, pueden ser inducidas por la presencia de compuestos aromáticos de bajo peso molecular,  como el naftaleno ó el antraceno (Atlas, 1991).

Los asfaltos y muchas resinas son compuestos por largas cadenas de hidrocarburos, nitrógeno, azufre y átomos de oxígeno ligados a aromáticos policíclicos, los cuales incluyen, a su vez, elementos tales como níquel y vanadio. Debido a su insolubilidad y a la presencia de grupos funcionales y extensivas estructuras de anillos, que los protegen de los ataques microbianos, estos grupos de compuestos tienden a ser muy recalcitrantes (Atlas, 1991).  Pese a ello, algunos estudios han publicado la eliminación de asfaltos por cometabolismo, en presencia de n-alcanos de C12 a C18 (Leahy & Colwell, 1990).

Generalizando, entre los factores estructurales que dificultan la biodegradación de los compuestos, se encuentran: la presencia de grupos amino, metoxi, sulfonatos y nitro; la halogenación extensiva; pesos moleculares muy altos ó cadenas de longitud larga; bencenos sustituidos en la posición meta; enlaces éter y cadenas muy ramificadas de carbonos.

Los factores señalados, determinan la siguiente secuencia de biodegradación, en orden decreciente: n-alcanos, alcanos de cadena ramificada, alquenos ramificados, compuestos n-alquil aromáticos de bajo peso molecular, monoaromáticos, alcanos cíclicos, aromáticos polinucleares y asfaltenos.

1.3.2.     Concentración y Toxicidad del Contaminante

Dos parámetros primordiales que afectan significativamente la tasa de biodegradación de un contaminante son su concentración y toxicidad.

Concentraciones menores a la concentración límite, es decir aquella concentración mínima suficiente como para soportar el crecimiento ó mantenimiento de la población microbiana degradadora, pueden detener el proceso y el contaminante podría persistir en el ambiente por años. Una explicación de este fenómeno es que, a muy bajas concentraciones, los compuestos no generan suficiente energía para el crecimiento de los microorganismos, ó no inducen el sistema enzimático necesario para su metabolismo, si se encuentran presentes otros sustratos más fácilmente biodegradables. Por otro lado, una alta concentración del contaminante puede resultar tóxica para la microflora autóctona del suelo, generando una disminución ó supresión en la actividad de degradación y/ó muerte de la comunidad (Alexander, 1981, 1994).

Diversos autores acuerdan en que concentraciones de hidrocarburos superiores al 10 %,  pueden ser inhibitorias para el proceso de biodegradación (Ferrari et al., 1994; Atlas & Bartha, 1992; Leahy & Colwell, 1990). Por ello, previamente a aplicar un tratamiento de biorremediación, es necesario establecer la concentración apropiada del contaminante en cuestión, para que este factor no signifique una razón de fracaso. Una posibilidad para reducir la concentración es agregar suelo no contaminado en el sitio a remediar, logrando, de este modo, un efecto de “dilución” del residuo.

La toxicidad constituye otro factor clave en la biorremediación. Si la mezcla contaminante no es tóxica por sí misma para los microorganismos degradadores, algunos de sus componentes pueden serlo, retardando la biodegradación de otros contaminantes ó fracciones presentes (Volke Sepúlveda, 2002). Algunos autores afirman que la toxicidad aparece debido a la presencia de alcoholes y solventes clorados, no considerando tóxicos a los hidrocarburos del petróleo en sí mismos, cuando éstos componen el único contaminante presente y en la concentración adecuada (Norris et al., 1994). Sin embargo, es frecuente la presencia de metales pesados acompañando a los residuos del petróleo, como Pb, As, Cd, Ba, Hg, Zn, Cu, Ni, V y Se entre otros, de probado efecto ecotóxico.

1.3.3.     Comportamiento de los Hidrocarburos en el Suelo

El petróleo crudo y los productos del petróleo liberados al ambiente sufren con el tiempo procesos de intemperización. Estos procesos incluyen, entre otros, volatilización, transferencia a la fase acuosa, oxidación química y degradación microbiológica. La velocidad de transformación depende principalmente de las condiciones ambientales. Por ejemplo, la gasolina, un producto volátil se evaporará rápidamente en un derrame superficial, mientras que el mismo producto liberado bajo una capa de arcilla cubierta con asfalto tenderá a evaporarse con lentitud (el proceso de intemperización  no será detectado por años). Además, cada proceso de intemperización afecta a las familias de hidrocarburos de manera diferente. Por ejemplo, los aromáticos tienden a ser más solubles en agua que los alifáticos, mientras que estos últimos tienden a ser más volátiles. Dentro de los compuestos aromáticos, los BTEX (benceno, tolueno, etilbenceno y xileno) tienen una solubilidad en agua bastante significativa. Los cuerpos de agua contaminados por petróleo suelen estar enriquecidos por estos compuestos en relación con las otras fracciones de petróleo. Otros hidrocarburos relativamente insolubles en agua pueden transferirse al agua a través de la adsorción a partículas suspendidas en la fase acuosa o como aglomeraciones de gotas muy pequeñas (microemulsión) (TPHCWG; 1998).

En el caso del suelo estos procesos pueden tener una variedad de escenarios potenciales. Por difusión, lentamente, los hidrocarburos pueden redistribuirse desde la superficie del suelo hacia el interior del mismo. También pueden unirse a las partículas del suelo, modificándose su disponibilidad y movilidad (Beck, 1997). Cuando los hidrocarburos entran en el suelo, se produce una separación natural de los distintos constituyentes, debido a la exposición de la fase no acuosa a las fases sólida, gaseosa y acuosa del suelo. Los compuestos de alto peso molecular tienen, en general, menor movilidad y permanecen cerca de la fuente, mientras que los más livianos migran hacia porciones más profundas del perfil debido a su mayor solubilidad en agua. A medida que la cantidad de hidrocarburos disminuye, ya sea por disolución u otro mecanismo de remoción, la fracción del espacio poroso ocupada por los mismos disminuye. Los  conductos de comunicación entre los poros se tornan más pequeños y tortuosos, reduciendo la capacidad de la fase orgánica de desplazarse. Cuando ya no existe suficiente volumen para que continué la migración, la fase no acuosa en el suelo es denominada saturación residual (API, 2003).

Parte de la fracción aromática de un derrame de petróleo puede particionarse en el agua que está en contacto con la contaminación. Los procesos de volatilización, también actúan simultáneamente en la remoción de aromáticos volátiles como el benceno y tolueno, además de los alcanos de bajo número de carbonos. Comúnmente, la fracción soluble en agua se difunde del punto de origen del derrame, al estar en contacto con agua, utilizando cualquier medio que se lo permita (TPHCWG; 1998).

1.4.  Efecto de los Hidrocarburos en los Seres Vivos

1.4.1.     En los Microorganismos

Dada la naturaleza hidrofóbica del área entre las monocapas de la membrana citoplasmática, y en bacterias gram-negativas, de la capa exterior, no es extraño que las moléculas lipofílicas como los hidrocarburos se incorporen en ellas.

Los hidrocarburos tienden a alojarse en el área hidrofóbica entre las monocapas de la membrana en las cadenas acilo de los fosfolípidos, su incorporación está relacionada con el coeficiente de partición octanol-agua del compuesto lipofílico. La inserción de los hidrocarburos en la membrana altera la estructura de la misma, ocasionando cambios en su fluidez y en la conformación de las proteínas de membrana. Esto provoca la disrupción de la membrana y de las funciones de transducción de energía.

La bacteria puede formar biofilms en respuesta al estrés, es decir, alterar la hidrofobicidad de su superficie celular para regular esta incorporación. De la misma forma, pueden ser utilizados mecanismos de reparación con gasto de energía para compensar las pérdidas en la integridad de la membrana a causa de la intrusión de los compuestos lipofílicos (Van Hamme et al, 2003).

1.4.2.     En las Plantas

En los primeros abordajes, se hacía una distinción entre los efectos agudos y crónicos, y entre los efectos biofísicos y bioquímicos. Los hidrocarburos del petróleo pueden producir un efecto directo sobre las plantas al disolver los tejidos. La disminución en el crecimiento se atribuyó a la sofocación de las plantas causada por el desplazamiento del aire de los poros por los hidrocarburos o por la falta de oxígeno debido al aumento de la actividad microbiana. Además, durante la descomposición microbiana, pueden encontrarse compuestos con azufre y manganeso en cantidades que resulten tóxicas. En estudios realizados también se detectó daño a membranas celulares, reducción en la transpiración y aumento en la respiración. La gravedad de los efectos detectados dependen tanto de los constituyentes y cantidad de producto, de las condiciones ambientales y de las especies de  plantas. Ha habido una diferenciación, además, entre los efectos agudos y rápidos causados por aceites livianos y los efectos crónicos y lentos resultantes de los aceites pesados.

Un grupo a tener en cuenta al analizar la toxicidad de los hidrocarburos del petróleo es el de los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs). Las plantas pueden acumular este grupo de compuestos. También este proceso ocurre en sedimentos y plantas acuáticas y por lo tanto puede impactar en especies herbívoras de peces y vida silvestre en general. Algunas plantas pueden catabolizar benzo(a)pireno. Esto es un factor importante a tener en cuenta, ya que cuando los HAPs son degradados metabólicamente se transforman en compuestos aún más tóxicos, carcinógenos y mutagénicos. Las transformaciones metabólicas hacia compuestos más peligrosos también pueden ocurrir a través de la degradación microbiana en el suelo o sedimentos (Irwin, 1997).

A una concentración igual o menor al 1% (p/p) de hidrocarburos, se espera que la reducción en la producción de las plantas sea muy baja o nula. Además, cuando esta concentración es de 1 a 5% de hidrocarburos en suelo, el sitio puede recuperarse naturalmente en un transcurso de tiempo menor a un año (Deuel, 1991). Esta recuperación es el resultado de la asimilación de hidrocarburos en el suelo, que es una combinación de biodegradación, pérdida por evaporación, y la unión de los hidrocarburos a la materia orgánica del suelo.

Se descubrió que la fitodisponibilidad de mezclas complejas de hidrocarburos que tienen bajo coeficiente de reparto octanol-agua (Kow) es muy baja, aún cuando el contenido de HTP es tan alto como 1%. La fitotoxicidad resultó ser mayor para los hidrocarburos de bajo peso molecular y aromáticos.

Según lo expuesto, se ha demostrado que el valor guía propuesto por el Instituto Americano de Petróleo (1% HTP) tiene la finalidad de proteger la vida vegetal, el agua subterránea y además puede lograrse a través del método de biorremediación. A pesar de ello aún se requieren valores guía para ciertas mezclas de hidrocarburos, que estén basados en el riesgo para la salud humana. Los componentes específicos del petróleo crudo deben ser identificados y su riesgo potencial evaluado para aquellos sitios donde se deba tener en cuenta la exposición humana (Mc Millen et al., 2001).

1.4.3.     En Vertebrados

Los daños biológicos sobre los organismos vivos dependen de varios factores que pueden actuar juntos o por separado, como por ejemplo: el tipo de hidrocarburos al que están expuestos, en especial al contenido de compuestos aromáticos, a la concentración y tiempo de exposición, el grado de intemperismo de los hidrocarburos, la forma en que se encuentre (emulsión, disperso, absorbido en materia orgánica) y por último a la especie expuesta.

Es de destacar que, a parte de los diferentes hidrocarburos, el petróleo contiene otros componentes como sulfuro, oxígeno, nitrógeno y diversos metales pesados, y que todos ellos, de una manera u otra, afectan negativamente a los animales. Pueden observarse efectos más o menos comunes en las distintas vías de ingreso al organismo de los animales.

a.      Por Vía Inhalatoria

A nivel local se produce una irritación del epitelio respiratorio, y una inhalación severa de las emanaciones tóxicas puede producir graves problemas como inflamación, congestión y hemorragias pulmonares. Si estos compuestos volátiles llegan a ser absorbidos (por ejemplo por causa de lesiones en el interior del pulmón), se producirán lesiones sistémicas a nivel hepático, renal y del sistema nervioso central (Farré, 2002).

b.      Por Vía Gastro Intestinal

La entrada por vía oral de petróleo produce irritación y una posterior destrucción de los epitelios esofágicos, gástrico e intestinal. Estos efectos producen a su vez una alteración en la motilidad gastrointestinal y los consecuentes síndromes de mal digestión y mala absorción. Otras consecuencias más graves son las gastroenteritis y gastroenteritis hemorrágicas (Farré, 2002).

c.      Por Contacto con la Piel y las Mucosas

Es importante considerar, el efecto en la fauna marina, ya que los sucesos más importantes de contaminación por contacto con la piel y mucosas se presentan en este grupo. La impregnación externa con petróleo produce una acción lesiva directa sobre la piel de los delfines, las focas y las tortugas marinas, pero es especialmente negativo en las focas, ya que el mecanismo termorregulador de estos animales marinos no depende únicamente de la capa de grasa sino, en una parte importante, de la presencia del pelo.

Los efectos de esta alteración de los mecanismos de regulación térmica, pueden producirse en dos sentidos opuestos: puede instaurarse una hipotermia (por la imposibilidad de retener el calor corporal) o bien, una hipertermia (por la imposibilidad de eliminarlo).

Los efectos del contacto directo del petróleo con las mucosas producirán una irritación de éstas, siendo las afectaciones más graves a nivel ocular. Las lesiones oculares van desde la simple irritación  hasta las graves úlceras corneales, pasando por los diferentes grados y tipos de conjuntivitis y el blefaroespasmo (Farré, 2002).

La respuesta biológica se puede clasificar en: efectos tóxicos letales cuando los hidrocarburos interfieren en procesos celulares produciendo la muerte, efectos subletales cuando los hidrocarburos alteran el comportamiento y las actividades fisiológicas pero no provocan la muerte. Su ingestión puede producir la carcinogénesis en el individuo. Otros efectos se relacionan con la interferencia en la búsqueda de alimentos, o en el escape de predadores (Farré, 2002).

1.4.3.1.         En el ser Humano

La exposición a HTP proviene de muy diversas fuentes, incluyendo químicos utilizados en el hogar y el trabajo, en estaciones de servicio, algunos plaguicidas, etc. Una pequeña cantidad de los HTP más livianos se encuentran en el aire. Una gran parte de las exposiciones proviene de las ocupaciones que involucran la manipulación de productos de petróleo. La exposición puede provenir también a través del consumo de agua de acuíferos subterráneos contaminados, de derrames o pérdidas donde puede entrar en contacto directo con los productos o inhalarlos. Los niños pueden estar expuestos al jugar en terrenos contaminados.

Los HTP pueden entrar y salir del cuerpo cuando se los inspira con el aire; cuando se los ingiere con los alimentos, el agua o cuando se los toca. La mayoría de los componentes de este grupo entran en el torrente sanguíneo rápidamente cuando se los inhala en forma de vapor o cuando se los ingiere. Algunos componentes son ampliamente distribuidos por la sangre y rápidamente transformados a compuestos químicos menos peligrosos. Otros pueden ser transformados en químicos más dañinos. Otros compuestos son transportados muy lentamente a través del cuerpo y no son transformados en otros. Cuando la vía de exposición es la dérmica, los compuestos son absorbidos mucho más lentamente que cuando son inhalados o ingeridos. La mayoría de los HTP abandonan el  cuerpo a través de la orina o con el aire exhalado.

Los efectos en la salud por la exposición a los HTP dependen de muchos factores. Estos incluyen el tipo de compuesto químico, la cantidad y la duración de la exposición. Se conoce muy poco sobre la toxicidad de algunos compuestos que integran este grupo.

Los constituyentes de diferentes fracciones de HTP afectan a la salud de manera distinta. Algunos, especialmente los de bajo peso molecular, como el benceno, tolueno y xileno, pueden afectar al sistema nervioso central. Si la exposición es suficientemente alta, pueden ocasionar la muerte. La inhalación de tolueno a concentraciones mayores a 100 ppm por varias horas puede causar fatiga, dolor de cabeza, náuseas y adormecimiento. Cuando la exposición cesa, los síntomas desaparecen. Sin embargo, si la exposición se extiende por un largo tiempo, puede ocurrir daño permanente al sistema nervioso central. El n-hexano, puede afectar el sistema nervioso central (SNC) de una forma diferente, causando un desorden nervioso llamado “neuropatía periférica” caracterizada por el entumecimiento de las extremidades y en casos graves, parálisis. Esto ha ocurrido a trabajadores expuestos a una concentración de 500 a 2000 ppm de n-hexano en el aire. La ingestión de algunos productos como gasolina y kerosene causa irritación de garganta y estómago, depresión del sistema nervioso central, dificultad para respirar y neumonía. Los compuestos de ciertas fracciones pueden también afectar a la sangre, el sistema inmune, hígado, riñones, pulmones y el desarrollo embrionario, algunos compuestos son irritantes de la piel y las mucosas, otros, como ciertos aceites minerales no son tóxicos y son utilizados en alimentos.

Se ha demostrado que el benceno es responsable de causar cáncer (leucemia) en los seres humanos. La Agencia Internacional de Investigación del Cáncer (IARC) ha determinado que el benceno es carcinogénico para humanos (grupo 1). Además la gasolina y benzo(a)pireno son considerados como probables carcinogénicos para humanos (IARC gupos 2B y 2A, respectivamente) (ATSDR, 1999).

Los principales peligros provenientes de elevadas concentraciones de hidrocarburos totales de petróleo en general están relacionados a los HAPs encontrados en la contaminación de petróleo, principalmente por sus efectos carcinógenos. Aunque los HAPs son generalmente más peligrosos que los alcanos, éstos también tienen efectos biológicos. Los alcanos presentes en las gasolinas son depresores del SNC. De hecho, la gasolina en el pasado fue evaluada como agente anestésico. Sin embargo, muertes repentinas, posiblemente como resultado de ritmo cardíaco irregular, han sido atribuidas a los vapores de hidrocarburos inhalables, como los presentes en las gasolinas (Irwin, 1997).

Es fundamental tener en cuenta los procesos de intemperización, ya que estos cambian la composición de los productos y puede afectar los resultados, la capacidad para biorremediar y la toxicidad del producto liberado al ambiente. Como resultado de este proceso, y en relación a la evaluación de riesgo de sitios contaminados, los materiales que han sufrido intemperización, en general presentan menor riesgo para la salud humana y el medio ambiente respecto de los mismos materiales provenientes de un derrame más reciente (Beck, 1997).

1.5.  Actividad Hidrocarburífera en la Región

La primera perforación con el objeto de obtener hidrocarburos, se realizó en 1918 en Plaza Huincul, desde entonces y hasta 1992 aproximadamente, la exploración y explotación se realizaba sin considerar el ambiente o los superficiarios. A partir de 1992 comenzaron profundos cambios en la actividad hidrocarburífera de nuestro país respecto al manejo de los hidrocarburos y el cuidado ambiental. Estos cambios se producen a causa de la transformación empresaria, la privatización de Y.P.F. S.E. (ley 24.145), y la generación de reglamentaciones que principian la matriz legal actual a nivel nacional y provincial. En la provincia de Neuquén, durante estos últimos años, se ha logrado una lenta y progresiva modificación de las prácticas que involucraban la exploración y explotación, hacia otras que producen un menor impacto en el medio, a través de la promulgación de legislación y el seguimiento por parte de la Autoridad de Aplicación (Ley Provincial 1875, Modificada por Ley 2267 (T.O.)).

La actividad petrolera en la provincia de Neuquén tiene un significado estratégico de primera magnitud, que se manifiesta por los niveles de contribución a la economía de la provincia. Se sabe que la industria del petróleo presenta ciertos riesgos inherentes a su actividad. La contaminación del aire, agua y suelo con hidrocarburos es uno de los impactos potenciales asociados a dicha actividad. Entre algunas de las prácticas más nocivas para el medio ambiente se puede observar: picadas sísmicas, derrames de hidrocarburos en suelo y agua, líneas de conducción “aéreas”, locaciones de pozos cortando los frentes de barda, piletas de lodos sin impermeabilizar, agua de purga vertida al campo o al río, contaminación de napas freáticas, etc. Entre las posibles causas de derrames en suelo se encuentran: roturas de líneas de conducción (pinchaduras, fractura completa o parcial, actos de sabotaje), pozos fuera de control, pérdida en los tanques de almacenamiento, derrame en baterías y cargaderos, etc.

En este contexto, los derrames de hidrocarburos se presentan como los problemas más importantes que las empresas petroleras tienen que combatir con planes de prevención y contingencia adecuados.

Así como la legislación provincial data de poco tiempo atrás, la concientización en la comunidad con respecto a los problemas ambientales se encuentra en una etapa incipiente de evolución, pero que lentamente se fortalece.

No sólo se logra un control sobre la actividad hidrocarburífera a través de las normas oficiales, sino que existen otras áreas de control como son los organismos nacionales e internacionales no gubernamentales, los organismos de certificación de normas internacionales y las comunidades que se organizan y reclaman una mejor calidad de vida.

1.6.  Contaminación del Suelo

Tradicionalmente, el impacto en suelos por hidrocarburos en sitios de exploración y explotación ha sido tratado tomando como base el contenido total de hidrocarburos de petróleo (HTP). El uso de concentraciones de HTP es comúnmente utilizado para establecer niveles objetivos de limpieza para suelo y agua. En Estados Unidos,  aproximadamente el 75% de los estados utilizan criterios de limpieza basados en HTP.

Se ha confirmado que la migración de hidrocarburos no es un problema a bajas concentraciones en el suelo. Según Raymond (1976)  agregando 2% de petróleo en los 15cm superficiales del suelo, el 99% permanece en los 20cm superiores luego de un año. En base a este y otros estudios disponibles, la concentración de 1% HTP parece justificarse además por ser protectiva de las fuentes de agua subterránea

El grupo de compuestos que se agrupa bajo el término HTP,  se lo denomina también aceites minerales, hidrocarburos de petróleo, hidrocarburos extraíbles y aceites y grasas. En algunas jurisdicciones provinciales se toma como valor objetivo (a alcanzar luego de una remediación) una concentración de Hidrocarburos Totales de Petróleo del 1% p/p (10.000mg HTP /Kg de suelo), que coincide con el nivel de referencia desarrollado y propuesto por el Instituto Americano del Petróleo (API). Este valor está por debajo del nivel mínimo requerido para la movilidad de los hidrocarburos (o por debajo de la saturación residual). Por lo tanto este valor guía previene el movimiento de los hidrocarburos hacia el agua subterránea.

El valor guía de 1% HTP parece ser confirmado por las investigaciones sobre biodegradación.  Los niveles de limpieza menores a 1%, si bien son posibles de lograr en determinadas situaciones, son difíciles de lograr en sitios que contienen hidrocarburos de petróleo intemperizados.

1.7.  Remediación de Suelos Contaminados con Hidrocarburos

Debido a los problemas de contaminación mencionados, principalmente en zonas hidrocarburíferas, se ha dado considerable importancia al desarrollo de tecnologías para la recuperación de suelos contaminados con el fin de reutilizarlos.

De acuerdo a Sellers (1999) cualquier tecnología de remediación debe cumplir alguno de los siguientes objetivos:

- Separar los contaminantes del suelo, agua ó algún otro medio afectado;

- Aislar ó inmovilizar dichos contaminantes

- Destruirlos.

Por su parte, la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos  (US EPA), recomienda el uso de técnicas de remediación de suelos que impliquen, en forma significativa y permanente, una “reducción del volumen, toxicidad y movilidad de las sustancias peligrosas y contaminantes” y define el término «tecnología de tratamiento» como “cualquier operación unitaria, ó serie de operaciones unitarias, que altera la composición de una sustancia peligrosa o contaminante a través de acciones químicas, físicas o biológicas, de manera que reduzcan la toxicidad, movilidad ó volumen del material contaminado” ( US EPA,  2001).

Obviamente las técnicas de destrucción del contaminante o de transformación en un producto inocuo o de menor toxicidad, son las preferidas en el momento de enfrentar un problema de remediación, mientras que la aplicación de cualquiera de las restantes representan un problema para el futuro.

El uso de una tecnología en particular depende, además de los factores mencionados, de su disponibilidad, fiabilidad (demostrada o proyectada), estado de desarrollo (laboratorio, escala piloto o gran escala) y de su costo.

De hecho, en la selección de la metodología a implementar en un sitio a tratar, es necesario disponer de la siguiente información (Volke Sepúlveda & Velasco Trejo, 2002):

- Ubicación geográfica y uso del suelo afectado.

- Tipo de instalación que dio origen a la contaminación.

- Magnitud y distribución del contaminante.

- Formas de acceso al sitio, ubicación de poblaciones cercanas y cuerpos de agua.

- Tipo de vegetación, clima y topografía del sitio.

- Características ecológicas (ecosistemas involucrados).

- Características hidrogeológicas (formaciones geológicas, ciclo hidrológico y flujo de cuerpos de agua).

1.8.  Técnicas de Remediación

Para enfrentar la recuperación de los ambientes contaminados por la incorporación de residuos tóxicos, particularmente en suelos y aguas, tanto superficiales cómo subterráneas, existen diversas tecnologías, cada una de ellas con sus ventajas y desventajas.

Las tecnologías de remediación pueden agruparse de diferentes maneras, en base a los siguientes principios: (I) lugar en que se realiza el proceso de remediación, (II)  estrategia de remediación, y (III) tipo de tratamiento (Van Deuren et al., 1997; US EPA, 2001).

(I) - De acuerdo al lugar donde se realiza el tratamiento de remediación:

Ø      In situ: el tratamiento se realiza en el mismo sitio en donde se encuentra la contaminación.

Ø      Ex situ: en este caso se requiere  realizar  una excavación, dragado ó 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).

(II) - Estrategia de remediación: pueden usarse separadas o combinadas:

Ø      Destrucción ó modificación de los contaminantes: Este tipo de tecnologías busca alterar la estructura química del contaminante.

Ø      Extracción ó separación: Los contaminantes se extraen y/o separan del medio contaminado, en base a sus propiedades físicas ó químicas (volatilización, solubilidad, carga eléctrica, etc.).

Ø      Aislamiento ó inmovilización: en este caso se trata de  estabilizar o solidificar los contaminantes por métodos físicos o químicos.

(III) - Por otra parte, el principio de remediación ó funcionamiento determina tres tipos distintos de tratamientos:

Ø      Tratamientos térmicos: Por medio de la acción del calor se logra  la volatilización (separación), quema, descomposición  ó fusión  (inmovilización) de los contaminantes en un suelo.

Ø      Tratamientos fisicoquímicos: en base a las propiedades físicas y/ó químicas de los contaminantes ó del medio contaminado, se separa ó destruye, el contaminante.

Ø      Tratamientos biológicos (Biorremediación): Esta metodología utiliza el metabolismo de organismos vivos (plantas, hongos, bacterias) para degradar ó transformar los contaminantes a productos metabólicos inocuos ó de menor toxicidad.

1.8.1.     Tecnologías de Remediación Térmica

La mayoría de estos métodos pueden aplicarse in situ y ex situ. Producen vapores, residuos sólidos (cenizas) y, en ocasiones, residuos líquidos que deben ser tratados.

Si bien poseen la ventaja de ser procesos rápidos, tienen el inconveniente de ser los más costosos y en algunos casos destruyen el suelo.

Las tecnologías térmicas más importantes son: Incineración, Vitrificación,  Pirólisis y Desorción Térmica (Volke Sepúlveda & Velasco Trejo, 2002):

Incineración:

Se utilizan altas temperaturas de operación, que van desde los 870 a los 1200 ºC, para lograr  volatilizar y quemar compuestos orgánicos y halogenados, en presencia de oxígeno. Puede llevarse a cabo in situ o ex situ.

Vitrificación:

Como en el caso anterior, este proceso puede llevarse a cabo in situ o ex situ, y se realiza mediante  una corriente eléctrica que funde los suelos contaminados, con temperaturas que van de 1600 a 2000 ºC. Estabiliza la mayoría de los contaminantes inorgánicos y destruye los orgánicos. Con esta tecnología se produce un material cristalino químicamente estable que no produce lixiviados, en el cual quedan incorporados los compuestos inorgánicos. Durante el proceso, las altas temperaturas provocan la destrucción o remoción de los materiales orgánicos (US EPA 2001).

Pirólisis:

Mediante este método  se produce la descomposición química de materiales orgánicos inducida por calor en ausencia de oxígeno. Se realiza a presión y a temperaturas de operación mayores a 430 ºC, en hornos y equipos similares a los utilizados para la incineración, pero se deben operar a temperaturas menores y en ausencia de aire.

Desorción Térmica (DT):

La DT consiste en calentar el suelo contaminado por compuestos orgánicos hasta temperaturas entre 90 y 540 ºC, con el fin de vaporizarlos y por consiguiente separarlos de éste. Los contaminantes liberados son dirigidos hasta un sistema de tratamiento de gases, con el uso de un  acarreador de gases o un sistema de vacío. Es un proceso de separación física no destructivo.

1.8.2.     Tecnologías de Remediación Fisicoquímicas

La mayoría de estas tecnologías se aplican in situ y se basan en el aprovechamiento de las propiedades físicas y/o químicas de los contaminantes ó del material contaminado, para destruir, separar ó contener la contaminación. Entre ellas se encuentran:

Extracción por Solventes:

Como su nombre lo indica, se disuelven los contaminantes utilizando solventes orgánicos y así removerlos del suelo, a través de la circulación del solvente.

El líquido que resulta del lavado de suelo y de la extracción por solventes, requiere de un tratamiento posterior para remover ó destruir los contaminantes (Sellers, 1999;  US EPA,  2001).

Extracción de Vapores (EV):

Esta tecnología, también conocida como ventilación del suelo, vaporización y volatilización, es una metodología en la que se aplica  vacío para inducir un flujo controlado y continuo de aire, removiendo así contaminantes volátiles y semivolátiles del suelo. (Riser-Roberts 1998).

Inundación del Suelo:

 Se aplican al suelo o se inyectan en cuerpos de agua cercanos, para aumentar el nivel en la zona contaminada, grandes cantidades de agua para favorecer el paso de los contaminantes hacia el cuerpo de agua. Ésta es  extraída y tratada en forma separada. Este tratamiento puede llevarse a cabo con la incorporación de algún aditivo.

Lavado de Suelos:

Los contaminantes son removidos mediante la circulación  de soluciones acuosas. El suelo es realmente “lavado” y de esta manera se reduce el volumen del material contaminado, ya que las partículas finas con el contaminante sorbido en ellas  son extraídas, quedando retenidas en la solución acuosa.

Remediación Electrocinética (RE):

Esta tecnología está en desarrollo. Aprovecha las propiedades conductivas del suelo, cuyo objetivo es separar y extraer contaminantes orgánicos e inorgánicos (metales) de suelos, lodos y sedimentos, con el uso de un campo eléctrico que permite remover las especies cargadas (iones). Implica la aplicación de una corriente directa de baja intensidad entre un electrodo positivo y uno negativo (US EPA,  2001).

Solidificación/Estabilización (S/E):

Es una técnica en el que el suelo contaminado es mezclado  con aditivos para inmovilizar los contaminantes, con el objeto de  disminuir ó eliminar la lixiviación. La solidificación se refiere a las técnicas que encapsulan (atrapan físicamente) al contaminante formando un material sólido.

La estabilización limita la solubilidad o movilidad del contaminante, generalmente por la adición de materiales, como cemento Portland, cal o polímeros, que aseguren que los constituyentes peligrosos se mantengan en su forma menos móvil o tóxica. La S/E puede realizarse tanto in situ como ex situ.

Los métodos mencionados tiene la ventaja de  necesitar equipos accesibles y pueden utilizarse para un amplio rango de contaminantes, tanto orgánicos como inorgánicos, pero tienen el incoveniente de que generan residuos que a su vez necesitan  tratamiento y disposición final lo que encarece el proceso.

Además los solventes  utilizados pueden aumentar la movilidad del contaminante

1.8.3.     Tecnologías de Remediación Biológicas (Biorremediación)

Cómo ya se mencionó la biorremediación involucra  tratamientos que utilizan organismos vivos (plantas, hongos, bacterias, etc.) para degradar ó transformar, compuestos orgánicos tóxicos, a productos metabólicos inocuos ó de menor toxicidad (Van Deuren et al., 1997).

En esta tecnología se pueden emplear organismos autóctonos, propios del sitio contaminado ó exógenos, de otros sitios, también puede  realizarse in situ o ex situ y en condiciones aerobias (en presencia de oxígeno) ó anaerobias (sin oxígeno).

La degradación de contaminantes orgánicos, por parte de los microorganismos, constituye un proceso que se produce en forma natural en el ambiente y que depende de las actividades catabólicas de éstos, los cuales utilizan los contaminantes como fuente de carbono y energía para su subsistencia. Sin embargo dicho proceso se encuentra, la mayoría de las veces, limitado por factores químicos, físicos y medioambientales (Eweis et al., 1999; Volke Sepúlveda, 2002).

El grado de biodegradación depende principalmente de la toxicidad y de la concentración inicial del contaminante, su biodegradabilidad, las propiedades del suelo contaminado y el sistema de tratamiento que se seleccione. La eficacia de las medidas biocorrectivas es limitada en lugares con una alta concentración de metales, compuestos orgánicos altamente clorados o sales inorgánicas, por ser, éstos compuestos, tóxicos para los microorganismos si se encuentran en grandes cantidades.

Aún cuando no todos los compuestos orgánicos son susceptibles a la biodegradación, los procesos de biorremediación se han utilizado con éxito para el tratamiento de suelos, lodos y sedimentos contaminados con hidrocarburos del petróleo (HTP’s); solventes (Benceno y Tolueno); explosivos (TNT), clorofenoles (Pentaclorofenol-PCP); plaguicidas (Ácido 2,4-Diclorofenoacético: 2,4-D); conservadores de madera (creosota) e Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (HAP‘s), entre otros. (Van Deuren et al., 1997; Semple et al., 2001).

Asimismo, la biorremediación de suelos ha demostrado ser una tecnología eficaz para el tratamiento de la contaminación por petróleo, debido a que gran parte  de los componentes del crudo y sus productos refinados son biodegradables (Van Hamme et al., 2003).

En la biorremediación realizada in situ, se debe proporcionar a los microorganismos las condiciones ambientales óptimas para que desarrollen a partir del contaminante. Una de las maneras de lograr esto es con el bioventeo (aporte de aire y oxígeno), bioestimulación (aporte de  nutrientes), bioaumentación (aporte de microorganismos) además del control de humedad temperatura y pH (US EPA,  2001).

Los procesos ex situ incluyen: procesos de biodegradación en fase de lodos (biorreactores),  donde el suelo contaminado es mezclado con agua, microorganismos y nutrientes, y procesos de biodegradación en fase sólida, en el que el suelo se coloca en una celda de tratamiento (composteo) ó sobre membranas impermeables (biolabranza ó Landfarming), con el agregado de agua y nutrientes (US EPA,  2001).

Otra tecnología de biorremediación y que cada vez tiene mayor importancia es la Fitorremediación, que es un proceso que utiliza plantas superiores para remover, transferir, estabilizar, concentrar y/o destruir contaminantes (orgánicos e inorgánicos) en suelos, lodos y sedimentos, y puede aplicarse tanto en forma in situ como ex situ (Hutchinson,  2001).

En general, el término “biorremediación”, es utilizado para designar los tratamientos que utilizan organismos microscópicos  (principalmente bacterias y hongos), en la recuperación de ambientes contaminados.

En la actualidad, esta metodología es de uso preferencial debido a que presenta ventajas tales como bajo costo, fácil implementación, efectividad en la remoción de contaminantes (los cuales pueden ser eliminados o transformados en productos inocuos), casi no se necesita tratamiento posterior y, lo que es muy importante, es mínimo el impacto en el ecosistema involucrado.

No obstante, en el momento de pensar en la aplicación de este tipo de tratamientos se deben tener en cuenta una serie de factores que pueden constituirse en desventajas, tales como:

Ø       El tiempo requerido para completar la degradación es mayor que en los tratamientos físico químicos.

Ø       El contaminante debe ser biodegradable.

Ø       No siempre se puede predecir la efectividad.

Ø       El éxito del proceso depende de la destreza para mantener las condiciones óptimas para el crecimiento microbiano.

Se debe verificar que el contaminante no sea tóxico para los microorganismos y que el suelo sea apto para los mismos.

1.8.3.1.         El proceso de Biorremediación

Numerosos microorganismos indígenas ó autóctonos, presentes en el suelo y el agua subterránea, poseen la capacidad metabólica de transformar diversos compuestos orgánicos tóxicos, y en particular  hidrocarburos, vertidos al ambiente. En los ambientes contaminados existen en abundancia especies con éstas capacidades metabólicas específicas, debido a la adaptación de la microflora presente al contaminante (Marchal et al., 2003).

El término "biodegradación" puede referirse a la completa mineralización de los contaminantes orgánicos, obteniendo como producto final Dióxido de Carbono (CO2), agua, compuestos inorgánicos y componentes celulares, ó a la transformación parcial de contaminantes orgánicos en otros compuestos de menor, igual, ó mayor toxicidad para el ecosistema involucrado, así como con menor ó mayor movilidad en el ambiente (US E.P.A, 1994).

En ambos procesos los microorganismos se desarrollan sobre la sustancia contaminante, obteniendo carbono y energía para su crecimiento y reproducción.

La biodegradación es fundamentalmente un “proceso metabólico de transferencia de electrones”. La energía necesaria para el crecimiento microbiano se obtiene durante el proceso de oxidación de materiales reducidos, donde las enzimas microbianas catalizan la transferencia de los electrones. Cuando la materia orgánica es utilizada como fuente de energía (dador de electrones) y un compuesto exógeno (extracelular) es utilizado como aceptor terminal de electrones, el proceso metabólico es denominado “respiración microbiana”. Si el oxígeno (O2) es utilizado como aceptor de electrones, se produce “respiración aerobia”; cuando se utiliza otro aceptor de electrones (por ejemplo, Fe3+, NO2-, NO-3 ó SO4 2- ), el proceso de respiración se producirá en forma “anaerobia”.

Entonces, la biodegradación de los contaminantes orgánicos puede darse en forma “aerobia” ó en forma “anaerobia”, y el compuesto orgánico a degradar actúa como “dador de electrones” ó “substrato orgánico”.

La respiración ó degradación aerobia soporta un rango más amplio de reacciones, en las que el oxígeno molecular (O2) es incorporado en las moléculas por enzimas oxigenasas y es llevada a cabo por microorganismos “aerobios estrictos”.

La respiración ó degradación anaerobia es realizada por microorganismos “anaerobios estrictos” (no sobreviven en presencia de oxígeno) y “anaerobios facultativos” (microorganismos capaces de crecer tanto en presencia como en ausencia de oxígeno).

El oxígeno es, generalmente, el mejor aceptor de electrones, es decir, el que produce la mayor energía libre en una reacción completa. En consecuencia, para un mismo substrato orgánico, los microorganismos que emplean el oxígeno como agente oxidante pueden generar mayor energía que aquellos que emplean nitratos, sulfatos ú otros aceptores de electrones alternativos, logrando de esta forma crecer a mayor velocidad, lo que implica un mayor consumo del sustrato. Por lo tanto la biodegradación aerobia es típicamente más eficiente que la biodegradación de contaminantes orgánicos en forma anaerobia (Eweis et al, 1999; US EPA, 1996, 1994).

El proceso de biodegradación aerobia puede esquematizarse de la siguiente manera:

Substrato orgánico + O2 = biomasa + CO2 + H2O + compuestos inorgánicos

Así, el substrato orgánico es oxidado (adición de oxígeno), y el Omolecular es reducido (adición de electrones e hidrógeno) a agua (H2O). En este caso, el substrato orgánico sirve como fuente de energía (electrones) y como  fuente de carbono  para la biosíntesis de componentes celulares (biomasa).

Estrategias involucradas en la biodegradación: Cohortes microbianosCometabolismo

La biodegradación de componentes orgánicos es catalizada por enzimas producidas por los microorganismos. Las enzimas son generalmente específicas para cada sustancia a degradar, es por ello, que para una mezcla compleja de compuestos, como son el petróleo ó sus derivados, será necesaria una gran variedad de enzimas para  biodegradar totalmente los componentes orgánicos. De esta forma, la biodegradación de un compuesto es típicamente un proceso gradual, que implica la participación de varias especies de microorganismos, generalmente organizados en asociaciones, consorcios ó cohortes microbianos (US EPA, 1994).

La cooperación ó asociación entre especies y el cometabolismo, son los principales mecanismos que explican la demostrada eficiencia de la microflora presente en ambientes poluídos, para la eliminación de los contaminantes (Marchal et al., 2003).

 Una asociación consiste en varias poblaciones microbianas viviendo en estrecha proximidad e interactuando entre sí. La asociación implica, generalmente, una interacción positiva, donde un grupo de microorganismos se beneficia de las acciones del otro, y de esta forma varias especies están involucradas en cada etapa de la mineralización ó conversión de un compuesto. Las especies que mejor se adapten a un ambiente en particular, determinado principalmente por la presencia de una fuente de carbono y energía utilizable, las condiciones de humedad, temperatura y pH, son las que predominarán (Eweis et al., 1999).

El proceso denominado “cometabolismoó “cooxidación” consiste en la transformación de aquellos compuestos orgánicos, que no pueden ser utilizados como fuente de carbono ó energía por los microorganismos, pero pueden ser potencialmente degradados por enzimas generadas por los mismos, para metabolizar otras sustancias. Estos compuestos, de los cuales sí pueden obtener energía ó nutrientes para su subsistencia, se denominan “cosustratos” (Atlas, 1997; US EPA, 1994).

El uso del término “cometabolismo” se encuentra en discusión en el ámbito científico, ya que algunos autores utilizan este término sólo si el cosustrato se encuentra presente durante la metabolización del compuesto secundario (aquel que no aporta nutrientes y energía para el crecimiento). Sin embargo, el término cometabolismo, ha sido el más ampliamente empleado para describir el proceso donde un compuesto es transformado fortuitamente, sin ser utilizado como sustrato para el crecimiento ó como fuente de energía.

Generalmente, los productos del cometabolismo son metabolitos ó subproductos parcialmente oxidados ó transformados, que pueden ser utilizados por otros microorganismos y de esta forma continuar hasta la degradación completa del compuesto contaminante.

El cometabolismo puede suponer un requisito previo a la mineralización de muchos compuestos recalcitrantes, tales como los Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (PAH’s) (Atlas, 1997; US E.P.A, 1994).

1.8.3.2.         Factores que inciden en la biorremediación de suelos contaminados

Los factores que afectan al rendimiento de la biorrecuperación pueden clasificarse en tres grandes grupos:

Medioambientales, Fisicoquímicos y Biológicos (propiedades del contaminante y características del suelo).

Estos factores pueden ser modificados, en algún grado, por el hombre, con el objeto de acelerar y/ó reformar estos procesos naturales, optimizándolos para conseguir mejores resultados en el menor tiempo posible.

Factores Medioambientales:

Los factores medioambientales son aquellos que afectan directamente el crecimiento y actividad de los organismos que llevan a cabo la biodegradación. Dichos factores determinan la efectividad y velocidad de la degradación, y pueden limitar el crecimiento microbiano y la disponibilidad de los contaminantes en el suelo (Volke Sepúlveda, 2002).

Entre éstos, los que revisten mayor importancia en el proceso de biodegradación son:

o       Temperatura

o       pH del suelo

o       Humedad del suelo

o       Disponibilidad de oxigeno

o       Disponibilidad de nutrientes.

Temperatura:

La temperatura del suelo afecta considerablemente la actividad microbiana y las tasas de biodegradación. La mayoría de las especies bacterianas presentes en los suelos son clasificadas como mesófilas, las cuales se desarrollan entre 15 ºC y 45 ºC, teniendo un intervalo de crecimiento óptimo entre 25 ºC y 35 ºC  (Madigan et al., 1999).Por regla general, se considera que aproximadamente por cada 10 ºC de incremento en la temperatura, la tasa de biotransformación se duplica (Eweis et al., 1999; Van Deuren et al., 1997). Ello se atribuye a un aumento en la solubilidad del contaminante y a una disminución de los compuestos adsorbidos en la matriz del suelo, conforme aumenta la temperatura. De esta forma, se maximiza la biodisponibilidad del compuesto contaminante, resultando en un crecimiento en la tasa de biodegradación.

Regularmente, a temperaturas mayores a 40ºC decrece la biotransformación, debido a la desnaturalización de las proteínas y enzimas microbianas; a temperaturas aproximadas a 0 ºC, se detiene esencialmente la biodegradación (Sims et al., 1990).

Es necesario considerar que el clima de la región norpatagónica presenta temperaturas promedio menores a las reportadas como óptimas, durante períodos de tiempo prolongados, por lo cual los tratamientos biológicos realizados a campo pueden extenderse más de lo esperado, debido a las fluctuaciones de la temperatura ambiente.

pH del suelo:

La presencia de contaminantes extremadamente ácidos ó alcalinos, pueden llevar el pH del suelo a valores inhibitorios para el desarrollo microbiano. El crecimiento de muchos microorganismos, particularmente del suelo, es máximo a pH aproximadamente neutro, es decir en un intervalo de 6.5 a 8. Por lo tanto, condiciones altamente ácidas ó alcalinas generalmente inhiben las funciones microbiológicas.

El pH del suelo afecta también la solubilidad del fósforo, un nutriente importante para los microorganismos, y el transporte de metales peligrosos en el suelo, los cuales se encuentran presentes en muchos contaminantes. La solubilidad del fósforo se maximiza a niveles de pH de 6.5 y el transporte de metales se minimiza a valores de pH superiores a 6 (Eweis et al., 1999).

Humedad del suelo:

El agua presente y el Potencial de Matriz del suelo revisten una gran importancia en el proceso de biorremediación, ya que regulan la actividad microbiana.

El agua es el mayor constituyente del protoplasma bacteriano, por lo tanto su suministro es esencial para el crecimiento y desarrollo de los microorganismos. En adición, es el medio de transporte por el que los compuestos orgánicos y nutrientes se difunden al interior de la célula, y los productos metabólicos emigran al exterior.

El Potencial de Matriz es la energía requerida para superar las fuerzas capilares y adsorbentes (originadas en la interfase sólido - líquido) y extraer el agua de los poros del suelo.  Según sea menor ó mayor el contenido de agua, la energía destinada por los microorganismos para este proceso, será mayor ó menor respectivamente (Eweis et al., 1999; US E.P.A, 1996).

La presencia de agua determina muchas propiedades del suelo,  afectando el estado de aireación (difusión del oxígeno), la naturaleza y cantidad de materiales solubles, y el pH. La aireación y humedad se encuentran estrechamente relacionadas ya que el espacio poroso del suelo no llenado por agua, es llenado por gas; un exceso de agua origina un suelo saturado, inhibiendo así el intercambio de gases y la difusión del oxígeno (la solubilidad del oxígeno en el agua es muy baja) a través del perfil edáfico. De esta forma, pueden generarse zonas de anaerobiosis y, como consecuencia, la eliminación de especies bacterianas aerobias, principales responsables de la biodegradación.

Generalmente, la actividad microbiana, medida como “tasa de biodegradación”, es óptima a niveles de humedad comprendidos entre el 60 y 80% de la capacidad de retención de agua del suelo ó capacidad de campo[1] (US E.P.A, 1996).

Disponibilidad de Oxígeno:

El oxígeno (O2) puede constituir uno de los factores limitantes para el desarrollo del proceso de biodegradación en suelos, sedimentos y acuíferos.

La presencia del oxígeno como aceptor terminal de electrones es esencial en el metabolismo microbiano aeróbico. En particular, como ya se mencionó anteriormente, los pasos iniciales en la biodegradación de hidrocarburos, implican generalmente, la oxidación del sustrato mediante oxigenación (ganancia de oxígeno), lo cual supone una gran demanda de este elemento (Atlas, 1997).

Las concentración de oxígeno en el suelo, puede ser aumentada labrando, drenando y/ó volteando el suelo no saturado, para incorporar el oxígeno atmosférico en el sistema (Kincannon, 1972).

En prácticas de biotratamiento realizadas en forma ex situ (compostaje, biopilas, predios de tratamiento), y en sistemas de tratamiento in situ, el oxígeno puede ser incorporado mediante dichos procedimientos. El uso de sistemas de bioventeo, donde el aire es forzado a ingresar en el suelo, llevando el oxígeno a los microorganismos, constituye otra opción pero a un mayor costo (US E.P.A, 1996).

Disponibilidad de Nutrientes:

El metabolismo microbiano está orientado hacia la reproducción de los organismos. Ello requiere que los componentes químicos de la célula se encuentren disponibles para la asimilación y síntesis del nuevo material celular. Los nutrientes necesarios son asimilados sólo si se encuentran en determinados estados elementales, es por ello que la cantidad y el estado de los mismos, es muy importante en el diseño y operación de los tratamientos biológicos de suelos y aguas contaminados.

El carbono, el nitrógeno y el fósforo son los nutrientes de mayor importancia. Éstos pueden limitar la velocidad de degradación microbiana, si no se encuentran en concentraciones suficientes y en un estado asimilable por los microorganismos. (US EPA, 1994; Atlas, 1997).

Los contaminantes orgánicos biodegradables proveen una fuente de carbono. El Carbono total es medido como Carbono Orgánico Total (TOC: En Inglés: “Total Organic Carbon”), y ésta es una medida del sustrato disponible para el crecimiento microbiano. Todos los compuestos orgánicos presentes en el suelo están incluidos en el TOC.

El nitrógeno puede ser asimilado por la flora microbiana en forma de nitrógeno orgánico, amoníaco (NH3), nitritos (NO2¯) y  nitratos (NO3¯), y el fósforo en su forma soluble ó reactiva (o-PO4).

Numerosos estudios y experiencias han demostrado la importancia de la presencia de éstos nutrientes en los procesos de biodegradación de derrames de petróleo (Atlas & Bartha, 1972; Bartha & Atlas, 1973; Leahy & Colwell, 1990).

Se considera que una relación C:N:P (Carbono/ Nitrógeno/ Fósforo) = 100:10:1 es óptima para el proceso de biodegradación de contaminantes orgánicos (US EPA, 1994), siempre que los nutrientes se encuentren en forma disponible para su asimilación.

Los suelos de la Patagonia presentan naturalmente un marcado déficit de nitrógeno y de fósforo, y las comunidades bacterianas presentes en estos sitios se encuentran altamente adaptadas a estas condiciones ambientales. La incorporación de nutrientes en altas concentraciones puede provocar un efecto adverso al deseado, provocando una fase de latencia ó retardo en el crecimiento microbiano.

Se han realizado trabajos en suelos patagónicos contaminados por hidrocarburos del petróleo (Luque et al., 1996; Pucci et al., 2003), con el objeto de determinar la cantidad óptima de nutrientes para la biorremediación, llegando a la conclusión de que una relación C:N:P = 100:1:0.1, sería efectiva en este tipo de suelos.

Otros nutrientes como el potasio, el calcio, el magnesio y el azufre, se encuentran habitualmente disponibles en forma natural en la mayoría de los suelos. Sin embargo, altas concentraciones de calcio y de magnesio pueden precipitar los fosfatos, y reducir la cantidad disponible para el metabolismo microbiano. En la Tabla III se sintetizan los parámetros ambientales críticos para la actividad microbiana en el suelo:

Factores Fisicoquímicos:

Entre los factores fisicoquímicos se incluyen aquellas propiedades tanto del suelo como del contaminante, que pueden afectar la biodegradación.

El éxito de la biorrecuperación de un contaminante orgánico en el suelo, depende de que éste sea biodegradable, es decir que la flora microbiana presente posea las rutas metabólicas adecuadas, y de que se encuentre biodisponible ó accesible al organismo.

Los factores fisicoquímicos que determinan la biodegradabilidad del contaminante y su biodisponibilidad, pueden ser divididos en dos grandes grupos:

·      Factores relativos al sustrato

·      Factores relativos al suelo

Factores relativos al sustrato:

La composición y estructura química del contaminante (tipo de compuesto, elementos químicos constituyentes, grado de ramificación, grado de insaturación, naturaleza y efecto de los sustituyentes, peso molecular, etc.), la concentración y sus propiedades físicas como: solubilidad, viscosidad, volatilidad y densidad, determinarán la interacción del contaminante con el suelo y con la comunidad microbiana presente.

En suelos contaminados por vertidos de productos del petróleo, la identificación y evaluación de las propiedades físicas y químicas del residuo es esencial para llevar a cabo la remediación del sitio afectado.

La biodegradabilidad de un compuesto depende de su solubilidad. En general, al aumentar la solubilidad de un contaminante, la disponibilidad para los microorganismos aumenta. Como ya se describió anteriormente, los microorganismos toman el carbono orgánico, los nutrientes inorgánicos y los aceptores de electrones necesarios para el crecimiento, de la fase líquida, así, si el contaminante se encuentra en esta fase, será incorporado con mayor facilidad en el metabolismo microbiano. No obstante, un microorganismo puede tener la capacidad de asimilar un compuesto poco soluble en agua, mediante el contacto directo con gotas del contaminante más grandes que la célula, ó con gotas de éste suspendidas en la fase acuosa (Reddy et al., 1982; Singer & Finnerty, 1984).

Volatilidad:

La volatilización es el proceso en el cual un contaminante se difunde desde la fase sólida ó liquida a la fase gaseosa. La velocidad de este proceso en el suelo es función de su concentración, presión de vapor y solubilidad.

La humedad, temperatura, porosidad y el contenido de materia orgánica y arcillas del suelo, también influirán en la volatilización del compuesto ó de lo contrario, en su retención en las fases sólida ó líquida del suelo (Eweis et al., 1999; Mc Millen et al., 2001). 

Los hidrocarburos del petróleo más livianos, como las gasolinas, tienden a ser mayormente removidos del suelo por volatilización y, en menor grado, por biodegradación. Los productos medios del petróleo, como el kerosene y el gas oil, contienen menores porcentajes de constituyentes volátiles, por lo cual la remoción por biodegradación de estas fracciones, puede suponerse más significativa que por volatilización. En el caso de los componentes más pesados ó no volátiles, como los aceites lubricantes, la biodegradación es uno de los principales mecanismos de eliminación de los mismos desde la matriz del suelo, siendo la volatilización insignificante en su sustracción (Maila & Cloete, 2005).

Densidad:

La densidad de los hidrocarburos es expresada convencionalmente en Grados API (American Petroleum Institute). Los Grados API son una medida de la densidad específica del hidrocarburo, medida a 60º F (15ºC). Como punto de referencia, el agua tiene 10º API.

La composición de los distintos tipos de crudo es reflejada en su valor de Grados API. A modo de ejemplo, los crudos pesados, de menos de 20º API, tienen mayores concentraciones de asfaltenos y resinas que aquellos crudos más livianos, de densidades mayores a 20º API.  Los Grados API de los productos de refinación del crudo varían dependiendo del producto, partiendo de 15º para el Fuel Oil  Nº 6 hasta 62º para las Gasolinas.

Tomando la densidad especifica como medida, el petróleo crudo es menos denso que el agua, con una densidad entre 0.85 a 0.98.

La migración de un compuesto en un medio depende de su densidad y viscosidad. La densidad determina la tendencia de la fase inmiscible del contaminante, a flotar ó sumergirse en la superficie del suelo, y por consiguiente la zona donde éste quedará concentrado (Volke Sepúlveda, 2002).

Viscosidad:

Este parámetro es una medida de la resistencia interna de una sustancia a fluir. Los materiales altamente viscosos no fluyen rápidamente, mientras que los más livianos y menos viscosos, como el agua, pueden fluir fácilmente, atraídos por la gravedad. La viscosidad de un fluido tiende a decrecer conforme aumenta la temperatura a la que está expuesto.

La viscosidad constituye una propiedad significativa del contaminante, ya que determina, en parte, su percolación en el suelo.

Factores Relativos al Suelo:

Tamaño de partícula. Los suelos se clasifican en función de su tamaño de partícula, siendo sus tres principales componentes las arcillas (< 0.002 mm), los sedimentos (0.002 - 0.05 mm) y las arenas (0.05 - 2.0 mm). Es importante considerar esta propiedad, ya que la relación área/volumen de los diferentes tipos de partícula, tienen un impacto directo sobre las propiedades físicas, químicas y biológicas del suelo, y por consiguiente en las tecnologías de remediación. En general, los materiales no consolidados (arenas y gravas finas) son más fáciles de tratar (Van Deuren et al. 1997, Eweis et al. 1998).

Heterogeneidad. Un suelo demasiado heterogéneo puede impedir el uso de tecnologías in situ que dependan del flujo de un fluido. Pueden crearse canales indeseables de fluidos en las capas arenosas y arcillosas, dando como resultado tratamientos inconsistentes (Van Deuren et al. 1997).

Densidad aparente. Es el peso del suelo por unidad de volumen, incluyendo agua y espacios. Es importante considerar que el suelo está compuesto por sólidos y espacios llenos de agua y/o aire, y que su densidad dependerá de su humedad. Es útil para realizar cálculos para el transporte del material (Van Deuren et al. 1997).

Permeabilidad. Se refiere a la facilidad o dificultad con la que un líquido puede fluir a través de un medio permeable. La permeabilidad de un suelo es uno de los factores que controla la efectividad de tecnologías in situ (Sellers 1999). En general, una baja permeabilidad en el suelo disminuye la efectividad de la mayoría de las tecnologías de remediación.

Factores Biológicos:

Para  que una técnica de biorremediación opere eficientemente, deben cumplirse varias condiciones:

Ø      El residuo debe ser susceptible de biodegradarse biológicamente, y presentarse en una forma física que sea susceptible a los microorganismos.

Ø      Deben estar disponibles los microorganismos apropiados.

Ø      Las condiciones ambientales (como el pH, la temperatura y el nivel de oxígeno) deben ser las apropiadas.

(Braid, 2001)

1.9.  Métodos Analíticos para la Determinación de Hidrocarburos

Debido a la diversidad de compuestos que forman el petróleo, generalmente no es práctico analizarlos  a cada uno individualmente, siendo útil medir la cantidad total de hidrocarburos que se encuentran en una muestra particular de suelo, agua o aire. A este grupo de compuestos que forman el petróleo se lo denomina ‘hidrocarburos totales del petróleo’ (HTP o TPH).

Los HTP son definidos por el método analítico que se utiliza para determinarlos. Las técnicas convencionales cuantifican solamente aquellos hidrocarburos que son extraídos de la muestra y debido a que la extracción de hidrocarburos varía de una técnica a otra, la misma muestra analizada por distintos métodos, producirán distintos resultados (API, 2001).

  Existen diversas técnicas analíticas disponibles que miden concentraciones de HTP en el ambiente. Las técnicas varían en la forma en que los hidrocarburos son extraídos, purificados, y detectados, cada uno mide un subgrupo de derivados de hidrocarburos presentes en las muestras. La definición de los HTP depende del método analítico utilizado (TPHCWG; 1998).

  • Método 418.1 U.S. E.P.A.: consiste en una extracción con solvente seguido de un tratamiento en columna de sílica gel y luego la cuantificación por espectroscopia infrarroja.
  • Método 413.1 para aceites y grasas: es un método gravimétrico que consiste en una extracción con solvente, evaporación del solvente, y determinación del peso.
  • Método 8015M para Compuestos Orgánicos del Rango Diesel (DRO): es una extracción con solvente seguida de una determinación por cromatografía gaseosa (GC).
  • Método 8015M para Compuestos Orgánicos del Rango de las Gasolinas (GRO): es una extracción con solvente seguida de una determinación por cromatografía gaseosa.

1.9.1.     Análisis Químicos de Hidrocarburos Totales por Espectroscopia Infrarroja.

Se define Hidrocarburos Totales (HTP) analizados por espectroscopia  IR, a cualquier hidrocarburo extractable por un solvente, el cual no es removido por la sílica gel y que puede ser detectado por un espectrofotómetro de radiación  infrarroja. La principal ventaja del método es que resulta simple, rápido y comparativamente económico. Las desventajas son la menor especificidad, comparándolo con GC, y su incapacidad de proveer información en la identificación de los hidrocarburos y su riesgo potencial.

Cuando una molécula absorbe radiación IR aumenta la frecuencia de vibración de la misma. La espectroscopía infrarroja determina la energía absorbida por las moléculas en esta región del espectro electromagnético. Los distintos grupos funcionales y tipos de enlaces tienen distintas frecuencias e intensidades de absorción. Los métodos para la medición de HTP miden la absorción de los enlaces C-H. La mayoría de los métodos miden la absorción a una única frecuencia (generalmente 2930cm-1) que corresponde a los grupos alifáticos CH2. Otros métodos usan más de una frecuencia, por ejemplo 2960cm-1 para el grupo CH3 y de 3000 a 3100cm-1 para los enlaces C-H de los compuestos aromáticos (Willard et al, 1991).

La espectroscopía IR puede medir cualquier compuesto que contiene grupos alquílicos en su molécula. Cuando  se utiliza esta única frecuencia, se mide cadenas parafínicas, cicloalcanos, alquenos, aromáticos sustituidos, hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs) si tienen algún grupo alquilo, y moléculas oxigenadas (éteres, alcoholes). Los métodos basados en una sola frecuencia no son adecuadas para la medición de benceno o naftaleno porque no contienen grupos alquilos.

La extracción se realiza con un solvente adecuado que no contenga enlaces C-H.

La técnica que se utiliza para la extracción es la recomendada en la norma 5520 E de los métodos normalizados utilizados generalmente para lodos. La extracción de hidrocarburos se obtiene utilizando CCl4 como solvente de extracción. Posteriormente se trata la muestra con silicagel para adsorber los compuestos polares que puedan interferir con la determinación de hidrocarburos totales de petróleo.

De acuerdo al método 418.1 de la Environmental Protection Agency la cuantificación se lleva a cabo por espectroscopia infrarroja. El espectrofotómetro IR se utiliza para determinar la absorbancia de los extractos en la región cercana a 2930 cm.-1. Estándares específicos para hidrocarburos totales de petróleo (HTP) se emplean para construir la curva de calibración del equipo. Los estándares se preparan a partir de una solución stock de hexadecano, isooctano y colorobenceno en proporciones definidas.

Debido a que el método de cuantificación del analito es sensible a hidrocarburos que derivan de animales y vegetales así como a otros compuestos polares, es necesario eliminar tales interferentes, para preservar en el extracto los hidrocarburos petrogénicos. Este procedimiento de purificación del extracto, permite diferenciar las grasas y aceites de origen animal y vegetal, de los hidrocarburos totales de petróleo.  La eliminación de interferentes puede realizarse utilizando columnas con material adsorbente a través de la cual se hace pasar el extracto o se puede adicionar al extracto una sustancia adsorbente  en forma de pequeñas partículas y luego removerla a través del filtrado. Existe una variedad de técnicas que utilizan entre otros: alúmina, sílica gel, geles que funcionan por el principio de exclusión por tamaño, cobre y mercurio (para la remoción de sulfuro).

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NOTAS:

[1] La Capacidad de Campo es un término frecuentemente empleado, asociado a la humedad de un suelo, que describe “la capacidad de un suelo para retener agua, una vez que ha cesado el drenaje interno debido a la fuerza de gravedad”.