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FIT O RREMEDIACIÓN DE METALES PESADOS PRESENTES EN EL SUELO DE LA LADERA DEL RÍO BOGOTÁ
CAROLINA HOYOS DAZA
UNIVERSIDAD DE LOS ANDES
FACULTAD DE INGENIERIA
DEPARTAMENTO DE INGENIERIA CIVIL Y AMBIENTAL
BOGOTA D.C.
2005
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FIT O RREMEDIACIÓN DE METALES PESADOS PRESENTES EN EL SUELO DE LA LADERA DEL RÍO BOGOTÁ
CAROLINA HOYOS DAZA
Proyecto de Grado para optar al título de Ingeniera A mbiental
Director JOHANA HUSSERL Ingeniera A mbiental
UNIVERSIDAD DE LOS ANDES
FACULTAD DE INGENIERIA
DEPARTAMENTO DE INGENIERIA CIVIL Y AMBIENTAL
BOGOTA D.C.
2005
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AGRADECIMIENTOS
A J o ha na H us s e rl , I nge ni e ra A mbi e nta l , y A s e s o ra de l P royecto, por su constante orientación y amable colaboración durante el desarrollo del mismo.
A la s ala virtual de la bibliotec a general de la U nivers idad de los Andes, especialmente a Liliana Rubiano por su desinteresada, oportuna y eficiente colaboración en la búsqueda bibliográfica, sobre la cual se sustenta este proyecto.
A l Laboratorio A mbiental del C entro de Investigación en Ingeniería A mbiental (CIIA) de la Universidad de los Andes por su colaboración en el análisis cuantitativo de las muestras.
A mis padres y hermana por su compañía y apoyo incondicional, a mi madre especialmente por su colaboración en la toma de muestras.
A todos aquellos que en diferentes momentos me ayudaron y me dieron ánimo para finalizar este proyecto.
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CONTENIDO
RESUMEN ...... XI INTRODUCCIÓ N...... XI I 1 . OBJETIVO S...... 1 3 1.1 O BJETIVO GENERAL...... 1 3 1 .2 O BJETIVO S ESPECIFICO S...... 1 3 2 . JUSTIFICACIÓ N ...... 1 4 3 . MARCO TEO RICO ...... 1 5 3 .1 REMEDIACIÓ N DE METALES...... 1 5 3 .1.1 Metales en el ambiente del suelo...... 1 5 3 .1.2 Opciones de remediación existentes ...... 1 6 3 .2 FITO RREMEDIACIÓ N DE METALES...... 1 8 3 .2.1 Fitoextracción de metales...... 1 8 3 .2.2 Fitoestabilización de metales ...... 2 0 3 .2.3 O tros tipos de fitorremediación...... 2 2 3 .2.4 Ventajas de la Fitorremediación...... 2 4 3 .2.5 Desventajas de la fitorremediación...... 2 5 3 .2.6 Éxito de la fitorremediación...... 2 7 3 .3 INTERACCIÓ N METAL-PLANTA EN LA RIZÓ SFERA ...... 2 8 3 .3.1 Biodis ponibilidad del metal para la toma hacia el interior de las raíces ...... 2 8 3 .3.2 Efecto de los mic roorganismos del suelo en la toma de metales...... 2 9 3 .3.3 Efecto de los exudados de la raíz en la toma de metales...... 2 9 3 .4 ADAPTACIÓ N DE LAS PLANTAS A EL SUELO CO NTAMINADO CO N METALES...... 2 9 3 .4.1 Necesidades fisiológic as de elementos inorgánicos...... 2 9 3 .4.2 Mecanis mos de las plantas para tolerar y ac umular metales ...... 3 0 3 .4.3 Factores que afectan la biodis ponibilidad...... 3 4 3 .4.4 Características de las plantas que acumulan metales en la fitorremediac ión...... 3 5 3 .5 O PTIMIZACIÓN DE LA FITO EXTRACCIÓN DE METALES CON PRÁCTICAS AGRONÓ MICAS...3 6 3 .5.1 Selección de la planta ...... 3 6 3 .5.2 Mejoramiento de la biodisponibilidad del metal con correc tores químicos ...... 3 7 3 .5.3 Sembrado...... 3 7 3 .5.4 Mantenimiento...... 3 8 3 .5.5 Manipulac ión y dis posición del residuo contaminado ...... 3 8 3 .6 ESPECIES DE PLANTAS NATIVAS DE LA SABANA DE BO GOTÁ...... 3 9 3 .6.1 Espec ies de plantas usadas a nivel internacional...... 3 9 3 .6.2 Espec ies de plantas nativas de la Sabana de Bogotá...... 4 1 3 .7 FITO RREMEDIACIÓ N DEL CROMO Y EL PLOMO ...... 4 4 3 .7.1 Cromo y plomo en el medio ambiente ...... 4 4 3 .7.2 Riesgos a la salud asociados c on la toxicidad del cromo y el plomo ...... 4 5 3 .7.3 Fitorremediación del c romo...... 4 6 3 .7.4 Fitorremediación del plomo ...... 4 6 4 . METO DOLOGÍA EXPERIMENTAL...... 4 8 4 .1 O BTENCIÓ N DE LAS ESPECIES DE PLANTAS...... 4 8 4 .2 O BTENCIÓ N DEL SUELO CO NTAMINADO ...... 4 8 4 .3 MONTAJE EXPERIMENTAL...... 4 9 4 .4 METO DOLOGÍA DE LO S ANÁLISIS DE LABO RATO RIO...... 5 1 4 .4.1 Equipos , reac tivos y material de laboratorio ...... 5 2
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4 .4.2 Procedimiento de análisis en el laboratorio ...... 5 3 5 . RESULTADOS Y OBSERVACIONES...... 5 6 5 .1 SIEMBRA Y EVO LUCIÓ N DE LAS PLANTAS...... 5 7 5 .2 RESULTADOS DE LO S ANÁLISIS DE LABORATO RIO ...... 6 0 5 .2.1 Resultados para el suelo c omercial...... 6 0 5 .2.2 Resultados iniciales para el suelo c ontaminado...... 6 1 5 .2.3 Res ultados para el s uelo c ontaminado...... 6 1 5 .2.4 Res ultados para determinar el sitio de acumulación del metal...... 6 2 5 .2.5 Res ultados del blanco...... 6 2 5 .2.6 Res umen de res ultados para el proceso de fitorremediación...... 6 2 6 . ANÁLISIS DE RESULTADOS...... 6 4 6 .1 SIEMBRA Y EVO LUCIÓ N DE LAS PLANTAS ...... 6 4 6 .2 ANÁLISIS DE LO S RESULTADOS DE LABORATO RIO ...... 6 7 7 . CONCLUSIO NES Y RECO MENDACIO NES...... 7 1 BIBLIO GRAFIA...... 7 3 ANEXOS...... 7 8
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LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Rangos de concentración de algunos metales tóxicos en el suelo ...... 1 6
Tabla 2 . C osto de remediación de suelos ...... 1 7
Tabla 3 . C orrectores para el suelo en la fitoestabilización ...... 2 2
Tabla 4. P rincipales factores limitantes en el éxito y aplicabilidad de la fitoextracción ...... 2 7
Tabla 5 . P lantas capaces de acumular cuatro o más metales ...... 41
Tabla 6 . Es pecies presentes en la cuenc a del río Bogotá ...... 4 3
Tabla 7 . P eso de suelo contaminado sembrado...... 5 7
Tabla 8 . C recimiento de las plantas ...... 5 7
Tabla 9 . Caracterización del suelo c omercial...... 6 0
Tabla 10 . Concentrac ión de c romo y plomo inic ialmente en el s uelo c ontaminado ...... 6 1
Tabla 11. Concentración de cromo para el suelo de Mondoñedo con Salix humboldtiana y
Cyperus papyrus...... 6 1
Tabla 12 . Concentrac ión de c romo en hojas y raíces ...... 6 2
Tabla 13 . Resultados para el s uelo comercial y las especies que crecieron en él ...... 6 2
Tabla 14. Resumen de la concentración de cromo en el suelo de Mondoñedo para las dos
es pecies estudiadas ...... 6 3
Tabla 15 . Bibliografía asociada a las especies de Salix...... 7 9
Tabla 16 . Bibliografía asociada a juncos y cortaderas...... 8 0
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LISTA DE GRÁFICAS
Gráfica 1. Crecimiento de Salix humboldtiana tanto en el s uelo c ontaminado como comerc ial...5 8
Gráfica 2. Crecimiento de Cyperus papyrus tanto en el suelo contaminado como c omercial...... 5 8
G ráfica 3 . Tendencia de c recimiento para los Sauces ...... 6 5
G ráfica 4 . Tendencia de c recimiento para los Papiros ...... 6 5
G ráfica 5 . Velocidades de crecimiento representativas para las especies estudiadas ...... 6 6
Gráfica 6. Comportamiento del cromo para la especie Salix humboldtiana...... 6 9
Gráfica 7. Comportamiento del cromo para la especie Cyperus papyrus...... 6 9
G ráfica 8. Regresión lineal entre los datos en base ceniza y los datos en base sec a...... 1 0 2
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LISTA DE FIGURA S
Figura 1. Representación del proceso de transporte de metales (toma y ac umulación)...... 3 4
Figura 2. Thalaspi caerulescens...... 3 9
Figura 3. Brassica juncea ...... 4 0
Figura 4. Perfil idealizado de la serie de formac iones de pantano [29 ,30]...... 4 2
Figura 5 . M uestras de hojas y raíces ...... 50
Figura 6. Diagrama de flujo del montaje experimental del proceso de fitorremediac ión ...... 5 1
Figura 7 . M ufla...... 5 2
Figura 8 . Es pectrofotómetro de absorción atómic a de llama...... 5 3
Figura 9 . M uestra de suelo y hojas calc inada...... 5 4
Figura 10 . M uestra del s uelo de Mondoñedo ...... 5 6
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LISTA DE ANEXOS
Anexo A . Bibliografía asociada a la especies escogidas para el proces o de fitorremediación .....7 9
Anexo B. P lano de Bogotá. U bicac ión de los puntos de muestreo...... 8 1
Anexo C . Crec imiento de las plantas...... 8 2
Anexo D . Res ultados de los análisis de laboratorio...... 8 9
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RESUMEN
El objetivo principal de este proyecto es comparar dos especies de plantas en cuanto a su rendimiento para la fitoremediación de cromo y plomo. Dieciseisava
Se estudió la capacidad de fitorremediar de la especie Salix humboldtiana Willdenow (Sauc e) y Cyperus papyrus (P apiro), bajo condiciones impuestas por el medio ambiental de sol, viento y lluvia. Al suelo se le adicionó únicamente en época seca, agua de la llave. A este se le analizó periódicamente la concentración de cromo total por un espacio de 4 meses.
Se siguieron varios pasos en el desarrollo de este proyecto; primero se identificaron las especies de plantas potencialmente viables para realizar fitorremediación, especialmente de metales pesados como plomo y cromo. Luego se realizó muestreo de suelo contaminado en dos sitios diferentes para determinar cual se encontraba más contaminado y por consiguiente requería de un proceso de remediación. Se adquirieron las especies Salix humboldtiana (Sauc e) y Cyperus papyrus (Papiro) y se sembraron tres plantas de cada especie en el suelo contaminado y una planta adicional en un suelo comercial.
Se determinaron las concentraciones iniciales de plomo total y cromo total en el suelo contaminado, luego se determinó la concentración de cromo a la cuarta, octava y dieciseisava semana en el suelo contaminado. A las plantas sembradas en este se les analizó la concentración de cromo total en hojas a la octava semana y la concentración del mismo en las raíc es a la diec is ieteava s emana. E n el s uelo c omercial se analizó la concentración de plomo total y cromo total inicialmente, y la concentración de cromo a la dieciseisava semana. A dicionalmente se analizó la concentración de cromo en las raíces de las plantas que crecieron en el suelo comercial.
De los análisis realizados se concluye que en el proceso de fitorremediación tanto con Salix humboldtiana (Sauce) como con Cyperus papyrus (P a piro) e x is te una re duc c ión rá pida de la concentración de cromo en el suelo para los dos primeros meses y luego una tendencia a la estabilización de la concentración de cromo en el suelo de Monodoñedo.
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INTRODUCCIÓN
Teniendo en cuenta el riesgo que representan para la salud humana y el medio ambiente los suelos contaminados con metales pesados, todos los días en diferentes partes del mundo se investiga la forma de reparar tales sitios contaminados a menor costo. Es así como surge la tecnología que usa plantas (fitorremediación) para lograr tales objetivos, pues ha demostrado muchos beneficios sobre el ambiente a costos que son una fracción de los necesarios para implementar las tecnologías convencionales.
A las ventajas económicas de la tecnología con plantas se suma que en el caso de acumularse los metales pesados en los tejidos de la planta, se obtiene una planta rica en metales, de la cual se puede extraer por diferentes técnicas tales metales pesados de forma más fácil que del suelo directamente.
E l éxito de la fitorremediac ión es ta influenc iado por varios fac tores c omo la disponibilidad del metal en el suelo para ser tomado por las raíces. Tal disponibilidad depende de las características del suelo (como el pH), pero muchos investigadores alteran esas condiciones iniciales del suelo para lograr una mayor extracción del metal desde el suelo hacia la planta. Sin embargo en este proyecto no se emplearán tales técnicas.
Para lograr la fitorremediación de un sitio contaminado se deben seguir varios pasos, entre ellos la consecución del suelo contaminado, las especies potenciales para realizar fitorremediación, montaje experimental y análisis de laboratorio periódicos tanto para el suelo contaminado, como para el tejido vegetal de la planta.
Siendo Bogotá D.C. una ciudad industrializada los sitos contaminados con metales pesados abundan y la necesidad de que la situación cambie, es lo que incita a pensar en opciones económicamente viables para que esos sitios en la ciudad y sus alrededores desaparezcan o al menos disminuyan.
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1. OBJETIVOS
1.1 OBJETIVO GENERAL
A nalizar el comportamiento de dos especies de plantas, preferiblemente nativas de la Sabana de Bogotá y similares a las empleadas en otros lugares, en la remoción de metales pesados, principalmente C romo y P lomo, presentes en un suelo de la ladera del río Bogotá.
1.2 OBJETIVOS ESPECIFICOS
Identificar las especies nativas de plantas, con potencial para llevar a cabo la fitorremediación y escoger un sitio específico de la ladera del río Bogotá para la obtención de un suelo contaminado con metales pesados.
Caracterizar la concentración de metales pesados (principalmente Cromo y Plomo) del suelo bajo estudio.
P ara cada especie de planta encontrar la eficiencia de remoción de metales pesados, principalmente lo correspondiente a Cromo y Plomo en un tiempo de cuatro meses.
Identificar la especie de planta nativa con mejor desempeño en la fitorremediación del suelo bajo estudio.
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2. JUSTIFICACIÓN
La fitorremediación se vale de las habilidades naturales que tienen las plantas para tomar, acumular, almacenar o degradar sustancias orgánicas e inorgánicas con el fin de restaurar o estabilizar sitios contaminados. Se hace interesante identificar e investigar especies de plantas con tales habilidades de manera natural para con los metales pesados.
Las plantas que mejor funcionan en la remediación de un contaminante en particular pueden o no ser nativas del área en particular. A unque las plantas nativas son más deseables, las especies no nativas pueden ser aceptadas si la especie que se piensa emplear ha sido introducida previamente, y es tan común que su uso no crea un nuevo riesgo ecológico o sí la especie es incapaz de propagarse efectivamente (dependen de la intervención humana).
L as téc nic as de remediac ión c on plantas pos een varias ventajas entre ellas que son alternativas menos costosa que las prácticas de estabilización corrientes, probablemente menos invasivas ambientalmente y fácil de implementar. Además las opciones de remediación tradicional como procesos térmicos, químicos y físicos tienen altos consumos de energía y en algunos casos se destruye el sitio bajo estudio. Todos estos problemas proporcionan una oportunidad para la remediación basada en plantas.
Es importante remediar el suelo puesto que las sustancias tóxicas presentes en la materia particulada del suelo pueden llegar a suspenderse en el aire o agua afectando la calidad de vida de los humanos y animales entre otros.
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3. MARCO TEORICO
3.1 REMEDIACIÓN DE METALES
3.1.1 Metales en el ambiente del suelo
Las fuentes de metales en el ambiente se originan de procesos geológicos naturales y actividades humanas. Las fuentes naturales incluyen excesiva exposición a la intemperie de los minerales y los iones metálicos de las rocas, traslado de contaminantes del agua subterránea o de capas subsuperficiales del suelo, deposición atmosférica de la actividad volcánica y transporte de polvo continental. Las rutas humanas más comunes de introducción de metales pesados dentro del ambiente son la disposición de efluentes industriales, aplicación de lodos de agua res idual, depos ic ión de aire c omo produc to de des perdic io indus trial, operac iones militares, minería, operaciones de relleno, disposición de residuos líquidos y sólidos industriales, generación de residuos municipales (sólidos y líquidos), uso de químicos para la agricultura (fertilizantes y pesticidas), escape de gases y producción de combustible y energía [1, 10].
Algunas especies de metales pueden ser consideradas un “contaminante” si este ocurre donde este no es necesitado, o en una forma o concentración que causa un detrimento a la salud humana y animal así como al ecosistema en general. Los riesgos varían con cada metal y la vía de exposición asociada, por lo tanto el grado de contaminación es específico para cada contaminante [1, 4].
La concentración de metales en suelos típicamente fluctúa de valores menores que 1mg/Kg a valores tan altos como 100,000 mg/Kg (ver tabla 1) dependiendo del origen del material y los eventos de deposición. Los límites de concentración del metal en el suelo varían de acuerdo al uso del suelo, condiciones del sitio, impacto en la salud humana del contacto directo con el suelo, riesgos ecológicos, vías de exposición secundarias. Los niveles excesivos de muchos metales han comenzado a plantear un riesgo significativo a la salud de humanos, animales y ecosistemas. Esto incluye metales tales como arsénico (As), cadmio (Cd), cromo (Cr), Cobre (C u), plomo (P b), merc urio (H g), níquel (N i), s elenio (Se), plata (A g) y zinc (Zn), dentro de los metales más comúnmente encontrados en sitios contaminados; y especies metálicas menos comunes como aluminio (Al), cesio (Cs), cobalto (Co), manganeso (Mn), molibdeno (Mo), es tronc io (Sr) y uranio (U ) [1 , 4 ].
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Tabla 1. Rangos de concentración de algunos metales tóxicos en el suelo [3] Metal Rango de concentración en el suelo (mg/Kg) Pb 1.00-6,900 Cd 0.10-345 Cr 0.05-3,950 Hg <0.01-1,800 Zn 150.00-5,000
Altos niveles de metales en el suelo pueden ser tóxicos para las plantas (fitotóxicos). Un pobre crecimiento de plantas y una cobertura pobre del suelo causada por la toxicidad del metal, puede conducir al metal a movilizarse hacia el agua y depositarse cerca a los cuerpos de agua. Los suelos descubiertos son más susceptibles a la erosión por el viento y esparcimiento de contaminantes por transporte aéreo de polvo [3].
En el suelo los metales pueden existir como partículas discretas o estar asociados con los diferentes componentes del suelo como se lista a continuación [3, 4, 10]:
1. Iones de metales libres y compuestos de metales solubles en la solución del suelo 2. Iones intercambiables adsorbidos-sorbed a la superficie de la fase sólida inorgánica 3. Iones no-intercambiables y precipitados o compuestos de metales inorgánicos insolubles, tales como óxidos, hidróxidos, fosfatos y carbonatos. 4. Metales complejados por material orgánico insoluble o soluble 5. Metales embebidos en la estructura de materiales de silicato
Los eventos de contaminación se refieren a las partículas discretas, cuando ocurre elevación en la concentración de los componentes 1-4, mientras que el componente 5 se refiere a la concentración base del metal en el suelo [4, 10].
3.1.2 Opciones de remediación existentes
La remediación de suelos contaminados consiste en el empleo de tecnologías para reparar, limpiar o descontaminar un sitio contaminado frecuentemente por la actividad humana.
La s elec c ión de una opc ión de remediac ión para un s itio c ontaminado con metales es complejo. Los factores y criterios usados en el proceso de selección se listan a continuación [7, 8 ]:
- Tamaño, localización e historia del sitio - A ccesibilidad al sitio - Efectividad de las opciones de remediación
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- Características del suelo (estructura, tipo, textura, pH, potencial redox, capacidad de intercambiar cationes, etc) - C omposición, estado físico y estado químico de los contaminantes - Grado de contaminación (concentración y distribución) - U s o final previs to para el s itio - Recursos técnicos y financieros disponibles - Sobre aviso de publicaciones públicas, legales y ambientales
Las opciones de remediación tradicionales para metales en suelos frecuentemente involucran prácticas convencionales de ingeniería, aplicadas en combinación o en un tren de tratamiento. Estos procesos físicos, químicos y térmicos se listan a continuación y típicamente requieren la remoción física del metal del sitio o la minimización a la exposición en el sitio [3, 9].
- Excavación y transporte del suelo contaminado a un relleno donde se permita la disposición de residuos peligrosos. - Lavado del suelo donde el contaminante es removido por tamaño o por separación por gravedad o lixiviación - Tratamiento térmico donde el contaminante es volatilizado - Electrocinética donde los contaminantes son movilizados como partículas cargadas - C ubrimiento del suelo contaminado con suelo limpio, arcilla, asfalto, y/o geotextil - V itrificación donde la matriz es fundida y convertida a un material como el vidrio - Rompimiento neumático, el cual utiliza aire inyectado a presión dentro del suelo para mejorar la eficiencia de extracción - O xido/reducción química para llevar al contaminante a un estado más estable o menos móvil.
Estas opciones de remediación son criticadas cada vez más por sus altos costos (ver tabla 2), intensidad de energía, destrucción del sitio, problemas logísticos y un incremento en el grado de insatisfacción pública; esto puede prohibir su uso en muchos sitios, especialmente en extensas áreas contaminadas y sitios pequeños dentro de áreas residenciales [3, 9]. Estas críticas proveen una oportunidad para las opciones basada en remediación con plantas, dado que algunas poseen ciertos atributos que no están disponibles con las alternativas convencionales [8 ]. Tabla 2. C osto de remediación de suelos [2] Tratamiento Costo (US$/ton) Factores de costo adicional V itrificación 75-425 M onitoreo por largo tiempo Remoción y disposición fuera 100-500 Transporte, excavación, monitoreo Tratamiento químico 100-500 Reciclaje de contaminantes Electrocinética 20-200 Monitoreo Fitoextracción 5-40 Monitoreo
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Dado los altos costos de las tecnologías de remediación convencionales, la fitorremediación es una alternativa costo-efectiva emergente. Varios análisis han demostrado que los costos de la fitoextracción de metales es solo una fracción de los costos asociados con las tecnologías convencionales [3, 18].
3.2 FITORREMEDIACIÓN DE METALES
La contaminación con metales tóxicos en aguas y suelos es un problema ambiental, y la mayoría de las remediaciones convencionales no suministran una solución aceptable. El uso de plantas especialmente seleccionadas para limpiar el ambiente es una tecnología emergente llamada fi t o rre me d i a c i ó n, e s t a e s una t e c no l o g í a i nno v a d o ra y c o s t o - e fe ctiva para remediar y restaurar sitios contaminados, en ciertas situaciones, es superior económica, técnica y ambientalmente respecto a las a las técnicas de remediación tradicionales (física, química y térmica). Muchas de las técnicas de fitorremediación involucran la aplicación de la información que ha sido conocida por años en la agricultura, silvicultura y horticultura. Tres subgrupos de esta tecnología son aplicables a la remediación de metales tóxicos: (1) Fitoextracción, uso de plantas acumuladoras de metales para remover metales tóxicos del suelo; (2) Rizofiltración, uso de las raíces de las plantas para remover metales tóxic os de aguas c ontaminadas ; y (3) Fitoestabilización, uso de plantas para eliminar la disponibilidad de metales tóxicos del suelo hasta el ambiente. También existe mecanismos biológicos de toma del metal, translocación y resistencia como estrategias para mejorar la fitorremediación [3, 7, 10].
3.2.1 Fit oext racción de met ales
La fitoextracción utiliza las raíces de las plantas para absorber, translocar y concentrar metales tóxicos del suelo en los tejidos de las plantas, por lo tanto el cultivo de la planta resulta en la remoción del contaminante del sitio. Esta técnica produce una masa de planta (con contaminantes, típicamente metales) que debe ser transportada para disposición o reciclada para recuperar los metales, que pueden tener una importancia económica, mediante algún tratamiento. Esta es una tecnología de concentración que deja una masa muy pequeña para ser dispuesta al compararse con la excavación y disposición en relleno [4, 5, 7].
En la fitoextracción las plantas acumuladoras de metales son usadas para transportar y concentrar metales del suelo en el interior de las partes cosechables (raíces, hojas y tallos) [10].
Existen tres factores principales que influencian y determinan la capacidad de la fitoextracción para remediar efectivamente un sitio contaminado con metales: selección de un sitio
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conveniente para la fitoextracción, solubilidad del metal y disponibilidad para la toma, y la capacidad de la planta para acumular metales en los tejidos de la misma [4].
La selección de un sitio conveniente, implica conocer la reglamentación referente a la concentración del metal contaminante en el mismo, de acuerdo al uso del sitio seleccionado (residencial o no); puesto que la fitoextracción usa plantas para extraer una masa discreta de metal del suelo para reducir la concentración; la diferencia entre la concentración inicial del metal y la concentración que se espera luego del proceso de limpieza (de acuerdo a la reglamentac ión para el s itio es pec ific o) es el primer fac tor que determina la factibilidad de la fitoextracción [4]. Esto quiere decir que pueden existir sitios donde se exija una concentración del metal muy baja luego del proceso y haga imposible la extracción del metal con plantas, dada la capacidad de acumulación del mismo en los tejidos de la planta.
La solubilidad del metal depende de las características del suelo y esta influenciado por el pH del suelo y el grado de complejación con ligandos solubles. De las diferentes formas como se encuentran los metales en el suelo (ver sección 3.1.1), los metales considerados disponibles para las plantas son aquellos que existen como componentes solubles en la solución del suelo o son fácilmente desorbidos o solubilizados por los exudados de las raíces u otros componentes de la solución del suelo. Normalmente esto es una pequeña porción del contenido total de metal en el suelo [4].
Dado que una fitoextracción es efectiva en relación con la cantidad de metal soluble, muchas vec es s e alteran las c ondic iones del s uelo para inc rementar la s olubilidad y disponibilidad del metal. En el suelo la disponibilidad del metal para la planta en las raíces aumenta si el pH disminuye por debajo de 5.5, sin embargo el grado de ajuste del pH esta limitado por la tolerancia de la planta a las condiciones ácidas y los costos asociados. También se adicionan sustancias químicas (quelatos) para solubilizar los metales en el ambiente del suelo. Por lo anterior s e hac e nec es ario que en los es tudios de tratabilidad en los que se estudia la posibilidad de realizar fitoextracción se evalúe la solubilidad del metal [4].
La otra limitante en el proc es o de fitoextrac c ión es la c apacidad que tiene la planta de acumular metales. P ara esto se debe tener un entendimiento de los mecanismos de toma del metal por la raíz, translocación del metal desde las raíces hasta los tallos y hojas, y acumulación por parte de la planta que implica tolerancia al metal tóxico [4].
En general los metales tóxicos puede ser elementos esenciales (Zn, Ni, Mn y Cu) o no esenciales (Pb, Cd, U, y Cs) para la planta; todos estos entran a la planta vía absorción por la raíz de los cationes de la solución del suelo, dado que existe un gradiente de potencial
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elec troquímic o a través de la membrana plas mátic a de las células de las raíces, conduciendo los metales hacia el interior de las células de la raíz [4].
C onsiderando que el parámetro más importante para la fitoextracción es la concentración del metal en los tallos y hojas, para una fitoextracción exitosa el metal absorbido por las raíces debe ser translocado a los tallos y hojas de la forma más rápida posible. Sin embargo el proceso de translocación involucra varios procesos fisiológicos que incluyen los mecanismos de transporte del metal en las células y vasos del xilema hasta llegar a los tallos y hojas [4].
Se ha demostrado que la mayoría de los metales pesados se acumulan rápidamente en las raíces si los metales están biodisponibles1 en el medio de crecimiento de la planta, sin embargo sólo una pequeña porción del metal absorbido es translocado a tallos y hojas [4].
La fitoextracción emplea plantas (especies salvajes y cultivadas) que secuestran grandes cantidades de elementos tóxicos en la porción aérea de la planta. Las hiperacumuladoras2 son capaces de tomar metales específicos en distintos porcentaje del peso de su material seco. Una especie hiperacumuladora concentrará más de 10 ppm de Hg, 100 ppm de Cd, 1,000 ppm de Co, Cr, Cu y Pb, 10,000 ppm de Ni y Zn. Las partes de las plantas cultivadas pueden ser dispuestas como pequeñas cantidades de cenizas de manera relativamente económica. Si los elementos tóxicos tienen valor comercial, pueden ser recuperados a través de procedimientos de extrac c ión. [3 , 4 , 1 8 ].
La fitoextracción es usada principalmente en el tratamiento de suelos, sedimentos y lodos. Esta puede ser usada en menor grado para el tratamiento de agua contaminada [7].
3.2.2 Fitoestabilización de metales
La fitoestabilización también llamada fitorestauración, emplea las plantas para cubrir la superficie del suelo y así prevenir la erosión, reducir la precolación del agua y servir como un obstáculo para prevenir el contacto directo con el suelo. La fitoestabilización no remueve el contaminante del suelo, pero puede ayudar a minimizar varios riesgos y eliminar vías de exposición para los organismos por parte de los contaminantes del suelo, reduciendo así la peligrosidad a la salud humana y el ambiente. Esta tecnología se pude adaptar a un amplio rango de sitios, incluyendo grandes sitios abandonados y ubicados en áreas urbanas [9, 10].
1Biodisponible: Disponibilidad del contaminante para con la planta, de tal forma que se encuentra listo para ser absorbido por las raíces [3,4]. 2 Especie de planta capaz de acumular metales a niveles cien veces mayores que las plantas comunes [3].
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O tra meta de la fitoestabilización es reducir la disponibilidad para la planta de los contaminantes metálicos, cuando existe toxicidad para la planta o existe el riesgo de contaminación de la cadena alimenticia. C ualquiera que sea la vía de exposición u organismo objetivo, la cantidad de riesgo planteada por la contaminación está relacionada a la velocidad y duración de la exposición del organismo de interés, y a la forma del contaminante en el suelo [7, 9].
La forma de los contaminantes en el suelo puede ser alterado con correctores químicos que promueven la formación de especies metálicas inactivas biológicamente. Las alteraciones químic a s de l c onta mina nte e n e l s ue lo de be n s e r lo má s prolongadas posible si no permanentes. A dicionalmente los correctores químicos deben ser económicos, fácil de manejar y aplicar, seguro para los trabajadores que los manipulan, compatible con las plantas, no tóxico para las plantas seleccionadas para la revegetación, debe estar disponible o debe ser fácil de producir y no causar impactos ambientales negativos adicionales en el sitio. Algunos correctores químicos pueden tener beneficios secundarios tales como suministrar nutrientes a las plantas o incrementar la capacidad de humedad del suelo (fertilizadores de fosfato, materiales orgánicos). Entre los materiales más comunes se encuentran biosólidos de plantas de tratamiento de aguas residuales y subproductos de procesos industriales [9].
La fitoestabilización tiene una amplia base de conocimiento y experiencia en los principios de la química del suelo y las prácticas de la conservación y la agricultura. Los correctores químicos usados en la fitoestabilización pueden ser similares a los usados en la agricultura (cal, fertilizadores de fósforo, materiales orgánicos), la velocidad de aplicación para inactivar los contaminantes metálicos generalmente es mayor a la velocidad usada en la agricultura para ajustar la fertilidad del suelo [9].
Los mecanismos por los cuales los diferentes correctores químicos alteran la forma del contaminante metálico en el suelo puede variar de acuerdo al corrector empleado y al contaminante. Los mecanismos sugeridos incluyen precipitación, humidificación, absorción y transformaciones redox (ver tabla3). Los correctores de fosfato pueden mejorar la formación de formas insolubles del contaminante metálico, especialmente plomo; sin embargo el exceso de fosfatos en el suelo cercano a aguas superficiales puede causar la entrada de nutrientes a la misma causando eutroficación. O tros estudios han investigado la capacidad de absorber metales por parte de zeolitas sintéticas, aunque los resultados han sido positivos se considera el uso de estas costoso para la fitoestabilización [9].
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Tabla 3. Correctores para el suelo en la fitoestabilización [9] POSIBLE MODO SUGERIDO DE TIPO DE CORRECTOR CONTAMNANTE INACTIVACIÓN OBJETIVO H3PO 4, apatita, Formación de minerales de fosfato Materiales ortofosfato de calcio, Pb del metal insoluble, tales como de fos fato Na2HPO4, KH2PO4, otros piromorfitas de plomo fertilizadores de fosfato. Subproductos que Absorción de contaminantes sobre Hidruros de contienen hidruros de A S, C d, C u, N i, la superficie del oxido, hierro hierro, aislados de hidruros Pb, Zn coprecipitación o formación de de hierro compuestos contaminante-Fe Absorción de contaminantes sobre Materiales A bonos, compost, lodos y el sitio intercambiable o A s , C d, C u, P b Orgánicos otros biosólidos incorporación dentro de la materia orgánica Zeolita sintéticas, Absorción de contaminantes sobre Minerales aluminosilicatos naturales A s , C d, C u, Mn, la superficie mineral o de arcilla o subproductos de la N i, P b, Zn incorporación dentro de la inorgánica incineración estructura mineral
El rol de las plantas en la fitoestabilización es la estabilización del suelo con un sistema de raíces densas para prevenir la erosión y proteger la superficie del suelo del contacto humano y el impacto de la lluvia. Las raíces de la planta también ayudan a minimizar la precolación del agua a través del suelo, reduciendo la lixiviación del contaminante. Las raíces de la planta también suministran superficie para la absorción o adsorción sobre las raíces y/o precipitación del contaminante metálico dentro de la zona de las raíces;. El rol de las plantas en la fitoestabilización no se extiende a la alteración química del contaminante, sin embargo en la fitoestabilización el pH del suelo puede cambiar debido a los exudados de la raíz o por la producción de C O 2; y por tanto la fitoestabilización puede cambiar la solubilidad y movilidad del metal (alteración física del contaminante) [7, 9, 10]. Algunos autores incluyen en la fitoestabilización la acumulación por parte de las raíces, inmovilizando el contaminante hacia el resto de los tejidos de la planta [7, 9].
La fitoestabilización es usada en el tratamiento de suelos, sedimentos y lodos [7].
3.2.3 Ot ros t ipos de f it orremediación
La tecnología de remediación con plantas tiene un amplio rango de posibilidades para ser aplicado dependiendo de la matriz (suelo o agua) y el tipo de contaminante (orgánico o inorgánico). A continuación se realiza una breve descripción de las tecnologías con plantas que no son aplicables para este proyecto, ya sea porque se usan en la remediación de aguas o para suelos contaminados con sustancias orgánicas.
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La rizof ilt ración es el uso de plantas con raíces que tienen la capacidad de absorber, y algunas veces, precipitar contaminantes de aguas contaminadas. Las plantas más efectivas, tales como pastos, son aquellas con raíces que se regeneran rápidamente y tienen gran área de superficie. La rizofiltración funciona mejor donde los contaminantes están presentes en baja concentración y en grandes volúmenes de efluentes. Algunas plantas son capaces de concentrar metales tóxicos, sobre una base en peso seco, a valores entre 131 y 563 veces la concentración en la fuente contaminante [8, 10].
A gua subterránea, superficial y residual puede ser tratada usando rizofiltración. La rizofiltración es generalmente aplicable a condiciones de baja concentración y alto contenido de agua. Esta tecnología no funciona bien con suelo, sedimentos o lodos porque el contaminante necesita estar en solución para ser sorbido al sistema de la planta [7].
La volatilización o transpiración por medio de las plantas hacia la atmósfera es otro mecanismo posible para remover un contaminante. Fitovolatilización es la toma y transpiración de un contaminante por una planta, con la liberación del contaminante o una forma modificada del contaminante a la atmósfera desde la planta. Esta tecnología ha sido aplicada principalmente a agua subterránea, pero también puede ser aplicada a suelo, sedimento y lodo. Se ha empleado para tratar contaminantes orgánicos (TCE, TCA, TCC) e inorgánicos (Se, Hg, junto con As, pueden formar especies metiladas volatiles). Factores climáticos tales como temperatura, precipitación, humedad, insolación y velocidad del viento pueden afectar la tasa de transpiración, y por tanto la eficiencia de la tecnología [7].
En la Rizodegradación se logra el rompimiento de un contaminante orgánico en el suelo por medio de la actividad microbiana que se mejora por la presencia de la zona de raíces. Los exudados de las raíces son compuestos producidos por las plantas y liberadas por las raíces de las plantas, estos incluyen azúcares, aminoácidos, ácidos orgánicos, ácidos grasos, factores de crecimiento, nucleotidos, enzimas y otros compuestos. La población microbiana y la actividad en la rizósfera se puede incrementar debido a la presencia de éstos exudados y puede resultar en aumento de la biodegradación de contaminantes orgánicos en el suelo. Adicionalmente, la rizósfera incrementa el área superficial donde la degradación microbiana activa puede ser es timulada [7 , 1 8 ].
La Fit odegradación también conocida como fitotransformación es la ruptura de contaminantes tomados por la planta por medio de procesos metabólicos dentro de la planta o en el exterior de la planta por medio de compuestos (como enzimas) producidos por ella. Adicionalmente puede ocurrir degradación fuera de la planta, debido a la liberación de compuestos que causan
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transformación. Alguna degradación causada por microorganismos asociada o afectada por la raíz de la planta es considerada rizodegradación [7].
P ara que la fitodegradación ocurra dentro de la planta, los compuestos deben ser tomados por la planta. El metabolismo dentro de la planta ha sido identificado para un grupo diverso de compuestos orgánicos, incluyendo herbicidas, atrazina-atrazine, TCE, TNT, DDT, HCB (hexaclorobenceno), PC P, DEHP (dietilhexilftalato) y PC Bs en cultivos de células de plantas. La fitodegradación es usada en el tratamiento de suelos, sedimentos, lodos, agua subterránea y agua superficial [7, 18].
3.2.4 Ventajas de la Fitorremediación
Las plantas poseen ciertos atributos que no están disponibles con las alternativas convencionales, estos son [7, 8, 14].
- Potencial para transferir humedad de la superficie del suelo contaminado y el agua subterránea a la atmósfera - P roducción de enzimas degradadoras - C apacidad para sobrevivir bajo condiciones ecológicas fluctuantes - Manejar las capacidades del sol - Potencial para penetrar a profundidades significantes y crear grandes zonas de raíces - Habilidad para acumular ciertos contaminantes - Habilidad para producir y metabolizar muchas toxinas naturales - C apacidad para remover, degradar, metabolizar, o inmovilizar un amplio rango de contaminantes - Habilidad para retornar al sitio contaminado algún nivel de estabilidad y salud al ecosistema
A lgunos fac tores que favorec en el us o de la fitorremediac ión y las técnicas de restauración se listan a continuación [7, 8, 12].
- Inefectividad y eficiencias variables de los tratamientos físicos, químicos y térmicos tradicionales - Demostración de que existen plantas capaces de secuestrar, acumular e hiperacumular hasta 19 especies de metales diferentes - La gran cantidad de residuos metálicos generados anualmente por la industria - La salud humana y ambiental interesa asociado con el número sitios existentes
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- Potencial significativo para reducir los costos asociados con las técnicas de remediación basada en plantas, además de reducir los costos asociados con el dragado del suelo
Las ventajas de la fitorremediación incluyen aplicación in situ, pasiva, que es una tecnología verde conducida por el sol, fácil de aplicar, económica (ver tabla 2), aplicable a un gran rango de metales, radionucleidos y sustancias orgánicas. Es una tecnología que puede ser usada en sitios no fácilmente remediados por otros métodos, como es el caso de grandes sitios con baja concentración de contaminante que esta ampliamente disperso a poca profundidad [1, 7, 14].
La fitorremediación ofrece la ventaja de eliminar residuos secundarios al aire o al agua que pueden potencialmente ser conducidos a los humanos o ser una exposición ecológica. Específicamente, las sustancias tóxicas presentes en la materia particulada del suelo pueden llegar a s us penders e en el aire o agua, las plantas proveen una gran cobertura que estabiliza el suelo contaminado y ayuda a reducir la diseminación potencial, es así como el uso de vegetación sobre los sitios contaminados ayuda a reducir la inhalación directa de aire y la ingestión de comida contaminada, como resultado de la deposición de la materia suspendida sobre plantas alimenticias [17, 18].
O tra v e nta ja de la fitorre me dia c ión e s que la s pla nta s usadas pueden producir residuos de planta ricos en metales reciclables, en el caso de ser incineradas las plantas, las cenizas contendrán en la mayoría de los casos estos residuos reciclables que pueden ser extraídos [8, 12].
En el caso de la fitoestabilización se considera una ventaja que no se requiere la disposición de materiales peligrosos ni de biomasa3 [7 ].
Se considera como una ventaja adicional de la fitorremediación hacer de los sitios contaminados más atractivos estéticamente [7, 8].
3.2.5 Desventajas de la f itorremediación
A unque la fitorremediación ofrece muchas ventajas sobre las técnicas de remediación convencional, una de las limitaciones de la tecnología se da por que las plantas hiperac umuladoras ac umulan s ólo un elemento es pec ific o, limitándose la aplicabilidad a sitios con varios o una mezcla de contaminantes [8].
El uso de plantas salvaje para la fitorremediación puede aumentar el problema particular de riesgo de imposición aunque a veces se dice que puede ayudar a restaurar la diversidad de
3 Biomasa: se refiere a la cantidad de tejido vegetal, ya sea raíces, tallos o hojas.
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especies salvaje [7, 8]. Teniendo en cuenta que algunas formas de la fitorremediación involucran la acumulación de metales, existe la posibilidad de que los contaminantes entren en la cadena alimenticia por tanto se debe controlar el acceso al sitio donde se encuentran las plantas [7 , 1 4 ].
La mayoría de las especies hiperacumuladoras conocidas fueron descubiertas sobre suelos ricos en metales, actualmente la mayoría de plantas hiperacumuladoras son endémicas de cada suelo, por tanto muchas plantas hiperacumuladoras son relativamente extrañas, con pequeñas poblaciones que muchas veces se encuentran en áreas remotas o tienen una distribución muy restringida y deben crecer bajo otras condiciones climáticas [7, 8]. Además muchos de las hiperacumuladoras tienen una velocidad de crecimiento lento, producen pequeñas cantidades de biomasa y tienen un sistema de raíces poco profundo [4, 7, 10]. Este y otros problemas se puede solucionar con ingeniería genética al introducir genes de crecimiento rápido, o genes que regulen el crecimiento de la raíz o que incrementen la producción de enzimas seleccionadas de la planta [7 , 8 ].
M uc has vec es la fitorremediac ión es más lenta que las técnicas tradicionales físicas, químicas o térmicas, requiriendo distintos tiempos de crecimiento para limpiar el sitio, razón por la cual no es una tecnología apropiada cuando el contaminante objetivo presenta un peligro inminente a la salud humana o a el ambiente [7, 8, 14].
Existen dificultades asociadas a la caracterización de los suelos y los efectos de las condiciones heterogéneas del sitio tales como la textura del suelo, el nivel del contaminante, el pH, la salinidad, adicionalmente los niveles de toxicidad deben estar entre los límites de tolerancia de la planta, puesto que altas concentraciones del contaminante pueden inhibir el crecimiento de la planta, limitando la aplicación de la tecnología [7, 8, 14].
La remediación con plantas requiere que el contaminante este contacto con la zona de la raíz, por lo tanto las plantas deberían ser capaces de extender las raíces hacia el contaminante o el medio contaminado debería moverse dentro del rango de la planta. Por tanto se considera una limitante de la tecnología el contacto entre el contaminante y la raíz. La profundidad efectiva de la raíz varia con la especie y depende del suelo y las condiciones climáticas [7]. Los contaminantes altamente solubles pueden lixiviar fuera de la zona de la raíz haciendo la toma para la planta menos efectiva. La interacción biológica de las especies puede tener un efecto estimulante o limitante en la limpieza, ya que la planta usada pueden ser susceptible a herbívoros y plagas [7, 8].
En el caso de la fitoextracción estudios revelan que el coeficiente de fitoextracción medido en campo es menor que el determinado en el laboratorio [7].
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En el caso de la fitoestabilización se considera una desventaja que el contaminante permanece en el lugar. La zona de la raíz, los exudados de la raíz, contaminantes y correctores químicos deben ser monitoreados para prevenir un incremento en la solubilidad del metal y que este lixivie [7, 14].
La fitorremediación puede requerir costos considerables de entrada para el pretratamiento del contaminante o del sitio en el cual esta éste depositado. Se consideran entre estos, agentes quelantes artificiales, irrigación, correctores químicos e insecticidas, todos estos requeridos para remediar efectivamente el sitio; por tanto se hace necesario validar la tecnología bajo las condiciones reales de campo y compararla en relación a los costos con las otras tecnologías disponibles, de tal forma que se pueda determinar la viabilidad real de la misma [7, 8].
A pesar de todas las ventajas que poseen las plantas, la fitorremediación no ha llegado a ser una tecnología comercial. El progreso lo limita el poco conocimiento de los mecanismos de remediación de las plantas, el poco entendimiento del mecanismo en las prácticas agronómicas (irrigación, fertilización, tiempo de cosecha y sembrado, aplicación de correctores químicos), además de la naturaleza biológica del proceso, que implica interacciones complejas entre el suelo, contaminante, microorganismos y plantas, influenciado por las condiciones climáticas, propiedades del suelo y la hidrogeología del sitio entre otros [3]. A continuación se presenta una tabla con la mayoría de los factores que limitan el éxito y la aplicabilidad de la fitoextracción.
Tabla 4. Principales factores limitantes en el éxito y aplicabilidad de la fitoextracción [3] Limitaciones biológicas Limitaciones de la tecnología O tras limitaciones basada en la planta ÆBaja tolerancia de la planta ÆDeficiencia en los datos de ÆContaminación debajo de la ÆEscasez de translocación4 desempeño y costos zona de la raíz del contaminante desde la asociados ÆProceso prolongado ráiz hasta las hojas y tallos ÆFalta de familiaridad con la ÆContaminante con forma ÆTamaño pequeño de las tecnología biológicamente no plantas remediadoras ÆDisposición de las plantas aprovechable contaminadas
3.2.6 Éxito de la f itorremediación
El éxito de la fitorremediación depende de la selección de la especie de planta, tal que produzca gran biomasa, acumule y desplace metales del extenso sistema de raíces a la biomasa sobre el suelo y tolere concentraciones tóxicas de los metales. Otro requisito para el éxito de la
4 Translocacion: Movimiento de solutos a través de la planta. Movimiento desde la raíz hasta tallos y hojas de la savia [3].
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fitorremediación es la disponibilidad de metales en una forma no residual5 para lograr la absorción por las raíces y posterior desplazamiento a las hojas y tallos [12].
Muchos factores influenciarán el éxito de la fitorremediación en un sitio dado, incluyendo concentración del contaminante, disponibilidad de nutrientes temperatura máxima y mínima diaria, precitación o posibilidad de irrigación, pendiente del sitio, consideraciones estéticas, nivel de iluminación diario, humedad relativa, patrón del viento y/o la presencia de contaminantes supresores del crecimiento. El nivel y velocidad deseada de descontaminación también deben considerarse [7].
La fitoextracción esta limitada a la zona inmediata de influencia de las raíces, por tanto la profundidad de las raíz determina la profundidad de fitoextracción efectiva [7].
3.3 INTERACCIÓN METAL-PLANTA EN LA RIZÓSFERA
3.3.1 Biodisponibilidad del metal para la toma hacia el interior de las raíces
El principal factor que limita la toma de metales hacia el interior de las raíces es el transporte lento desde las partículas del suelo hacia la superficie de la raíz, sumado a esto que para las plantas solo se encuentra disponible los iones de metales libres y complejos del metal soluble en la solución del suelo y una parte de los iones fijados por adsorción sobre los constituyentes inorgánicos del suelo [3, 10]. En el suelo, la solubilidad del metal es restringido debido a la adsorción de este a las partículas del suelo. A lgunas de las uniones al suelo no son selectivas, es decir la unión a las partículas de suelo es indiferente del metal. Otras uniones son más selectivas a c iertos s itios del s uelo y hac iendo nec es ario inc rementar la s olubilidad del metal en el suelo para mejorar la fitoextracción [3].
Existen dos mecanismos para el transporte desde el suelo a la raíz de la planta: convección o flujo de masa y difusión. Debido a la convección los iones del metal soluble se mueven desde los sólidos del suelo a la superficie de la raíz. En el proceso de difusión se considera el gradiente hidráulico generado por la planta en el proceso de absorción de agua por las raíces hasta las hojas, el gradiente hidráulico hace que algunos iones se absorban por la raíces de forma más rápida que por el proceso de convección, se crea una crea una zona de baja concentración del ión adyacente a la raíz, generando un gradiente de concentración desde la solución del suelo y las partículas del suelo hacia la solución en contacto con la superficie de las raíces [3].
5 Fracción residual: se refiere a la fracción considerada no disponible para remover por fitoextracción [4].
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3.3.2 Ef ecto de los microorganismos del suelo en la toma de metales
El crecimiento de las raíces afecta las propiedades rizosféricas del suelo y estimula el crecimiento de consorcios microbianos, ya que las raíces de las plantas realizan la excreción de una variedad de compuestos que sirven como nutrientes y fuente de energía para los microorganismos del suelo [7, 20]. Los microorgainsmos de la rizósfera pueden interactuar simbióticamente con las raíces para mejorar el potencial para la toma de metales. Además algunos microorganismos pueden excretar compuestos orgánicos que incrementan la biodisponibilidad y facilitan la absorción por las raíces de metales esenciales como hierro y manganeso y de no esenciales como cadmio [3, 6, 10].
Los microorganismos del suelo pueden influenciar la solubilidad del metal, al alterar sus propiedades químicas. Por ejemplo Pseudomonas maltophilta reduc e la movilidad y toxicidad de Cr+6 al convertirlo en Cr+3, minimiza la movilidad ambiental de otros iones tóxicos como Hg+2, Pb+2 y Cd+2 [3 ].
3.3.3 Ef ecto de los exudados de la raíz en la toma de metales
Los exudados de la raíz tienen un rol importante en la adquisición de diferentes metales esenciales. Muchas especies pueden exudar de la raíces sustancias sideroforas6, que mejoran la biodisponibilidad del hierro y el zinc unido al suelo [3].
Los exudados de la raíz han sido implicados in la tolerancia de la planta, se ha demostrado que algunas especies de plantas que toleran A l en la rizósfera, exudan ácido cítrico y málico, estos ácidos orgánicos quelan A l+3 r i z o s fé r i c o , e l c u a l e s a l tamente fitotóxic o y al formar el c omplejo s e disminuye tal toxicidad [3].
3.4 ADAPTACIÓN DE LAS PLANTAS A EL SUELO CONTAMINADO CON METALES
Los botánicos han reconocido que algunas especies de plantas son endémicas a los suelos con alta contaminación desustancias inorgánicas y de metales [21].
3.4.1 Necesidades f isiológicas de element os inorgánicos
C omo parte de su crecimiento y requerimientos reproductivos, las plantas deben adquirir macronutrientes del suelo como nitrógeno, fósforo, potasio, azufre, calcio y magnesio, y
6 Ácidos orgánicos como ácido cítrico, málico, mugineico y avenico [3].
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micronutrientes como hierro, cloro, manganeso, zinc, níquel, cobre y molibdeno. Para cumplir esto, las plantas desarrollan mecanismos altamente específicos para la toma y movimiento de los s olutos a través de la planta, además de los mec anismos de almacenamiento y utilización de estos nutrientes inorgánicos. Por ejemplo, el movimiento de metales a través de membranas biológicas es mediado por proteínas con funciones de transporte. En general, los mecanismos de toma son selectivos, las plantas adquieren preferencialmente algunos iones sobre otros, tal selectividad depende de la estructura y propiedades del transportador de la membrana. En general plantas no acumuladoras, almacenan micronutrientes sin exceder su necesidades metabólicas (<10ppm), mientras que las plantas hiperacumuladoras pueden almacenar excepcionalmente altas cantidades de metales (miles de ppm) [3, 4].
Todas las plantas tienen la capacidad de acumular metales pesados que son esenciales para su c rec imiento y des arrollo. E s tos metales inc luyen Fe, M n, Zn, C u, M g, M o y posiblemente Ni. C iertas plantas también tienen la capacidad de acumular metales pesados que no tienen función biológic a c onoc ida, entre es tos s e inc luyen C d, C r, P b, C o, A g, Se y H g. Sin embargo una acumulación excesiva de estos metales pesados puede ser tóxica para la mayoría de las plantas [10].
3.4.2 Mecanismos de las plantas para tolerar y acumular metales
Las explicaciones acerca de cómo las plantas acumulan y toleran metales no esenciales varían e incluyen toma inadvertida (durante la absorción de agua) de metales hacia el interior de las raíces, la transferencia hacia el interior de las hojas y tallos de la planta. Una vez dentro de la planta, el contaminante puede en seguida ser inmovilizado en los tejidos, o en algunos casos, volatilizado de las hojas. Adicionalmente, ciertas actividades metabólicas de las enzimas dentro de las raíces, tallos y hojas pueden detoxificar el contaminante cambiándole el estado físico o la composición química. Existen distintas razones por las que ciertas plantas acumulan y toleran esas sustancias no esenciales incluyendo resistencia a sequía, estrategia de competencia y defensa a patógenos/herbívoros. Las plantas pueden acumular metales muchas veces a niveles que son tóxicos a la mayoría de organismos vivientes [22, 23].
Las plantas han sido comparadas con bombas conducidas solarmente que pueden extraer y concentrar ciertos elementos de su ambiente [10, 18]. El sistema de raíces de la planta representa una enorme área superficial que facilita la absorción y acumulación de agua y nutrientes esenciales para el crecimiento. Las plantas tienen capacidades metabólicas y adsorbentes además posee sistemas de transporte que pueden tomar selectivamente muchos iones de los suelos [8]. Estas habilidades pueden ser usadas para remediar sitios contaminados con metales a través de una variedad de mecanismos, sin embargo diferentes investigaciones
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afirman que los mecanismos por los cuales los iones metálicos entran dentro de las células de las raíces permanecen sin claridad [8].
La acumulación de metales pesados dentro de la planta puede dividirse en tres áreas principales. La biología de la toma, translocación y resistencia a los metales pesados [10].
Toma por la raíz: Incluso en la presencia del metal movilizado en el suelo por correctores químicos, una gran proporción del metal permanece absorbido a los constituyentes del suelo. P ara las plantas que ac umulan metales “unidos al s uelo” primero deben movilizar los metales a la solución del suelo. Esta movilización se puede lograr por diferentes maneras (ver figura 1). Primero, moléculas quelantes (fitosideroforas7) pueden ser secretadas en la rizósfera para quelar y solubilizar los metales “unidos al suelo”. En segundo lugar, las raíces pueden reducir los iones metálicos “unidos al suelo” mediante reductasas plasmáticas. En tercer lugar, las raíces de las plantas pueden solubilizar metales pesados por acidificación del ambiente del suelo con protones extruídos de las raíces. Un bajo pH libera los iones metálicos “unidos al suelo” hacia la solución del suelo. Los iones metálicos solubilizados puede entrar a la raíz por la vía extracelular (apoplastica) o por la vía intracelular (simplastica) [10].
Transporte dentro de la planta: L a toma de metales hac ia el interior de las células de la raíz, es el punto de entrada al tejido viviente, es un paso de gran importancia en el proceso de fitoextracción. Sin embargo para que la fitoextracción ocurra los metales deben se transportados de la raíz a los tallos y hojas. El movimiento de savia que contiene el metal desde la raíz hasta tallos y hojas, denominado translocación, es controlado principalmente por dos procesos: presión de raíz y transpiración de la hoja. Luego de la translocación a las hojas, los metales pueden ser reabsorbidos de la savia hacia el interior de las células de la hoja [3].
Un número de procesos fisiológicos están involucrados en el transporte del metal, incluyendo la descarga del metal hacia el interior de las células del xilema de la raíz, transporte dentro del xilema a los tallos y hojas, y reabsorción de la corriente del xilema por las células de la hoja. El transporte del metal a los tallos y hojas probablemente toma lugar en el xilema. Sin embargo, los metales pueden redistribuirse en los tallos y hojas por el floema. El modelo general para la des c arga del metal hac ia el interior de los vas os del xilema involucra la absorción del metal de la solución del suelo hacia el interior de la raíz, entonces los metales absorbidos son descargados de la parenquima del xilema hacia el interior de los vasos del xilema maduros, ellos son transportados a el tallo y hojas por la corriente de transpiración donde complejos quelato-metal posiblemente facilitan el movimiento del metal. Análisis de la savia del xilema de ciertos acumuladores de metales han demostrado la intervención de ácidos orgánicos en el transporte
7 Ácido mugineico y ácido avenico sirven como fitosideroforas. Estas fitosideroforas son liberadas en respuesta a deficiencias de Fe y Zn y pueden movilizar Cu, Zn y Mn del suelo.
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del metal. Trabajos recientes también sugieren que fitoquelantes pueden estar involucrados en las uniones del metal a la savia del xilema. Además, los metales pueden ser transportados en el floema por ácidos orgánicos o fitoquelantes entre otros. Para la mayoría de los metales tóxicos la velocidad de translocación del metal de las raíces a tallos y hojas es más baja comparada con la velocidad de toma de este metal [4, 10].
Debido a su carga, los iones metálicos no se pueden mover libremente a través de la membrana celular, las cuales son estructuras lipofílicas. Por tanto el transporte de iones hacia el interior de la célula debe ser mediado por proteínas de membrana con funciones de transporte, generalmente conocidas como transportadores. Los transportadores de transmembrana poseen sitios activos extracelulares a las cuales los iones se adhieren exactamente antes del transporte, y esta estructura de transmembrana conecta el medio extracelular y el intracelular. El sitio activo es afín solo a iones específicos y es responsable de la especificidad del transportador. La estructura de transmembrana facilita la transferencia de iones unidos al espacio extracelular a través del ambiente hidrofóbico de la membrana hacia el interior de la célula. Estos transportes son caracterizados por ciertos parámetros cinéticos, tales como la capacidad de transporte
(V max) y la afinidad por el ión (Km). V max mide la velocidad máxima de transporte del ión a través de la membrana celular. Km mide la afinidad del transportador para un ión específico y representa la concentración del ión en la solución externa a la cual la velocidad de transporte iguala V max/2. Un bajo valor de Km (alta afinidad), indica que altos niveles de iones son transportados hacia el interior de la célula aún a bajas concentraciones del ión en el exterior [3].
Se debe tener en cuenta que del total de iones asociados a las raíces, solo una parte es absorbida hacia el interior de las células. Una fracción de iones significativa es adsorbida físicamente en los sitios extracelulares cargados negativamente (COO-) de las paredes de las células de la raíz. La fracción unida a la pared de la célula no puede ser translocada a los tallos y hojas y por lo tanto no puede ser removida por cosecha de la biomasa (tallos y hojas) (fitoextracción). Es posible que una planta que presenta una acumulación significativa del metal dentro de la raíz, exprese un limite de capacidad para la fitoextracción. Por ejemplo, muchas plantas acumulan Pb en la raíz, pero la translocación a tallos y hojas es muy baja [3].
Los mecanismos de toman de iones son selectivos como ya se ha mencionado tal selectividad depende de la estructura y propiedades del transportador de membrana, estas características le permiten al transportador reconocer, unir y mediar el transporte transmembrana de iones específicos, por ejemplo un transportador que media el transporte de cationes divalentes no reconoce iones mono o trivalentes [3].
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Las uniones a la pared de la célula no son el único mecanismo de la planta responsable de la inmovilización el metal dentro de las raíces e inhibición de la translocación del ión a los tallos y raíces. Los metales también pueden ser complejados y secuestrados en estructuras celulares (ej: vacuola) y dejando de estar disponible para la translocación a tallos y hojas [3].
Resist encia a los met ales pesados: Las plantas desarrollan diferentes mecanismos efectivos para tolerar altas concentraciones de metales en el suelo. Algunas especies evitan la toma de metales tóxicos hacia el interior de las células de las raíces, estas plantas tiene un bajo potencial para la lograr la extracción del metal. Un segundo grupo de plantas limitan la toma celular de metales pesados. Un tercer grupo de plantas, las acumuladoras, no evitan el ingreso de metales a la raíz, estas especies desarrollan mecanismos específicos para la detoxificación de altos niveles metálicos acumulados en las células; una vez el metal pesado esta acumulado dentro de la célula estas necesitan ser detoxificadas. Esto puede ocurrir por diferentes métodos dependiendo del metal, mediante quelación o precipitación [3, 10].
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Figura 1. Representación del proceso de transporte de metales (toma y acumulación)
3.4.3 Factores que af ectan la biodisponibilidad
La fitodisponibilidad de metales para plantas es afectada por las características del suelo, factores ambientales y consideraciones de la planta [26]. Muchos de estos factores se pueden manipular a través del us o de c orrec tores químic os o biotecnología aplicada a las plantas [7, 8].
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Las características del suelo que afectan incluyen el pH, óxidos acuosos de hierro y manganeso, contenido de materia orgánica, contenido de arcilla, contenido de fosfato, potencial de reducción y capacidad de intercambio cationico [8]. La química de la interacción del metal con la matriz del s uelo es un as pec to importante en la fitorremediac ión. E n general la absorción a partículas del suelo reduce la actividad de los metales en el sistema. En suelos ácidos la desorción de metales del suelo es estimulada por la competencia con H+ [3 ].
E n términos de fac tores ambientales s e c ons ideran, condiciones climáticas, prácticas de manejo, irrigación y prácticas de fertilización del suelo, adicionalmente el tipo y concentración del metal [3, 8, 11].
Estas dos condiciones establecen la solubilidad del metal en la solución del suelo. Los metales que se encuentran como iones libre, complejos solubles y adsorbidos al constituyente inorgánico del suelo, están de una forma fácilmente disponible a la planta (biodisponible) [3].
Por último se considera la especie a cultivar, el tejido de la planta, la edad de la vegetación, las condiciones de crecimiento y la velocidad de crecimiento, tales características pueden tener un efecto considerable sobre la toma de metales [8, 11].
3.4.4 Características de las plantas que acumulan metales en la f itorremediación
Existen diferentes propiedades atribuidas a la candidata ideal de especie de planta para la fitorremediación de metales. Las plantas deberían tener una baja biomasa con alta capacidad metálica o una alta biomasa con un potencial mejorado de toma de metales. También deberían tener una capacidad suficiente para acumular el metal de interés dentro de la biomasa cosechable a un nivel mayor que 1% (para algunos metales, mayor que 1000mg/Kg). A dicionalmente, la planta debería tener una capacidad suficiente para tolerar las condiciones del sitio y acumular gran variedad de contaminantes metálicos. Finalmente, las especies deberían crecer rápido y tener un fenotipo apropiado para fácil cosecha, tratamiento y disposición [8, 24].
Las plantas que tienen gran biomasa por encima del suelo y que pueden ser cultivadas varias veces al año para remover elementos tóxicos son las mejores candidatas para la fitoextracción, más aún si la planta es capaz de acumular elementos tóxicos en el orden de 2-5% por peso seco dentro de los tejidos de la planta [3, 4].
Las plantas seleccionadas en la fitoestabilización a diferencia de la fitoextracción deben ser malos translocadores del contaminante metálico hacia los tejidos de la planta que podría ser consumida por animales o humanos. Las plantas también deberían ser tolerantes a los niveles
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del metal en el suelo y a las condiciones del sitio (pH, salinidad, estructura del suelo, contenido de agua). Las plantas deben crecer rápidamente para establecer una cubierta en el suelo, tener un sistema de raíces denso, tener una alta velocidad de transpiración y debe ser capaz de propagarse.
3.5 O PTIMIZACIÓN DE LA FITOEXTRACCIÓN DE METALES CON PRÁCTICAS AGRONÓMICAS
3.5.1 Selección de la planta
La meta del proceso de selección de la planta es escoger una especie de planta con características apropiadas para el crecimiento bajo las condiciones del sitio, hay diferentes puntos de partida para escoger una planta: [7] - Plantas que han sido efectivas en la fitorremediación. - Plantas nativas, de cosecha, de forraje y otros tipos de plantas que pueden crecer bajo las condiciones regionales.
Se debe considerar el potencial de la planta para extraer metales y el ecosistema presente en el sitio. En general se prefieren especies nativas a plantas exóticas, ya que estas últimas pueden ser invasivas y pueden poner en peligro la armonía del ecosistema. Las especies usadas para cosecha son preferidas en algunos casos, pero al ser comestibles presentan riesgos a los animales [3, 7].
La velocidad de remoción depende de la biomasa cosechada y la concentración del metal de la misma. En el momento de seleccionar la planta existen dos alternativas: especies hiperacumuladoras de metales y especies comunes no acumuladoras con las que se pueden implementar procedimientos para inducir la toma del metal (adición de quelatos sintéticos). En la fitoextracción una planta que extrae una baja concentración de metales , pero que tiene una biomasa mucho mayor que muchas hiperacumuladoras, es más deseable que la hiperacumuladora, dado que la masa total de metal removido será mayor [3, 7].
Las características físicas de la contaminación del suelo son importantes para seleccionar la planta. Para remediar un suelo contaminado superficialmente, son apropiadas especies con raíces poco profundas, pero cuando las contaminación es profunda deben preferirse plantas con raíc es profundas [3 ].
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3.5.2 Mejoramiento de la biodisponibilidad del metal con correctores químicos
Los correctores químicos consideran la aplicación al suelo de quelatos sintéticos, ácidos orgánicos e inorgánicos y bicarbonatos de sodio y potasio entre otros [4].
Los principales factores de la fitoextracción de metales de suelos contaminados son la baja biodisponibilidad del metal en el suelo y la pobre translocación desde las raíces hacia tallos y hojas . L a aplic ac ión de quelatos s intétic os puede eliminar parcialmente estos pasos limitantes en la fitoextracción del metal [4, 10].
Para algunos metales tóxicos como el plomo, el principal factor limitante de la fitoextracción es la solubilidad y biodisponibilidad para la toma hacia el interior de las raíces. El uso de químicos específicos, quelatos sintéticos (o agentes que forman complejos), ha demostrado estimular el potenc ial para la ac umulac ión de P b en las plantas . E s tos compuestos evitan la precipitación del Pb y mantienen el metal como un complejo quelato-Pb soluble o en disolución de las fases insolubles (precipitada o absorbida) hasta llegar a un equilibrio entre el metal complejado, el metal libre y el metal en las fases insolubles. El complejo quelato-Pb es una forma que esta disponible para la toma hacia el interior de las raíces y transporte dentro de la planta. Se afirma que la aplic ac ión de E D T A (ác ido tetraac etic o- diamina-etileno) estimula la fitoacumulación de Pb, C d, C u, N i y Zn. A parte del E D T A , también s e adic ionan HEDTA (ácido triacetico-etilendiamino- hidroxietil) y DTPA (ácido pentaacetico-triamina-dietileno) como queladores sintéticos [3, 4, 10].
La cantidad del metal solubilizado y mantenido en la solución del suelo será función de la concentración del quelato, afinidad del quelato por el metal y la solubilidad del metal y sus compuestos (hidroxidos, carbonatos, fosfatos) en el suelo. Por ejemplo los carbonatos y fosfatos de plomo tienen una solubilidad limitada y no son una fuente de plomo fácilmente disponible para la planta, sin embargo se cree que la adición de EDTA solubiliza el plomo de la fase de c arbonatos y s uminis tra una fuente de plomo s oluble a la raíz de la planta [4 ].
Se ha demostrado que la adición de quelatos sintéticos incrementa la concentración de plomo en la s oluc ión del s uelo en más de c ien vec es , la aplic ac ión de fertilizadores de potasio aumenta en más de diez veces la concentración de cesio en la solución del suelo y la adición de ácido cítrico incrementa la concentración de uranio en más de cien veces [4].
3.5.3 Sembrado
El grado de extracción del metal depende de la cantidad de biomasa de planta producida. La producción de biomasa se controla con la densidad de plantas (número de plantas/m2), la
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de ns i da d a fe c ta l a pro duc c i ó n/pl a nta y l a pro duc c i ó n/ha . E n general una alta densidad minimiza la producción por planta y maximiza la producción por hectárea. La densidad también afecta el patrón de crecimiento y desarrollo de la planta; con una alta densidad las plantas tendrán que competir más fuertemente por la luz, nutrientes y energía. Un periodo de crecimiento prolonga do pue de s e r be né fic o s i la a bs orc ión y a c umula c ión del metal depende del proceso de crecimiento. Probablemente la distancia entre las plantas afecta el sistema de raíces con posible implicación en la toma del metal, sin embargo el efecto de esta interacción es desconocida y se debe investigar [3].
3.5.4 Mant enimient o
El control de la mala hierba y la irrigación son las principales prácticas de mantenimiento. La mala hierba puede s er c ontrolada por métodos mec ánic os o químicos (aplicación de herbicidas). Dado que la toma del metal hacia el interior de las raíces depende del movimiento en la solución del suelo hasta la superficie de la raíz, es importante mantener una humedad adecuada en el suelo. Dependiendo del clima local, se debe considerar la irrigación para lograr una humedad adecuada, el volumen de agua suministrado debe compensar las pérdidas debidas a la evaporación y transpiración, un volumen de agua excesivo aumenta los costos de operación, limita el crecimiento de las raíces y disminuir la velocidad de extracción del metal [3].
3.5.5 Manipulación y disposición del residuo contaminado
Una preocupación asociada con la aplicación de la fitoextracción, se refiere a la manipulación y disposición del residuo de planta contaminado. La necesidad de cosechar biomasa contaminada y la posibilidad de disponerla como un residuo peligroso incrementa los costos y representa una desventaja para la tecnología. Una opción es disponer la biomasa contaminada en un relleno regulado [3, 7]. Para disminuir la manipulación, procesamiento y costos potenciales de disposición como residuo peligroso (si es necesario), el volumen y/o peso de la biomasa puede ser reducida por medios térmicos (incineración, además de ser un medio de generación de energía), microbiales (compostaje), físicos (compactación) o químicos (lixiviación). Algunos metales (Ni, Zn y C u) pueden tener una importancia económica al ser recuperados, proporcionando un incentivo adicional para la fitoextracción, el valor del metal recuperado en la biomasa puede recompensar el costo de la tecnología [3, 4, 25].
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3 .6 E SP E C I E S D E P LA N T A S N A T I V A S D E LA SA BA N A D E BO G O T Á
P ara llevar acabo este proyecto se quieren emplear plantas nativas de la Sabana de Bogotá encontradas específicamente en la cuenca del río Bogotá, sin embargo para poder establecer si las especies nativas pueden realizar fitorremediación es necesario conocer las especies de plantas usadas en otros lugares del mundo para tal fin, razón por la cual a continuación se presenta la búsqueda bibliográfica realizada al respecto.
3.6.1 Especies de plantas usadas a nivel internacional
Se considera que aproximadamente 400 especies de plantas de al menos 45 familias han sido reportadas como hiperacumuladoras de metales. La mayoría bioconcentran Ni, cerca de 30 absorben C o, C u y/o Zn, pocas especies acumulan Mn y C d, y no hay hiperacumuladoras naturales conocidas para Pb [19].
Se considera que Thlaspi caerulescens (“a l p i n e p e n n y c r e s s ” e n i n g l és ) (ver figura 2 ) es la mejor especie hiperacumuladora de metales conocida, pero no es considerada una buena planta para realizar fitorremediación, debido a que es pequeña y crece demasiado lento [3, 18].
Figura 2. Thalas pi caerules cens
Brassica juncea (“Indian mustard” en inglés), una planta de alta biomasa (tiene 20 veces la biomasa de Thlaspi caerulescens) p u e d e a c u m u l a r P b , C r ( V I ) , C d, C u, N i, Zn, Sr, B y Se. D e las diferentes especies de plantas B. Juncea tie ne la me jor c a pacidad de transportar plomo a tallos y hojas, acumulando más del 1.5% de plomo en estos (peso seco) [7, 12]. Realiza un mejor
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trabajo de fitorremediación puesto que además de tener más tejido crece más rápido que Thlaspi [18].
Figura 3. Brassica juncea
La División de A plicaciones de Biotecnología A mbiente del Medio Ambiente de Canadá (Environment Biotechnology A pplications Division of Environment C anada) en Hull, Québec recopiló una base de datos de plantas terrestres y acuáticas con valor potencial para la fitorremediación de sitios contaminados con metales. La base de datos incluye especies y variedades de plantas salvajes y cultivadas con su respectiva información biológica y ecológica entre otros [8].
En la base de datos las plantas fueron clasificadas de acuerdo al modo de acción en la fitorremediación es decir por sus capacidades para acumular, hiperacumular, precipitar o tolerar metales pesados específicos. La mayoría de las plantas se consideraron acumuladoras si contenían una concentración de metales entre 100-200 mg/kg peso seco, hiperacumuladoras si toman más de 1,000 mg/kg peso seco de la mayoría de los metales, 10,000 mg/kg de Mn o 100 mg/Kg de C d [8]. A unque no fue posible tener acceso a la base de datos en mención la tabla 1 presenta las especies capaces de acumular cuatro o más metales pesados.
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Tabla 5. Plantas capaces de acumular cuatro o más metales [8]. NOMBRE CIENTÍFICO ELEMENTOS Y GRADOS DE ACUMULACIÓN P LANTAS DE COSECHA Brassica juncea CdA, C rA, C uH, N i H, P bH, U A, ZnH Helianthus annuus CsH, P bH, SrH, U H, C d, C r, C u, M n, N i, Zn P LA N TAS TERRESTRES Thalas pi caerules cens CdH, C o H, C rA, C uH, N i H, P bH, ZnH Agrostis castellana AlA, A s H, M nA, P bA, ZnA Athyrium yokoscense CdA, C uH, P bH, ZnH P LA N T A S ACUATICAS Azolla filiculoides CuA, N i A, M nA, P bA Bacopa monnieri CdH, C rH, C uH, H gA, P bA Eichhornia crassipes CdH, C rA, C uA, H gH, P bH, ZnA Hydrilla verticillata CdH, C rA, H gH, P bH Lemma minor CdH, C uH, P bH, ZnA Pistia stratiotes CdT, C rH, C uT, H gH Salvinia molesta CrH, N i H, P bH, ZnA Spirodela polyrrhiza CdH, C rH, N i H, P bH, ZnA Vallisneria americana CdH, C rA, C uH, P bH (grados de acumulación: A =acumuladora, H=hiperacumuladora, P =precipitadora, T=tolerante)
3.6.2 Especies de plant as nat ivas de la Sabana de Bogot á
La Sabana de Bogotá se encuentra entre los 4°30´ y 5°15´ latitud norte y 73°45´ y 74°30´ longitud oeste, tiene una superficie de 4650 Km2 [27]. Lo que actualmente se conoce como la “Sabana de Bogota” es el resultado de la sedimentación de materiales particulados de diverso origen, en un gran lago. E s te proc es o que c omenzó hac e unos 2.5 millones de años (pleistoceno) cuando la Sabana era un gran cuerpo de agua, se completó hace unos 30,000 años debido a cambios climáticos y al rompimiento de las rocas sedimentarias en el sitio denominado Alicachín [28].
Gran parte de la historia del desarrollo de la vegetación acuática y semiacuática durante los últimos millones de años se encuentra en los sedimentos lacustres de la Sabana de Bogotá y Laguna de Fúquene. Desde hace 10,000 años hasta el presente (Holoceno) el lago (que ocupó la Sabana) ha permanecido con un nivel de agua muy bajo, lo que ha permitido que se desarrollen poblaciones de Myriophyllum y Polygonum además de que s e favorezca la vegetación emergente de Ciperáceas, es así como la presencia de estos define desde entonces la existencia de pequeñas lagunas y pantanos en la Sabana de Bogotá. Desde hace alrededor de 3,000 años el clima general se torno más frío y húmedo, incrementándose ligeramente la presencia de los diferentes cuerpos de agua y con ello el aumento de las poblaciones de Ciperáceas, Polygonum y otros elementos florísticos típicos de los pantanos [29].
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La vegetación presente en la Sabana de Bogotá esta directamente relacionada con el ecosistema presente. En la Sabana de Bogotá predominan los humedales y de acuerdo al gradiente hídrico representado en el esquema de Beard por la serie “formaciones de pantano” (vef figura 4) [29, 30] la cantidad de especies nativas en la sabana de Bogotá es abundante, por tanto se limitó la búsqueda de especies a las presentes en la cuenca del río Bogotá, limitándose a especies de Sauce, Cortaderas y Juncos principalmente [16] cuya descripción y localización se puede observar en la tabla 6.
Figura 4. Perfil idealizado de la serie de formaciones de pantano [29,30] A : Perfil idealizado de la serie formaciones de “pantano”. B: Perfil esquematizado de la formación “pantano herbáceo”.
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Tabla 6. Especies presentes en la cuenca del río Bogotá [29, 31, 32] Distribución Familia Nombre C omún Nombre C ientífico Ubicación geográfica Carex bonplandii H Carex jamesonii H B y Z Carex urida H Carex peucophila H Carex pichensis H Carex pudiei H Cyperaceae Cortadera Cyperus Sp. C Cyperus fénix H Cyperus rufus H S Cyperus hermaphroditus S Cyperus Níger S Fimbristylis complanata H S. Introducida C yperaceae Papiro Cyperus papyrus H como ornamental C yperaceae C handur o curibano Cyperus acuminatus H C yperaceae P araguas del Japón Cyperus alternifolius H Cyperaceae Totes Dichromena Ciliata C Mara, matraca, tote, fosforito, cebolleta Cyperaceae de pantano, Eleocharis dombeyana H B cebolleta de agua, junco Cyperaceae Kyllingia pumila C C yperaceae Semitote Rhynchospora cephalotes C Cyperaceae Rhynchospora aristata H Rhynchospora corymbosa H Rhynchospora daweana H Rhynchospora macrochaeta H C yperaceae Junco Scirpus californicus H S Scirpus innundatus H B y Usme Uncinia hamata H Juncus andreanus C y H Juncus bogotensis H Juncus bufonius H S Juncus capillaceus H Juncaceae Junco Juncus effusus H S Juncus microcephalus H B Luzula gigantea H Luzula racemos a H Enea, Espadaña, Typhaceae Junco, Junco de Typha angustifolia H S estera, totora Typhaceae Enea Typha latifolia H Salix humboldtiana O riginaria de Asia. En C olombia se ha Salicaceae Sauce (llorón) H observado entre 0 y 2800 m.s.n.m H: humedales, C: cerros B: Bogotá D.C ., Z: Zipaquirá, S: Sabana de Bogotá
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3.7 FITORREMEDIACIÓN DEL CROMO Y EL PLOMO
3.7.1 Cromo y plomo en el medio ambiente
El cromo (Cr) es uno de los elementos menos comunes en la corteza de la tierra, y se encuentra presenta solo en compuestos. La principal fuente comercial de cromo es la cromita (FeCr2O 4) que se explota como producto primario y no como la recuperación del subproducto de otra operación de minería. Las valencias más comunes del cromo en la superficie de la tierra son +3 (forma trivalente) y +6 (forma hexavalente), el cromo trivalente es el más estable termodinámicamente, sin embargo debido a limitaciones cinéticas, el C r(V I) no siempre se reduce a Cr (III) y puede permanecer presente largos periodos de tiempo. La forma más importante del plomo (P b) en la tierra es la galena (P bS), otras formas comunes incluyen la cerusita (PbCO3), anglesita (PbSO 4) y la crocoita (PbC rO 4) [1 , 1 5 ].
El Cr (III) y el Pb se encuentran presentes en forma catiónica bajo condiciones ambientales naturales. Estos metales catiónicos generalmente están inmóviles en el ambiente, la capacidad del suelo para adsorber metales catiónicos incrementa a medida que se aumenta el pH, la capacidad de intercambio de cationes y el contenido de carbón orgánico. Bajo las condiciones típicas de la mayoría delos suelos (neutro a básico), los metales catióniocs son adsorbidos fuertemente sobre la fracción arcillosa del suelo por minerales de hidruros de hierro, aluminio o manganeso. Los metales catiónicos precipitan como hidroxidos, carbonatos o fosfatos [1].
E l C r(V I ) s e c omporta c ons iderablemente diferente a lo anteriormente descrito. El Cr(VI) existe 2- 2- típicamente en forma aniónica como cromato (CrO4 ) o dicroamto (Cr2O 7 ). Los aniones de Cr(VI) se adsorben menos a las superficies sólidas que Cr(III), dado que la mayoría de los sólidos en el suelo tienen carga negativa. Los sólidos del suelo que adsorben Cr(VI) son los que contienen hidruros de hierro, la cantidad de C r(V I) adsorbido sobre la superficie de los sólidos de hierro incrementa a medida que se aumenta el pH [1, 15].
Las principales fuentes de cromo en los suelos contaminados son manufactura textil, curtido de cuero, manufactura de tinturas, preservantes de la madera y disposición de residuos de cromo. Las principales fuentes de plomo en los suelos contaminados son fundición, manufactura de baterías ácidas de plomo, producción de municiones, residuos de pintura plomada, disposición de residuos de plomo, reciclaje de residuos de aceite, minería, producción de vidrio plomado, producción de tetraetilo de plomo y manufactura química [15].
El plomo es uno de los metales más persistentes con un tiempo de retención cerca de 150-500 años en el ambiente. Es uno de los metales más tóxicos en el ambiente, generalmente se
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considera que el plomo es insoluble y no esta disponible para la toma por parte de las plantas. La solubilidad del plomo aumenta a medida que disminuye el pH en el suelo. El Pb se encuentra predominantemente en el suelo en forma insoluble y es de esta forma que se encuentra disponible para las plantas, formando complejos con materia orgánica y precipitados como carbonatos, hidróxidos y fosfatos. La solubilidad del plomo es controlada por los precipitados de fosfatos o carbonatos en suelos con pH 5.5 -7.5 [4, 12].
3.7.2 Riesgos a la salud asociados con la toxicidad del cromo y el plomo
Existen varios efectos dañinos de los metales (como cromo y plomo) en la población humana.
A unque diferentes mecanismos pueden estar involucrados y el proceso para cada metal es diferente, la toxicidad general de los metales ocurre por interferencia con la bioquímica o procesos homeostáticos en la célula. Los iones metálicos también pueden estar involucrados con distintas reacciones químicas en la célula que produce oxiradicales altamente reactivos que pueden interferir con la bioquímica celular o unirse al material genético. Los efectos asociados con cada metal dependen del sitio en el cuerpo en el cual este se acumula (órgano objetivo), la vía química particular que este disrupta, la forma química del metal y algunas veces su estado de oxidación. El resultado final es la muerte de la célula. Aunque hay un cambio constante de células dentro de cualquier tejido, la toxicidad de un metal solo se expresa si un gran número de células son afectadas para causar una pérdida de la función del tejido u órgano [8].
De los a estados de valencia de del cromo (C r2+, C r3+, C r5+ y Cr6+), el más tóxico es el hexavalente, que debe reducirse al estado trivalente para formar compuestos insolubles. Se ha demostrado que los cromatos irritan los ojos, la nariz y la garganta, se deposita en piel, pulmones, músculos y grasas; pero en cantidades superiores o por largo tiempo, se acumula en hígado, bazo, riñones, espina dorsal, cabello, uñas y placenta. Existe evidencia de que el cromo hexavalente puede causar anormalidades cromosómicas, confirmando sus propiedades cancerígenas [15, 33].
La forma tóxic a primaria del plomo es el P b2+, una expos ición excesiva a este metal puede tener efectos, neurológicos (retardo mental y desordenes en el comportamiento), hematológicos, en el sistema inmune, en el hígado y efectos sobre el riñón [3, 8].
Existe gran interés en prevenir la exposición al el plomo por parte de niños y mujeres embarazadas, ya que los niños y los fetos en desarrollo son especialmente susceptibles al deterioro de su salud. La exposición al plomo puede determinarse por la medida de la concentración de plomo en la sangre [9].
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3.7.3 Fit orremediación del cromo
La fitoestabilización del cromo parece ser una buena opción de remediación de sitios contaminados con este. La reducción de Cr6+ (ambientalmente riesgoso) a C r3+ (el cual es altamente insoluble y no ha demostrado algún riesgo ambiental) por las raíces de las plantas puede ser muy efectivo, es más tal efecto se ha podido observar en Brassica juncea [7 , 3 4 ]. E l mecanismo en detalle empleado por las raíces no es conocido, sin embargo productos orgánicos del metabolismo de las raíz o el resultado de la acumulación de materia orgánica pueden actuar como agentes reductores [35]
Experimentos con B. juncea revelaron un coeficiente de fitoextracción8 para el C r3+ de 0.1 y para el Cr6+ de 5 8 , s iendo el mínimo y el mayor valor enc ontrado entre siete especies metálicas que incluían el C d2+,N i 2+, C u2+, P b2+ y Zn2+. Adicionalmente la aplicación en campo de la fitorremediación del cromo revela B. juncea es c apaz de lograr fitoextracción y fitoestabilización de este metal pesado. [7, 36]
A dicionalmente a las especies nombradas en la tabla 5, se considera Convolvulus arvensis L como una especie hiperacumuladora de cromo [37], a Lemma minor como acumuladora del mismo [36], también se ha encontrado acumulación de cromo en las raíces de Sauce y Abedul, adicionalmente el cromo en el Sauce se acumula principalmente en los tallos [35]. Estudios revelan que la alfalfa es capaz de acumular 6,000mg de cromo/Kg sin la presencia de otros metales pesados [38].
3.7.4 Fit orremediación del plomo
Muchas plantas transportan solamente una pequeña cantidad de plomo a las hojas y tallos y la mayoría del plomo absorbido permanece en las raíces. Sin embargo una hiperacumuladora tal como Thlaspi rotundifolium acumula 8500 µgP b/g peso seco, ciertos cultivos de Brassica juncea acumulan cerca del 1.5% Pb en los tejidos de las hojas y tallos en cultivos hidropónicos con alta concentración de plomo en solución [12].
En la fitorremediación del plomo se han desarrollado prácticas para incrementar el potencial de las especies no comunes (no acumuladoras) para la fitoextracción de este. La técnica consiste en inducir la toma de metales, al crear tales condiciones con quelantes sintéticos. Al adicionar
g metal 8 g peso sec o tejido g metal g peso seco suelo
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10mmol de EDTA por Kg de suelo se estimuló la acumulación de plomo en el tallo y hojas del maíz en 1.6%. A l aplicar 2.0g de HEDTA por Kg de suelo contaminado con 2500 ppm de Pb, se incrementó la acumulación de Pb en el tallo y las hojas de Bras sica juncea de 40 ppm a 10,600 ppm [3 , 1 2 ].
Resultados de estudios hidropónicos indican que las concentraciones en tallos y hojas aumentan cuando el nivel de Pb aumenta en la solución de nutriente. Para incrementar la desorción de plomo del suelo a la solución del suelo se usan sustancias químicas (quelatos sintéticos o ácidos orgánicos), se ha comprobado que existe unas sustancias químicas más efectivas en el aumento de los niveles de Pb en la solución del suelo. El incremento de la concentración de plomo en la solución del suelo fue correlacionada positivamente con el aumento en la concentración de Pb en las plantas. Los investigadores han comparado la eficiencia relativa de cinco quelatos sintéticos (C D T A , D T P A , H E D T A , E D T A y E G T A ) para mejorar la desorción del Pb del suelo y la acumulación de Pb en la planta, de los cuales el EDTA fue el quelato más eficiente. También se investigó la correlación entre la concentración de Pb en las plantas y los niveles de Pb en la solución del suelo, para este caso la concentración de plomo en los tallos y hojas de la planta aumentó linealmente a medida que se incremento el nivel de Pb en la solución del suelo, realizado por la aplicación de quelatos a suelos contaminados [4].
L a expos ic ión a s uelos c ontaminados c on plomo s e puede c ontrolar c on la fitoestabilización logrando que se formen especies de plomo en el suelo que son insolubles en el tracto digestivo de niños jóvenes y mujeres embarazadas para no deteriorar la salud de estos que son los más sensibles [9].
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4. METODOLOGÍA EXPERIMENTA L
A continuación se presenta el procedimiento seguido en este proyecto para la identificación de las especies de plantas usadas en el proceso de fitorremedaición, la obtención del suelo c ontaminado y la metodología empleada c on las plantas y el suelo durante el tiempo que duró el montaje experimental de la fitorremediación. Adicionalmente se presenta una breve descripción del procedimiento seguido por el laboratorio que realiza los análisis de cuantificación del contenido de metales en el suelo, hojas y raíces.
4.1 OBTENCIÓN DE LAS ESPECIES DE PLANTAS
De acuerdo con las especies nativas encontrada en la cuenca del río Bogotá (ver tabla 6), la disponibilidad de consecución de las mismas en el mercado y la bibliografía asociada a estudios anteriores en fitorremediación (ver A nexo A ) se decidió emplear Sauce (Salix humboldtiana) y Papiro (Cyperus papyrus). Estas plantas se adquirieron de Plantaciones Terranova (ubicada en la entrada principal al Jardín Botánico José C elestino Mutis en Bogotá D. C.) en junio del año 2004.
4.2 OBTENCIÓN DEL SUELO CONTAMINADO
Para asegurar que el suelo a fitorremediar estuviera contaminado se muestrearon dos sitios para así poder escoger el más contaminado. El primero de ellos fue Mondoñedo, ubicado a la salida de Soacha en la vía Soacha Mosquera (ver A nexo B). El segundo fue en la ladera del río Tunjuelo al sur occidente del barrio el tunal de Bogotá D.C .
Se escogió el sito de Mondoñedo, ya que se contaba con información de la concentración de metales pesados en el río Bogotá para la cuenca media y alta, y la estación de Mondoñedo al igual que la de Gibraltar presentaban las más altas concentraciones para cromo, cobre, níquel y plomo en el agua [13,16]. Se tomó muestra de la ladera del río Tunjuelo, a pocos metros de donde se realiza la descarga al río de las aguas residuales de las curtiembres de San Benito y Tunjuelito, en el agua residual de las curtiembres uno de los mayores contaminantes es el cromo hexavalente, razón por la cual se decidió muestrear en este sitio.
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Por cada sitio muestreado se obtuvieron 35 litros de suelo contaminado aproximadamente, distribuidos en dos tarros plásticos (con 25 litros de capacidad total) debidamente marcados y forrados en su interior con una bolsa negra.
4.3 MONTAJE EXPERIMENTAL
Se llevaron muestras al laboratorio de los suelos de Mondoñedo y Tunjuelito, a los cuales se les determinó la concentración inicial de plomo y cromo. También se determinó la concentración de estos dos metales en un suelo comercial.
Se sembraron tres plantas por cada especie en el suelo contaminado, cada una en un matero diferente. Los materos eran plásticos con una capacidad total de 7.2 litros. De la capacidad total de los materos se empleó entre un 75 y 85% para el sembrado. Las plantas fueron colocadas expuestas al ambiente (sol, viento y lluvia) y durante los días secos fueron rociadas cada dos días con agua de la llave con un volumen de agua de 400 ml para los Sauces y de 600 ml para los Papiros.
A dicionalmente se sembró una planta de cada especie en el suelo comercial. En materos idénticos a los ya descritos y expuestos a las mismas condiciones medio ambientales.
Se tomaron muestras de suelo contaminado de una planta de cada especie a la cuarta, octava y dieciseisava semana. Se tomaron muestras de las hojas a la octava semana. Se tomaron muestras de las raíces a la diecisieteava semana. Finalmente se tomaron muestras del suelo comercial luego de las 16 semanas y de las raíces de las plantas que crecieron en este para tener un blanco. Las muestras fueron llevadas al laboratorio en bolsas ziploc, en el caso de los s ue l o s y ra í c e s s e to ma ro n mue s tra s de 9 0 g. A c o nti nuación se presentan algunas muestras de hojas y raíces llevadas al laboratorio.
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Figura 5. Muestras de hojas y raíces.
Se hizo un seguimiento al crecimiento de la plantas, midiendo su altura inicial, y la altura a la cuarta, octava, treceava y dieciseisava semana
Luego de terminarse el proceso de fitorremediación las plantas fueron recolectadas y transportadas para ser dispuestas en el Relleno Sanitario Doña Juana de la ciudad de Bogotá.
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Obtención plantas
3 plantas Sauce 1 Sauce
3 plantas Papiro 1 Papiro Suelos Suelo Contaminados C omercial
A nálisis Laboratorio inicial
Selección de suelo contaminado por Suelo concentración de contaminante C omercial
A nálisis Laboratorio A nálisis Laboratorio Semana 4, 8, 16 Æ suelo Semana 16 Æ suelo y raíces Semana 8 Æ hojas
Semana 16 Æ raíces Medir altura de plantas
Semanas 4, 8, 13 y 16
Disponer plantas en
RSDJ
Figura 6. Diagrama de flujo del montaje experimental del proceso de fitorremediación
4.4 METODOLOGÍA DE LOS ANÁLISIS DE LABORATORIO
Los análisis de laboratorio fueron hechos por el laboratorio ambiental de la Universidad de los Andes. En este laboratorio se sigue el método SM 3500-Cr B para la determinación del cromo total y el método SM 3500-Pb B para la determinación del plomo en muestras de suelo, hojas y raíces.
El método empleado es la espectroscopia atómica empleando la atomización a la flama para producir un espectro atómico de absorción, este método se conoce como Espectroscopia de A bsorción A tómica en Llama.
El limite de detección del procedimiento es 6mg/Kg base ceniza. El porcentaje de recuperación para cromo para el suelo contaminado fue 107% base seca
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4.4.1 Equipos, react ivos y mat erial de laborat orio
A continuación se listan los reactivos y el material de laboratorio necesario para llevar a cabo el análisis tanto de cromo total como de plomo.
- Crisol - M acerador - Beaker de 250 ml - P apel de filtro banda azul - Balón aforado de 10 ml - Embudo - Tarros plásticos - A cetileno
- Á cido nítrico (HNO 3) grado reactivo, concentrado y 1:1. - A gua desionizada - Solución patrón de plomo y cromo
A continuación se listan y los equipos a emplear en el análisis de cromo total y plomo, y se presentan las fotografías de algunos.
- Mufla - P lancha de digestión - Balanza analítica - Lámpara fuente - Espectrofotómetro de absorción atómica de llama Perkin Elmer 3110
Figura 7 . M ufla
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Figura 8. Espectrofotómetro de absorción atómica de llama
4.4.2 Procedimiento de análisis en el laboratorio
a.- P urgado y lavado del material de vidrio: Se lava el material de vidrio a emplear (beaker, balón aforado) con agua y jabón. Luego se enjuaga con bastante agua de la llave y luego con agua desionizada. Se deja el material por 12 horas en una solución de ácido nítrico 1:1, luego se lava con agua desionizada para quitarle el ácido. Finalmente se deja el material boca bajo para que escurra y se seque. b.- Preparación de la muestra: Las muestras de raíces y hojas deben lavarse bien, luego se llena un crisol con muestra (de suelo, hojas o raíces), este se introduce en la mufla a 750°C por 20 minutos para lograr la calcinación y que se degrade la materia orgánica. El crisol con la muestra se pasa al desecador hasta que se enfríe de manera que no absorba humedad. Finalmente se macera la muestra para homogenizarla (ver figura 9).
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Figura 9. Muestra de suelo y hojas calcinada c.- Digestión: Se pesan 0.5 g de la muestra en un beaker, se adicionan 95 ml de agua desionizada y 5 ml de ácido nítrico concentrado. También se prepara un blanco con 100 ml de agua desionizada y 5 ml de ácido nítrico concentrado. Luego los beakers (muestra + blanco) se llevan a la plancha de digestión, donde el volumen es reducido hasta un poco menos de 10 ml. Se deja enfriar el beaker y s e filtra la mues tra c on papel de filtro banda azul, de forma que el filtrado pase a el balón aforado de 10 ml, luego se completa el volumen del balón con agua desionizada, si la lectura no se va a realizar inmediatamente se transfiere la muestra a un tarro de plástico para ser leída posteriormente. d.- Lectura: Encender el espectrofotómetro y verificar que el control de energía esté en cero. Conectar y dejar calentar por 15 minutos la lámpara fuente correspondiente al metal. Se gradúa la longitud de onda (para el cromo en 357.8 nm) y el ancho de ranura del monocromador del espectrofotómetro de absorción atómica de llama. Cuando este caliente la lámpara se alinea, moviéndola hasta obtener la máxima lectura del control de energía. Ajustar el cero del equipo. A brir la válvula de acetileno (combustible) para generar la llama con la que se lee el metal correspondiente. Leer los estándares, luego el blanco y por último las muestras. El espectrofotómetro de absorción atómica da lecturas en absorbancia, dado que con anterioridad en el laboratorio han elaborado una curva de calibración es posible determinar la absorbancia leída a que concentración en mg/L se tiene en la muestra.
La curva de calibración se elabora con soluciones de 0.5, 1 y 2 ppm a partir de una solución estándar de 1000 ppm. Se obtiene la absorbancia de las tres soluciones ya mencionadas y
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mediante una regresión lineal se encuentra la ecuación que relaciona la concentración en función de la absorbancia.
Finalmente los resultados reportados por el laboratorio se reportan en mg de Pb o Cr por Kg de peso ceniza (base ceniza) o por Kg de peso seco (base seca) de material analizado.
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5. RESULTA DOS Y OBSERVA CIONES
P rimero debe notarse que las especies de plantas seleccionadas no son nativas (ver tabla 6), la especie Cyperus papyrus fue introducida como ornamental y la especie Salix humboldtiana es originaria de A sia. Sin embargo en el caso de ser eficientes en el proceso de fitorremediación no representan una amenaza ecológica para la cuenca del río Bogotá puesto que desde hace muchos años se encuentran en los ecosistemas del río Bogotá.
O bservaciones de lo percibido con las muestras de suelo, revelan que las características físicas de los dos suelos muestreados eran totalmente diferentes. El suelo de la ladera del río Tunjuelo era arenoso mientras que del suelo de Mondoñedo se puede decir que era un suelo cohesivo y por lo tanto impermeable, es decir con apariencia de suelo arcilloso.
Figura 10. Muestra del suelo de Mondoñedo
En el momento de la toma de la muestra ambos suelos presentaban una alta humedad.
E n el proc es o de fitorremediac ión s olamente s e agregó agua. N o s e adic ionaron nutrientes ni productos químicos que solubilizaran los metales; lo anterior con dos propósitos, lograr que los c os tos de la remediac ión fueran mínimos , y ver en c ondic iones de intervención mínima sobre el suelo contaminado su potencial de autorecuperación. Además porque el principal objetivo que se bus c a c on es te proyec to es lograr la fitoextrac c ión del metal. C omo se mencionó en el marco teórico la adición de fertilizantes dependiendo del metal lo puede solubilizar o precipitar; en este último caso se favorece la fitoestabilización pero no la fitoextracción.
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Se hizo un seguimiento a las especies de plantas y al suelo contaminado. En este capítulo se presentan los resultados de seguimiento al suelo contaminado, al suelo comercial y a las plantas en sí para poder determinar en que parte de estas se acumulan los metales que se quieren fitorremediar.
5.1 SIEMBRA Y EVOLUCIÓN DE LAS PLANTAS
A continuación se presentan los datos de cantidad de suelo (contaminado o comercial) empleado para cada planta el día de la siembra. La letra S se refiere a las especies de Salix humboldtiana y la P a las de Cyperus papyrus. La C se refiere a las plantas sembradas en el suelo comercial.
Tabla 7. Peso de suelo contaminado sembrado PLANTA S1 S2 S3 SC P1 P2 P3 PC Matero 255 259 256 254 252 252 252 235 Planta 115 200 106 234 1430 2110 1367 473 T ierra 8000 8000 8000 5742 5500 5500 5500 5384
PESO, g TOTAL 8370 8459 8362 6230 7182 7862 7119 6092
A continuación se presenta los resultados del seguimiento al crecimiento de las plantas.
Tabla 8. Crecimiento de las plantas PLANTA S1 S2 S3 SC P1 P2 P3 PC Inicial 158.3 175.5 156.3 119.7 151.6 150.0 170.5 162.2 4 semanas 154.3 168.6 157.1 127.8 152.2 153.7 172.8 171.3 8 semanas 148.6 173.3 157.1 124.4 144.8 143.6 149.2 176.1 cm cm 13 semanas 153.9 174.4 161.8 125.1 143.2 142.9 149.2 176.4 ALTURA, 16 semanas 163.4 173.6 165.5 125.8 143.7 141.5 150.6 177.1
Una gráfica de los valores anteriores se tiene a continuación.
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Gráfica 1. Crecimiento de Salix humboldtiana tanto en el suelo contaminado como comercial
Gráfica 2. Crecimiento de Cyperus papyrus tanto en el suelo contaminado como comercial
E n el s eguimiento realizado a las diferentes plantas s e percibieron las siguientes observaciones:
SAUCES:
A los pocos días de haberse sembrado los Sauces tanto en el suelo contaminado como comercial muchas hojas se secaron y en algunos casos las puntas de los tallos también. Esto se entiende c omo un proc es o de adaptac ión de la raíz y la planta a el nuevo ambiente s in importar si se encuentra o no contaminado con metales pesados.
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E ntre la c uarta y quinta s emana tanto en S 1 , S 2 y S 3 c omo para el Sauce en el suelo comercial las hojas secas se habían caído casi en su totalidad y se veían muchas hojas y tallos nuevos. Donde los tallos se habían secado los primeros días, empezó a crecer un tallo alterno principal.
Como se mencionó en el montaje experimental en la octava semana se tomaron muestras de hojas, para esto se quitaron todas las hojas de todo un tallo para dos de las tres plantas sembradas. Para la octava semana ninguna de las plantas de Sauce poseían hojas negras y los tallos que habían empezado a surgir luego de la cuarta semana ya tenían entre 1 y 2 cm de longitud (ver anexo C ), de igual forma los tallos alternos a los tallos que se habían secado tenían una longitud de 2 cm aproximadamente.
En la catorceava semana ni los Sauces en el suelo contaminado ni en el suelo comercial tenía alguna hoja seca. En los Sauces del suelo contaminado los nuevos tallos (que empezaron a brotar desde la cuarta semana) que tenían a su vez nuevas hojas, para esta época eran tallos de 4 a 5 cm de longitud con hojas de 5 cm de longitud aproximadamente. Se veían algunos tallos nuevos (como los de la cuarta semana) especialmente en el tallo principal. Las ramas que habían quedado sin hojas como consecuencia del muestreo de hojas en la octava semana, tenían hojas nuevas en la punta, por donde la rama había seguido su crecimiento. Al Sauce sembrado en el suelo comercial, de cada tallo habían salido muchos nuevos tallos (comparado con los Sauces del suelo contaminado).
PAPIROS:
Los Papiros se vieron de manera normal las primeras tres semanas. Luego entre la cuarta y quinta semana se notó un estancamiento en el crecimiento de los tallos más viejos de los Papiros sembrados en el suelo contaminado, al compararse visualmente con el Papiro sembrado en el suelo comercial, es más los tallos más viejos de los Papiros en el suelo contaminado se empezaron a tornar amarillos y las hojas de los mismos cambiaron el color verde por el café (ver anexo C). De esta manera se evidenció que se estaban secando pues la textura del suelo de Mondoñedo (impermeable) no les suministraba el agua suficiente para un crecimiento adecuado a pesar de ser regado con agua de la llave, para los días siguientes se cerró el orificio del matero así el agua que no era absorbida por el suelo no escaparía del matero y continuaba en contacto con el área de las raíces. A pesar de que los tallos maduros se fueron secando, desde la cuarta semana se vio el surgimiento de nuevos tallos en los Papiros sembrados en el suelo contaminado, claro que el surgimiento de los nuevos tallos se dio en mayor proporción en el Papiro sembrado en el suelo comercial.
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P ara la octava semana en los P apiros también se tomo muestra de las hojas, en los tallos con una altura superior a 1 m. A pesar de que algunos tallos se habían secado, al hacer un inventario de tallos en los Papiros del suelo contaminado, era evidente que el número de estos había aumentado pues seguían surgiendo nuevos tallos y los que eran nuevos en la cuarta semana ahora median cerca de 15 cm. Para el Papiro en el suelo comercial en la octava semana no existían nuevos tallos a los caracterizados en la cuarta semana sin embargo los tallos habían crecido de forma relativamente rápida al compararse visualmente con los Papiros en el suelo comercial.
En la catorceava semana los Papiros del suelo contaminado tenía bastante estancado el crecimiento de los tallos tanto maduros como jóvenes, no obstante se seguía observando la presencia de nuevos tallos. Sin embargo al igual que en los casos anteriores la cantidad de nuevos tallos en el Papiro sembrado en el suelo comercial fue mayor.
5.2 RESULTADOS DE LOS ANÁLISIS DE LABORATORIO
Todos los resultados originales suministrados por el Laboratorio Ambiental del Centro de Investigación en Ingeniería A mbiental (CIIA ) de la Universidad de los Andes, ubicado en Bogotá D .C . (C olombia), s e adjuntan en el A nexo D . E l método del laboratorio implica la quema de la muestra en la mufla y los resultados se expresan en el peso que queda después de la destrucción de la materia orgánica, por tanto lo que queda de la muestra son las cenizas o la parte inorgánica de la muestra; es por esto que todos los resultados presentados a continuación se expresan en base ceniza (BC) y sólo algunos en base seca (BS).
5.2.1 Resultados para el suelo comercial
Para poder comparar los resultados que se obtengan con el suelo contaminado se debe tener un blanco, es decir un suelo no contaminado que revele la concentración de los metales pesados presentes de forma natural en el suelo y en el cual normalmente se presente el crecimiento de las especies, para esto se compró un suelo y los resultados de laboratorio se presentan en la tabla 9.
Tabla 9. Caracterización del suelo comercial PARÁMETRO MUESTRA DE SUELO C romo Plomo Humedad Sólidos Totales mg/Kg-BC mg/Kg-BC % % C omercial (No contaminado) 6.4 14.5 37.8 62.2 BC : Bas e c eniza
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5.2.2 Resultados iniciales para el suelo contaminado
A continuación se presentan los resultados de laboratorio para los dos sitios seleccionados a ser muestreados y de los cuales se escoge uno para ser fitorremediado.
Tabla 10. Concentración de cromo y plomo inicialmente en el suelo contaminado PARÁMETRO MUESTRA DE SUELO C romo mg/Kg-BC Plomo mg/Kg-BC Mondoñedo 113.7 49.4 Tunjuelito 27.8 19.9
El suelo de Monodoñedo tiene casi 18 veces más de cromo y más de tres veces de plomo que el suelo comercial, mientras que el suelo de Tunjuelito sólo tiene cuatro veces más de cromo y un poco más de plomo respecto al suelo comercial. Es por esto que se selecciona el suelo de Mondoñedo como el suelo contaminado y el que se somete al proceso de fitorremediación. De este sitio se sospecha que ha sido contaminado previamente por actividades humanas principalmente por la actividad industrial desarrollada en la ciudad de Bogotá que contamina las aguas del río Bogotá y al llegar a este sitio va depositando metales, entre ellos el cromo, fácilmente sedimentables y que con el paso del tiempo la concentración de metales en este sitio puede llegar a ser más tóxica de lo que es hoy en día.
5.2.3 Resultados para el suelo contaminado
A l laboratorio se llevaron muestras para ser analizadas como ya se ha mencionado en la cuarta, octava y dieciseisava semana, sin embargo a continuación se presentan los resultados para el proceso de fitorremediación del suelo de Mondoñedo con las especies Salix humboldtiana y Cyperus papyrus en la octava y dieciseisava semana, puesto que el resultado obtenido por el laboratorio para la c uarta s emana no es c onfiable y por lo tanto no s e tuvo en c uenta en el desarrollo de este proyecto.
Tabla 11. Concentración de cromo para el suelo de Mondoñedo con Salix humboldtiana y Cyperus papyrus CROMO mg/Kg-Base Ceniza CROMO mg/Kg-Base Seca T I E M P O Salix humboldtiana Cyperus papyrus Salix humboldtiana Cyperus papyrus E SP ECIE 8 semanas 57 60 52 52 16 semanas 58 58 53 49
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5.2.4 Resultados para determinar el sitio de acumulación del metal
P ara poder determinar el sitio de acumulación del cromo en las especies de Salix humboldtiana y Cyperus papyrus se analizó la concentración de este en las hojas y en las raíces, arrojando los siguientes resultados.
Tabla 12. C oncentración de cromo en hojas y raíces CROMO mg/Kg-Base Ceniza CROMO mg/Kg-Base Seca TIEMPO Hojas Papiro Hojas Sauce Raíz Papiro Raíz Sauce Raíz Papiro Raíz Sauce 8 semanas <6 <6 16 semanas 38 116 6.3 18.4
Del A nexo D se sabe que la concentración expresada en mg Cr/Kg-BC es mucho mayor a la concentración expresada en mg Cr/Kg-BS para el caso de las raíces, ya que estas tienen un alto contenido de materia orgánica.
5.2.5 Result ados del blanco
Se determinó la concentración de cromo en el suelo comercial al finalizar el proceso de fitorremediación con el suelo contaminado, al igual que la concentración de cromo en las raíces de las plantas que crecieron en este suelo para compararlo con los resultados del numeral anterior y poder decidir si la concentración de cromo en las raíces de las especies empleadas para fitorremediación están acumulando cromo como parte del proceso.
Tabla 13. Resultados para el suelo comercial y las especies que crecieron en él MUESTRA CROMO mg/Kg-Base Ceniza Suelo con Papiro 7.3 Suelo con Sauce 7.3 Raíz Papiro en Suelo Comercial <6 Raíz Sauce en Suelo Comercial <6
5.2.6 Resumen de result ados para el proceso de f it orremediación
El resumen de resultados para el suelo de Mondoñedo presentado en este capitulo expresa las unidades de concentración de cromo como mg/Kg-BS, para esto debe transformarse el valor inicial de la concentración de cromo 113.7 mg/Kg-BC (ver tabla 10). Usando los valores de la tabla 11 (ver anexo D) y de una regresión lineal entre ellos se obtiene:
C(BS) = 0.8812*C(BC) + 0.1788 con un coeficiente de determinación (r2) de 0.9975. C se refiere a la concentración como mg/Kg. Por tanto se puede decir que la concentración de cromo inicial en el suelo de Mondoñedo es 100.4 mg/Kg-BS.
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A continuación se presenta el resumen de resultados para le suelo fitorremediado mediante dos especies encontradas en la sabana de Bogotá.
Tabla 14. Resumen de la concentración de cromo en el suelo de Mondoñedo para las dos especies estudiadas SAUCE PAPIRO TIEMPO C romo Reducción C romo Reducción mg/Kg-BS mg/Kg-BS 0 semanas 100.4 100.4 8 semanas 52 48.2 % 52 48.2% 16 semanas 53 49
No se calcula el porcentaje de reducción adicional entre la semana 8 y 16, puesto que la medida en la semana 26 para el P apiro puede estar dentro del error del valor de la semana 8, por tanto este valor no se considera como una disminución en la concentración de cromo del suelo.
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6. ANÁLISIS DE RESULTADOS
6.1 SIEMBRA Y EVOLUCIÓN DE LAS PLANTAS
De los datos presentados en la tabla 7 debe considerarse que el peso del suelo esta influenciado en gran medida por la humedad del mismo, sin embargo son valores comparables dado que la s iembra s e realizó en un intervalo de tiempo c orto y la evaporación del agua no fue significativa, razón por la cual se asume que las especies de Sauce fueron sembradas con 8 Kg de suelo contaminado y las especies de Papiro con 5.5 Kg de suelo contaminado. Estos valores variaron para las especies sembradas en el suelo comercial ya que este era un suelo más liviano y por tanto la capacidad del matero era rebosada al intentar llenarlo con el mismo peso que para las plantas en el suelo contaminado. No era posible llenar los materos del suelo contaminado con la misma masa de suelo que en el caso del suelo comercial puesto que el volumen ocupado no era el más adecuado, por tanto la relación entre las especies bajo estudio y su blanco fue el volumen de suelo circundante.
Para establecer el crecimiento de las plantas se midió la punta de la hoja más larga del tallo más largo, sin embargo en la tabla 8 se observa en algunos casos que a medida que pasa el tiempo la altura de las plantas disminuye (ver gráfica 1), inclusive al agregar una línea de tendencia para todo el proceso se evidencia una línea con pendiente negativa, como se puede observar en el gráfico 2.
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Gráfica 3. Tendencia de crecimiento para los Sauces
Gráfica 4. Tendencia de crecimiento para los Papiros
En el caso de los Papiros se debe a que estos sufren un proceso de regeneración, es decir que los tallos más viejos que son los más largos se van secando con el paso del tiempo por tanto se deben ir quitando, razón por la cual en la tabla8 la altura en general de los Papiros disminuye, pues no siempre se midió la altura de la hoja más larga del mismo tallo, sino del tallo que en ese momento estuviera más largo. En el caso de los Sauces se observó que luego de ser sembrados, muchas de las hojas y las puntas de los tallos se secaron, razón por la cual se observa una disminución en la altura entre la altura inicial y la de las cuatro semanas, debe considerarse que el método empleado para verificar el crecimiento de las plantas no es el más apropiado, pues aunque puede que el tallo más alto no haya crecido, los otros tallos si lo hayan hecho incluso
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existan nuevos tallos.
Debe considerarse que las alturas presentadas en la tabla 8 se refieren a la altura de la planta más el matero y S2 y P2 fueron desenterradas y vueltas a sembrar para cada toma de muestra de suelo contaminado, en este caso se tiene un error adicional en la medición de la altura, puesto que en tal proceso la planta puede quedar más alta o más baja respecto a su estado inicial.
Teniendo en cuenta todas las consideraciones anteriores se escogieron las plantas que mejor representan el proceso de crecimiento para comparar las velocidades de crecimiento (el cambio de la altura de la planta con el tiempo).
Gráfica 5. V elocidades de crecimiento representativas para las especies estudiadas
D e los da tos y e l a ná lis is de los mis mos re c ole c ta dos en la tabla 8, se deduce que la velocidad de crecimiento para un Papiro que crece en un suelo no contaminado es de 0.85cm/semana, mientras que para un Sauce que crece en un suelo no contaminado es de 0.23cm/semana, es decir que crece más rápido un P apiro que un Sauce bajo condiciones normales. Adicionalmente se puede deducir que un Sauce que crezca en el suelo de Mondoñedo tiene una velocidad de crecimiento de 0.28cm/semana, esto significa que el cambio de la altura con el tiempo para la especie Salix humboldtiana es indiferente de si el suelo se encuentra contaminado o no. Desafortunadamente con los datos recolectados no es posible deducir la velocidad de crecimiento de los Papiros en el suelo contaminado.
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6.2 ANÁLISIS DE LOS RESULTADOS DE LABORATORIO
A l observar los originales de los análisis del laboratorio (A nexo D) se observa que en algunos casos se tienen resultados expresados tanto en mg Cr/Kg-BS como mg Cr/Kg-BC. En toda la literatura consultada los resultados se expresan en base seca (BS). En este proyecto se presentaron todos los resultados del laboratorio como base ceniza (BC) pues es el denominador común en todos los resultados entregados por el laboratorio y es la forma de comparar entre los suelos contaminados, entre el suelo más contaminado y el comercial, y entre las raíces. Para el caso de los resultados en el suelo contaminado se presentaron adicionalmente los resultados en base seca, dado que es un valor que representa mejor la cuantificación del metal en una matriz sólida y en la mayoría de los casos se contaba con el resultado expresado de esta forma o era fácil de estimar tal valor.
De la tabla 10 es evidente que el suelo más contaminado es el suelo de Mondoñedo. Al comparar los valores de la tabla 9 y 10 es evidente que no es significativo el valor de la concentración de plomo en el suelo contaminado, razón por la cual en adelante solo se analizó la concentración de cromo tanto en las muestras de suelo como en las de hojas y raíces de las plantas.
D e los res ultados de laboratorio para identific ar s i en las especies estudiadas existe alguna parte de su tejido donde los metales, especialmente cromo, se acumulen, es evidente que no existe ac umulac ión de és te en las hojas , s in embargo de ac uerdo c on a tabla 12 existe la probabilidad de que durante el proceso de fitorremediación se haya acumulado cromo en las raíces de ambas es pec ies , para des c artar que las es pec ies tuvieran tal concentración en las células de las raíces antes de haber iniciado el proceso, se analizó la concentración de cromo en las raíces de las plantas que crecieron en el suelo comercial, es así como de acuerdo a los datos de la tabla 13 se puede establecer que la cantidad de cromo en las raíces de las especies sembradas en el suelo Mondoñedo pertenece a cromo proveniente del proceso de fitorremediación, y la raíz de la planta de Sauce acumula más cromo que la del P apiro.
Teniendo en cuenta que la fitoextracción implica la acumulación de metales en los tejidos vegetales y que el sitio en el cual se piensa implementar la tecnología de fitorremediación no es fácilmente controlable desde el punto de vista de las interacciones bióticas, es bastante positivo que ninguna de las dos especies bajo estudio hayan presentado acumulación de cromo en las hojas, lo que implica que en el caso de realizarse una siembra del sitio con alguna de estas especies, no existe riesgo ambiental para la cadena alimenticia que se desarrolla en el lugar.
De los resultados de laboratorio para las dos especies estudiadas en la fitorremediación del suelo de Mondoñedo pueden surgir dos pensamientos; lo primero que se puede decir es que el cromo tiene una alta afinidad por las partículas del suelo del sito de Mondoñedo (que como ya se ha
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mencionado es del tipo cohesivo). Esto se deduce al observar que la concentración de cromo tanto para el Papiro como para el Sauce en los dos primeros meses se redujo 48.2% y se mantuvo constante durante los dos meses siguientes. P or lo tanto este resultado dice que la fracción de cromo biodisponible para la planta esta alrededor del 50% y el resto del cromo se encuentra de forma insoluble en el suelo (ya sea de forma orgánica o inorgánica) o totalmente embebido en la estructura del suelo.
Como segunda idea se puede decir que el porcentaje de reducción de cromo en el suelo de Mondoñedo (50% aprox) también puede estar relacionado con la saturación de las células de las raíces, es decir que la planta no tomó más metal porque las células de las raíces no soportaban más, ya sea dentro de sus estructuras o en solución en la savia que las rodea.
Partiendo de la primera idea, es decir asumiendo que el porcentaje de reducción de cromo en el suelo, esta directamente relacionado con la fracción de cromo biodisponible para la planta y con ello de que el cromo tiene una alta afinidad por las partículas del suelo del sito de Mondoñedo, se puede decir que de acuerdo a las características físicas y químicas del suelo de Mondoñedo (no caracterizadas en este proyecto), la posibilidad de que exista lixiviación del cromo hacia el agua superficial o subterránea es baja. Esto también se apoya sobre el conocimiento que se tiene de la ubicación del sitio de muestreo, puesto que se sospecha que la contaminación por cromo viene del agua contaminada del río Bogotá, y al tener el suelo de Mondoñedo características impermeables, la probabilidad de que el agua penetre la estructura del suelo y por tanto que arrastre el metal es baja, si además se suma que la velocidad del río Bogotá en este punto no es alta.
Para el Papiro hubo una reducción de cromo tanto a los dos meses como a los cuatro meses, mientras que para el Sauce hubo una reducción de cromo en los dos primeros meses pero para los dos siguientes se notó un leve aumento en la concentración de cromo, esto de acuerdo a los resultados del laboratorio y tal como se aprecia en las siguientes gráficas.
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Gráfica 6. Comportamiento del cromo para la especie Salix humboldtiana
Gráfica 7. Comportamiento del cromo para la especie Cyperus papyrus
Desafortunadamente no se conoce el error de los datos suministrados por el laboratorio, por lo tanto lo único que se puede decir es que existe una reducción rápida de la concentración de cromo en el suelo para los dos primeros meses y luego la concentración de cromo en el suelo tiende a estabilizarse, incluso que la reducción presentada en la especie de Papiro entre el segundo y cuarto es indiferente y se trata del error del método de determinación de metales en suelos por parte del laboratorio. Por tanto la estabilización de la concentración de cromo en el suelo de Mondoñedo, luego de dos meses, sucede de igual manera para las dos especies estudiadas.
Al comparar la Grafica 6 y 7 es evidente que ambas son muy parecidas, por tanto sería interesante haber tenido valores de la concentración de cromo entre la semana cero y la ocho
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para poder determinar cual de las dos especies realiza el proceso de fitorremediación más rápido., teniendo en cuenta que ambas especies llegan a la misma concentración final de cromo en el suelo.
A l observar la tabla 12 nuevamente, es evidente que la concentración de cromo en la raíz del Sauce es mucho mayor a la concentración de cromo en la raíz del Papiro, esto en una primera impresión hace pensar que la concentración final de cromo en el suelo sembrado con Sauce debe ser mucho menor a la concentración final de cromo en el suelo sembrado con Papiro. Pero debe recordarse de la tabla 7 que las plantas de Sauce se sembraron con mayor cantidad de suelo contaminado, adicionalmente si para las plantas de Sauce se empleo tanta tierra fue porque su masa de raíces era poca; por tanto tiene sentido que una alta concentración de cromo en las raíces del Sauce no represente una diferencia significativa en la concentración de cromo en el suelo de Mondoñedo respecto al suelo de Mondoñedo sembrado con Papiro. Debe resaltarse que si las condiciones iniciales para ambas especies hubieran sido las mismas (igual mas de suelo contaminado) existe una alta probabilidad de que el suelo sembrado con Sauce se haya estabilizado en una concentración menor a la del Papiro, por tanto de acuerdo a la mayor capacidad de acumulación de cromo en las raíces del Sauce se puede decir que este es más efectivo para el proceso de fitorremediación, especialmente fitoextracción que el Papiro.
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7. CONCLUSIONES Y RECOMENDA CIONES
C on este proyecto se quiso encontrar especies nativas de la Sabana de Bogotá capaces de realizar fitorremediación, especialmente capaces de realizar fitoextracción de cromo y plomo. Primero debe notarse que la especies estudiadas no son nativas de la sabana de Bogotá pero desde hace muchos años se encuentran en los ecosistemas del río Bogotá. En segundo lugar debe tenerse en cuenta que dadas las características contaminantes del sitio escogido, sólo se evalúo el proceso de fitorremediación para el cromo.
De los resultados obtenidos en la cuantificación del cromo en el suelo de Mondoñedo lo único que se puede decir es que existe una reducción rápida de la concentración de cromo en el suelo para los dos primeros meses y luego la concentración de cromo en el suelo tiende a estabilizarse, adicionalmente que esto ocurre de igual manera tanto para la especie Salix humboldtiana c omo para la es pec ie Cyperus papyrus.
De acuerdo a la mayor capacidad de acumulación de cromo en las raíces en base seca del Sauce se puede decir que este es más efectivo para el proceso de fitoextracción que el Papiro
P or otro lado considerando que dependiendo de los resultados aquí obtenidos se puede llevar el proceso de fitorremediación in-situ, debe mencionarse que un proceso de fitoextracción donde el metal se acumule en las hojas incluso en los tallos puede representar un riesgo para la cadena alimenticia. Desde el punto de vista de la fitoestabilización es claro que en el sitio de donde fue adquirido el suelo no presenta grandes riesgos de lixiviación, al contrario se cree que el contenido de cromo en el suelo proviene del río Bogotá y no porque el suelo se lo suministre al río pues la concentración de cromo en esta parte del río es de 0.29 ppm y por solo efecto de difusión (acompañado de sedimentación) el cromo puede pasar del río al suelo y no al contrario; además la ladera del sitio se encuentra parcialmente cubierta con pasto haciendo que el sitio este más o menos estabilizado. Por tanto lo mejor para este sito es encontrar una especie de planta capaz de tomar y absorber (que realice fitoextracción) el cromo sólo hasta las raíces, por tanto debe ser una especie con una gran zona de raíces, condición que cumplían las dos especies estudiadas. Es por esto que no existe ningún problema en implementar un proceso de fitorremediación con Sauce o P apiro. Sin embargo se aconseja más que todo el Sauce por presentarse más que el Papiro en otras partes del recorrido del río Bogotá y por tener una mayor capacidad de acumulación de cromo en las raíces.
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Se recomienda tomar muestras adicionales del suelo contaminado a la primera, segunda, tercera, cuarta y sexta semana del proceso de fitorremediación, para observar el proceso de remoción del cromo (y otros metales pesados) en las primeras semanas y saber en que instante se logra la estabilización de la concentración del contaminante en el suelo. También se rec omienda tomar mues tras de hojas al final del proc es o y de los tallos al inicio, en la mitad del proceso y al final del mismo. Teniendo en cuenta que estudios en especies de Sauce revelan traslocación de contaminantes más hacia tallos que a hojas.
S e rec omienda en futuros es tudios de fitorremediac ión realizar una caracterización fisicoquímica del suelo a emplear, incluyendo una cuantificación de la fracción del metal que se encuentra biodisponible para la planta, para poder entender de mejor manera el proceso que se esta llevando a cabo con la interacción del suelo contaminado y la planta.
T eniendo en cuenta que el laboratorio no reporta el error de los resultados se recomienda realizar tres o más análisis por muestra para obtener un error válido de los resultados y así un valor o rango de valores que caractericen de forma confiable la muestra. No obstante debe considerarse que se incrementan los costos proporcionalmente al número de análisis.
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ANEXOS
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Anexo A. Bibliograf ía asociada a la especies escogidas para el proceso de f it orremediación
La siguiente tabla contiene información referente a especies de involucradas en diferentes métodos de fitorremediación para diferentes tipos de contaminantes y matrices (agua o suelo).
Tabla 15. Bibliografía asociada a las especies de Salix ESPECIE NOMBRE CA RA CTERÍSTICA REF NOMBRE COMÚN CIENTÍFICO Salix Sauce C apaz de acumular más de 6.6 mg Cd/Kg peso 39 seco y más de 700 mg/Kg peso seco en el follaje
Salix Sauce V elocidad de tratamiento de lixiviados mayor 25 con un sistema filtrante de Sauces que con un tratamiento convencional, además de la disminución de los costos de tratamiento
Salix Sauce Capaz de acumular Cr, Pb y Cu en las raíces. 35 A c umula Zn en la c orteza. C u, P b y C r s e acumula principalmente en los tallos mientras que Zn, C d y Ni se acumula en las hojas. Cerca del 30% del C d biodisponible (a los humanos y animales) fue removido en 90 días. C omercialmente se afirma una acumulación de 20-30 g Cd por hectárea por año Salix atrocinerea Sauce ceniciento C apaz de acumular Zn y Mn 40 Salix viminalis M imbrera Posee un coeficiente de transferencia de 3.4 35 para el Cd. Con coeficientes de transferencia para C d y Zn mayores que para Ni, C u y P b
Salix viminalis M imbrera La aplicación de agua residual no representa un 41 riesgo para la planta
Salix viminalis M imbrera U na c onc e ntra c ión de 1 0 ppm de cobre en agua 42 residual no es tóxica, mientras que una concentración de 100 ppm afecta el crecimiento
Salix viminalis L. Se observó una disminución de 57% de aceite 43 ‘O rm´ mineral en sedimentos sembrados con Sauce. La concentración de Pb y Cd fue elevada en todas las partes de la planta (raíces, tallos y hojas)
Salix viminalis M imbrera C apaz de acumular cadmio 44 Salix cathayana Presenta altas concentraciones de metales 45 pesados (P b, C d, C u y Zn)
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La siguiente tabla contiene información referente a las plantas de juncos y cortaderas involucradas en la tecnología de la fitorremediación para diferentes contaminantes y matrices.
Tabla 16. Bibliografía asociada a juncos y cortaderas ESPECIE CA RA CTERÍSTICA REF NOMBRE CIENTÍFICO NO MBRE CO MÚN Juncus efusus Junco C apaz de acumular contenidos muy altos de 46 P b y Zn, además de A s y C u en cantidades intermedias
Juncus efusus Junco Capaz de acumular Cu, y Pb, Cd y Zn en 45 menor cantidad Juncus conglomeratus C apaz de acumular contenidos muy altos de 46 A s , C u, P b y Zn Scirpus holoschoenus Junco C apaz de acumular contenidos muy altos de 46 C u y P b, además de Zn y A s en cantidades intermedias Cyperus alternifolius P araguas del Japón Un humedal construido con Cyperus 47 alternifolius puede s er us ado efectivamente para la descontaminación de agua con bajos niveles de metales pesados (tóxicos en agua potable), siendo un sistema económico para la producción de agua potable de buena calidad
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Anexo B. Plano de Bogotá. Ubicación de los puntos de muestreo
Plano 1. Ubicación de los puntos de muestreo de suelo contaminado
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Anexo C. Crecimiento de las plantas
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Anexo D. Resultados de los análisis de laboratorio
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Usando los resultados de laboratorio con datos tanto en base ceniza como seca se obtuvo la siguiente regresión lineal, con un coeficiente de determinación de 0.9975 entre los datos.
Gráfica 8. Regresión lineal entre los datos en base ceniza y los datos en base seca
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