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UNIVERSIDAD DE ORIENTE 1.1 FACULTAD DE CIENCIAS NATURALES CENTRO DE ESTUDIOS DE BIOTECNOLOGÍA INDUSTRIAL 2 BIOTECNOLOGIA INDUSTRIAL BIORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS CONTAMINADOS CON XENOBIÓTICOS Autores: MSc. Janet Nápoles Álvarez Dra. Arelis Ábalos Rodríguez ÍNDICE 1 2 INTRODUCCIÓN...................................................................................................................... 2 CONTAMINACIÓN DE SUELOS, AGUAS Y AIRE POR XENOBIÓTICOS.................. 3 2.1 2.2 2.3 3 3.1 3.2 4 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO ........................................................................... 3 PRINCIPALES CONTAMINANTES DE SISTEMAS ACUOSOS......................................................... 4 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL AIRE .............................................................................. 5 ESTRATEGIAS DE BIORREMEDIACIÓN. BIORREMEDIACIÓN INTRÍNSECA Y BIORREMEDIACIÓN ........................................................................................................................................... 7 MICROORGANISMOS UTILIZADOS EN BIORREMEDIACIÓN ....................................................... 8 GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN............................................................. 6 DIRIGIDA FACTORES QUE AFECTAN LA BIODEGRADACIÓN DE LOS CONTAMINANTES 13 4.1 4.2 4.3 4.4 4.5 4.6 4.7 ESTRUCTURA QUÍMICA Y CONCENTRACIÓN DEL CONTAMINANTE ........................................ 13 BIODISPONIBILIDAD ............................................................................................................ 18 CONDICIONES AMBIENTALES: PH, HUMEDAD Y TEMPERATURA ........................................... 20 DISPONIBILIDAD DE OXÍGENO ............................................................................................. 21 CONCENTRACIÓN DE NUTRIENTES ....................................................................................... 22 POBLACIÓN MICROBIANA .................................................................................................... 24 COMETABOLISMO ................................................................................................................ 24 5 6 FITORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS ACUÁTICOS Y TERRESTRES............. 26 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS......................................................... 29 6.1 BIORREMEDIACIÓN IN SITU DE SUELOS CONTAMINADOS ...................................................... 29 6.2 BIORREMEDIACIÓN EX SITU DE SUELOS CONTAMINADOS ..................................................... 30 6.2.1 Biolabranza .................................................................................................................... 30 6.2.2 Biopilas........................................................................................................................... 31 6.2.3 Compostaje..................................................................................................................... 33 6.2.4 Biorreactores.................................................................................................................. 35 7 8 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS........................................................... 37 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AIRE............................................................... 39 8.1 MICROORGANISMOS MÁS UTILIZADOS EN EL TRATAMIENTO DE GASES CONTAMINADOS ..... 39 8.2 TECNOLOGÍAS PARA EL TRATAMIENTO DE GASES ................................................................ 39 8.2.1 Biolavadores................................................................................................................... 40 8.2.2 Filtros percoladores....................................................................................................... 40 8.2.3 Biofiltración ................................................................................................................... 41 9 10 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE ...... 44 BIBLIOGRAFÍA...................................................................................................................... 46 1 3 INTRODUCCIÓN La contaminación ambiental no es más que un desequilibrio de los ecosistemas, provocado por la presencia de determinadas sustancias en concentraciones tales que afectan su calidad y composición. Un ecosistema es un conjunto formado por poblaciones de organismos y el complejo de factores físicos que constituyen su ambiente. La matriz o sustrato abiótico donde viven y se desarrollan los organismos se llama bisótopo y el colectivo de especies se denomina comunidad. Los factores ambientales o ecológicos son todos los elementos del ecosistema susceptibles de actuar sobre alguna fase del desarrollo de los organismos. Pueden ser directos e indirectos, abióticos y bióticos y se caracterizan por su predicibilidad, intensidad y variabilidad. Entre organismos y factores ecológicos se establecen interacciones energéticas no lineales (acciones, reacciones y coacciones) mediante sutiles y múltiples circuitos de retroalimentación (negativa y positiva) que complican extraordinariamente su dinámica. Los ecosistemas son las estructuras biológicas de mayor nivel de integración y aunque su tamaño y complejidad varían mucho, presentan propiedades extensivas e intensivas genuinas tales como biomasa, productividad, tiempo de renovación, diversidad y estabilidad (consevación, sucesión, regresión, extinción) (Castillo y col, 2005). Entre los ecosistemas más vulnerables a la contaminación ambiental pueden mencionarse el suelo, las aguas subterráneas y superficiales y el aire. Los problemas de contaminación surgen con la Revolución Industrial, donde de forma gradual se fueron generando diferentes tipos de residuos. Al principio no se prestaba interés por la generación de residuos porque se confiaba en la capacidad del medio para asimilarlos y se desconocía además sus efectos devastadores. A partir de los años 60 se empezó a tener conciencia del problema de los contaminantes ambientales (Castillo y col., 2005). El precio de recuperar los ecosistemas contaminados es incalculable, y es por ello que los gobiernos, las industrias y la sociedad han reconocido la necesidad de utilizar alternativas más económicas a los métodos tradicionales físico – químicos. No es de extrañar que la biorremediación constituya una de las metodologías en expansión, considerándose como una tecnología muy competitiva, entre otras ventajas por su bajo costo (Viñas y col.; 2001). 2 4 CONTAMINACIÓN DE SUELOS, AGUAS Y AIRE POR XENOBIÓTICOS Un compuesto xenobiótico (del griego xenos: extraño) es aquel que no se encuentra de forma natural en los diferentes ecosistemas; se obtienen por síntesis química y llega a los ecosistemas por la actividad antropogénica urbana o industrial. La contaminación con xenobióticos rompe el equilibrio normal entre el medio físico, químico y biológico, compatible con la vida. Su toxicidad radica en su persistencia en el medio donde impactan. Ejemplos de xenobióticos son los plásticos (cloruro de polivinilo); explosivos (TNT); detergentes (dodecilbencenosulfonato de sodio); plaguicidas (ácido 2,3,6 - triclorofenolacético; hexaclorociclohexano; ciclodienos (aldrin); 2,1,1 – tricloro -2,2 – bis (p-clorofenil) etano (DDT)); colorantes (azocompuestos) y pinturas (metilisobutilcetona). La literatura especializada también recoge a los hidrocarburos poliaromáticos (naftaleno, fenantreno y benzopirenos) bajo esta denominación (Alexander, 1999; Abalos y col., 2004; Orozco y col., 2004; Nápoles, 2005). 4.1 Principales contaminantes del suelo El suelo es el componente del medio ambiente que ha sufrido un mayor deterioro en menor tiempo si se compara con los factores: aire, agua y atmósfera, los cuales han tenido mayor atención tanto desde el punto de vista legislativo como técnico (Nápoles, 2005). Los contaminantes del suelo se pueden dividir en dos grandes grupos: orgánicos e inorgánicos. Entre los contaminantes orgánicos se encuentran principalmente compuestos del grupo BTEX (benceno, tolueno, etilbenceno y xileno), fenoles, policlorobifenilos (PCBs), hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAHs) y plaguicidas (Orozco y col., 2004). Estos contaminantes orgánicos pueden encontrarse en el suelo de cuatro formas distintas: vapor, disolución acuosa, líquido no acuoso y adsorbidos en los sólidos y coloides. La migración de un compuesto orgánico en el suelo es muy difícil prever ya que intervienen una gran variedad de factores, tanto del suelo (estructura, parámetros físicos, químicos y microbiológicos) como del propio contaminante (solubilidad, adsorción, viscosidad, volatilidad, actividad biológica, reactividad química) (Orozco y col., 2004; Nápoles, 2005). Entre los contaminantes inorgánicos se destacan los metales pesados; las cuales se pueden clasificar en dos grupos: 3 Tóxicos sólo a altas concentraciones: cobre, zinc, manganeso, hierro y cromo. Tóxicos a bajas concentraciones: cadmio, mercurio, plomo, níquel, selenio, arsénico. La concentración y movilidad de los iones metálicos en el suelo está determinada por los procesos de oxidación, reducción, adsorción, precipitación y desorción. Una de las principales fuentes de contaminación de los suelos es la actividad agrícola, cuando tiene lugar la aplicación inadecuada, excesiva y prolongada de agroquímicos, los cuales pueden provocar efectos adversos en las poblaciones de microorganismos que determinan el equilibrio biológico de las áreas objeto de aplicación. Otras fuentes pueden ser las fugas o derrames accidentales de depósitos que contiene sustancias peligrosas; las emisiones de los sistemas de tratamiento de residuales así como los vertederos de residuos tóxicos (Serrano y col., 2006). 4.2 Principales contaminantes de sistemas acuosos El agua está considerada como el mayor conflicto del siglo XXI ya que se espera que dentro de pocos años la demanda de ésta sea más del 50 % superior que el suministro. A medida que la población crece se incrementa la necesidad de agua, transformándose en un elemento esencial para el desarrollo. El problema del agua depende de la mala gestión y distribución de los recursos hídricos y sus métodos (http://www.ecojoven.com/tres/10/acuiferos.html, junio 2007; http://waste.ideal.es/aguaguerra.htm, junio 2007). Existen varios tipos de contaminantes de las aguas superficiales y subterráneas y por su naturaleza se pueden clasificar en: químicos (sales inorgánicas, ácidos o álcalis, compuestos orgánicos, radioactivos, hidrocarburos, plaguicidas y otros tóxicos), físicos (sólidos y líquidos flotantes, materiales que producen espumas, aguas calientes, materiales suspendidos y sedimentados) y biológico (bacterias patógenas, virus, algas, protozoos y parásitos) (Hill, 1997; García, 1989; Serrano y col., 2006). La contaminación biológica es muy frecuente en zonas de gran insalubridad, principalmente en los países subdesarrollados, donde se puede desencadenar una epidemia en un período corto de tiempo. Su control o prevención es relativamente fácil en comparación con la contaminación física o química (Pérez, 2003). La contaminación de las aguas da lugar a: Aumento de la acidez por las lluvias ácidas. 4 Mg. Los fenómenos naturales tales como: erupción de volcanes. que elimina a los peces y otras formas de vida acuática. Los contaminantes atmosféricos se pueden clasificar en los siguientes grandes grupos de compuestos: Partículas: aerosoles. Zn etc. SO3. nitritos y amonio(eutrofización). 2006). 4. además de causar perjuicios económicos y deterioro del entorno (Thalasso y Pineda. sales. Reducción catastrófica del oxígeno disuelto. alterando la salud y el bienestar humano. SH2.1 mg/L). Compuestos de azufre: SO2. se mencionan aquellas sustancias generadas por la actividad del hombre que producen un efecto perjudicial en la atmósfera. Compuestos orgánicos: hidrocarburos. HCl. Salinización y degradación de los suelos.. aldehídos. aparición de olores y sabores desagradables. Incremento de la concentración de metales pesados Pb. los compuestos orgánicos volátiles 5 . Incremento de la concentración de iones fósforo (>0. As. regionales o globales. actúan como principales contaminantes las partículas suspendidas totales.3 Principales contaminantes del aire Teóricamente se considera que el aire siempre ha estado sometido a la contaminación. por la presencia de sustancias y organismos perjudiciales a la salud. NO2. Sin embargo. mercaptanos. CO2. tormentas de viento. descomposición de plantas y animales e incluso los aerosoles emitidos por los océanos contaminan el aire. Los contaminantes emitidos continuamente por la actividad antropogénica tienen efectos locales. Desarrollo de una fauna y flora indeseable. en las grandes ciudades y las zonas industriales. Compuestos de nitrógeno: NO. Serrano y col. Aumento del color y la turbiedad del agua. Compuestos inorgánicos de carbono: CO. de animales y plantas. cenizas. peróxidos orgánicos COV Compuestos de los halógenos: HF. 2002. A nivel local.Aumento de la concentración de Ca y Mg y Si en las aguas superficiales y subterráneas por circulación de las lluvias ácidas. Cd. cuando se habla de la contaminación del aire. NH3. a nivel global participan numerosos contaminantes que actúan sobre la capa de ozono y favorecen el efecto invernadero. se refiere a los tratamientos con sistemas biológicos para la restauración o limpieza de suelos. Técnicamente el anglicismo biorremediación es aceptado y más utilizado. 2000). Puede definirse entonces la biorremediación como una tecnología de biorrestauración de ambientes naturales previamente contaminados con xenobióticos. que en español se traduce como biorrestauración. El uso de tecnologías de biorremediación presenta varias ventajas respecto a otras técnicas alternativas para eliminar los compuestos contaminantes como son los tratamientos físico-químicos tradicionales. sin embargo el tratamiento biológico de residuos implica la eliminación de los contaminantes presentes en los residuos inmediatamente después de ser generados y antes de que arriben a los cuerpos receptores. La transformación parcial es la obtención de un compuesto menos tóxico que el parental. respectivamente (Thalasso y Pineda. agua y metano (condiciones anaerobias). únicamente cambia el momento de aplicación.(COV) y el ozono (O3) que afectan directamente la salud humana. GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN El término inglés “bioremediation”. hongos. Algunas de estas ventajas son: bajos costos de instalación y operación. oxígeno y nutrientes para acelerar los procesos de biodegradación natural. Durante la biodegradación se produce una transformación parcial o total de los contaminantes. aguas subterráneas y aire contaminados con xenobióticos. La biorremediación se fundamenta en solucionar un problema ambiental establecido en un medio natural. Es importante destacar que la biorremediación es efectiva solo si el contaminante es biodegradable (Maier y col.. La diferencia entre biorremediación y tratamiento biológico de residuos está en el momento de aplicación o actuación. en el que previamente ha ocurrido un escape puntual o contínuo de los contaminantes. Por otra parte es válido señalar que en la biorremediación de suelos y aire contaminados se utilizan técnicas de tratamiento biológico de residuos como es el caso del compostaje y la biofiltración respectivamente. destacándose los CFCs y el dióxido de carbono. mientras que. tecnología de 6 . mientras que la mineralización o transformación total es la degradación hasta dióxido de carbono (procesos aerobios). levaduras y algas) y algunas plantas. utilizando la capacidad metabólica de los microorganismos (bacterias. A nivel regional destacan los óxidos de nitrógeno (NOX) y de azufre (SOX) que provocan las lluvias ácidas y dañan seriamente los ecosistemas y las edificaciones. 2002). El punto de convergencia entre los dos procesos es la utilización de microorganismos como agentes activos de los mismos. Durante el proceso de biorremediación se produce una ralentización del proceso de biodegradación ya sea por un enriquecimiento de los componentes más recalcitrantes o por una disminución de la biodisponibilidad de los contaminantes. 2005). En este caso la participación del hombre es solo para el seguimiento y control del proceso. Kerr y Capone. simultánea los procesos físico – químicos de transformación total o parcial de los contaminantes. alteran o eliminan por completo la microbiota autóctona del ecosistema y modifican sus características físicoquímicas (Viñas. La biorremediación dirigida consiste en provocar la bioestimulación o bioaumentación de las poblaciones microbianas para acelerar el proceso de biodegradación natural (Viñas y col.. las técnicas físicoquímicas. 2001. 1990. 1981. Nápoles. Sin embargo. Cabrerizo y col. ya sea por adaptación previa al contaminante (Bossert y Bartha.fundamentalmente) (Viñas y col. 2005). oxígeno en forma de H2O2 o por agitación y agua (Trejo. La biorremediación por bioaumentación consiste en inocular microorganismos exógenos con degradadores. 1999). Estos microorganismos degradadores se añaden para complementar la población endógena existente en la zona afectada y en un número tal que se degrade una cantidad significativa del contaminante antes de inactivarse. 1984.. Se aplica cuando los nutrientes necesarios no están presentes en la zona dañada y no pueden ser añadidos a ésta o cuando la microbiota indígena está muy deprimida o no existe (Viñas y col. 2001. los productos formados son generalmente inocuos. Núñez. 2001). La biorremediación por bioestimulación se basa en estimular el crecimiento de los microorganismos endógenos por la adición de nutrientes (NO3. Una de las limitaciones que presentan las técnicas biológicas respecto a las técnicas fisicoquímicas es el tiempo necesario para alcanzar una biodegradación aceptable según las normativas. de forma natural y. Esta estrategia se aplica cuando existe población endógena en la zona contaminada con capacidad degradativa. 4. Ford y col.fácil aplicación. Leahy y Colwell. 1997. Los microorganismos pueden ser introducidos en 7 .y PO43. aún pudiendo ser más rápidas y efectivas en la disminución de la concentración de contaminantes. Biorremediación intrínseca y biorremediación dirigida Las estrategias de biorremediación se agrupan en dos tipos: intrínseca o atenuación natural y dirigida. 2003).. 2005). 1999).4 Estrategias de biorremediación. La primera se basa en la capacidad de las poblaciones microbianas autóctonas para llevar a cabo.. 1998) o manipulación genética (Hada y Sizemore. tratamiento seguro con un mínimo riesgo a la salud y es tecnológicamente efectiva (Castillo y col. sin embargo el control de la actividad biodegradativa no es fácil debido a la dificultad de liberación de O2 u otro aceptor alternativo de electrones y microorganismos en la zona contaminada.. Estos se encuentran sin embargo en bajas concentraciones en áreas no contaminadas y se incrementan en ambientes sometidos a impactos crónicos del contaminante (Núñez. 8 .. 2001. 2005). pudiendo ser necesario la utilización combinada de la bioaumentación y la bioestimulación (Núñez. se encarece el proceso (LaGrega y col. Es aplicable tanto a suelos como a acuíferos (Blackburn y Hafker. 2004). además de que no es posible prevenir la migración de contaminantes fuera de la zona de tratamiento (Castillo y col.. Madigan y col. Pérez. Castillo y col. 2003). La biorremediación ex situ también se aplica en suelos y agua. 2003. de que no introduce nuevos compuestos al ecosistema. La inmovilización de células se reporta en muchos casos como el más eficiente biocatalizador de enzimas inmovilizadas (Núñez y col. 2004). 2002). la biorremediación puede ser: in situ: si se realiza el tratamiento en el lugar donde se encuentra la contaminación ex situ: si se realiza el tratamiento en una instalación fuera del lugar donde se encuentra la contaminación on site: el tratamiento se realiza en la zona afectada con excavación del suelo (solamente para el caso de suelos contaminados) La biorremediación in situ no produce modificación de la estructura física del material a tratar.. 2005) 4. los cuales son productos comerciales que se utilizan en los procesos de biorremediación. Tiene como ventaja su bajo costo. sin embargo. Según el modo de aplicación de las técnicas.formulaciones liofilizadas mezcladas con nutrientes minerales (Kaushanskii y col. La bioaumentación ha sido utilizada comúnmente en la biorremediación de aguas contaminadas y tiene la ventaja. 2003. sin embargo el crecimiento de los microorganismos provoca un aumento del consumo de nutrientes y oxígeno.5 Microorganismos utilizados en biorremediación Muchos microorganismos poseen la capacidad de utilizar diferentes xenobióticos como única fuente de carbono y se encuentran ampliamente distribuidos en la naturaleza. tal es el caso del PUTIDOIL y el BIOTEMPOSCREEM. en principio. 1994). 1993. Atlas y Bartha.. 1997. Los procesos mediante el empleo de enzimas y células inmovilizadas son una de las principales tendencias en la biotecnología moderna. como se necesitan plantas de tratamiento para llevar a cabo la degradación. Trejo. 9 . 2005. Bacillus. Núñez y col.. 2004). sin embargo no siempre una simple bacteria posee toda la capacidad enzimática necesaria para degradar uno o varios compuestos orgánicos contaminantes del ecosistema. 1997. Nocardia y Pseudomonas spp (Leahy y Colwell. Arthrobacter. En la tabla 1 se recogen los principales microorganismos que se utilizan en sistemas de biorremediación de suelos y aguas. Los géneros bacterianos degradadores de xenobióticos más comunes tanto en suelos como en aguas son: Alcaligenes.. Un gran número de bacterias son capaces de metabolizar compuestos xenobióticos como fuente de carbono en cultivos puros (Abalos y col.De todos los organismos vivos que se utilizan en las tecnologías de biorremediación. 2005. 1990). son las bacterias el grupo microbiano más importante debido a la gran variedad de géneros y especies y a la versatilidad metabólica que poseen. Nápoles. Las poblaciones mixtas o consorcios microbianos tienen mayor poder biodegradativo porque la información genética que codifica al sistema enzimático del consorcio o la población mixta es más completa y por tanto es más probable la degradación de las mezclas complejas de xenobióticos presentes de un área dañada (Schlegel. 2004). Viñas. Mycobacterium sp. 1991. (Figura 2c) Saccharomyces sp. 1999 Leahy y Colwell. 1992. Schlegel. Bacillus sp. 1992 Zheng y Obbard. Chlorella sp. 1990. 1990. Nocardia sp. 1998. Schlegel. Phanerochaete sp.. 1997. Dagher y col. Castillo y col. Cerniglia. Cerniglia. 1998. 1990.. 1999 Leahy y Colwell. 1997. 1990.. Cerniglia. Schlegel.. 1992. Mueller y col.Tabla 1: Microorganismos utilizados en sistemas de biorremediación de suelos y aguas GRUPO GÉNERO Alcalígenes sp.. Penicillium sp. Nuñez y col. 1997. 2005 Leahy y Colwell.. Fonseca. 2000. (Figura 1b) REFERENCIA BIBIOGRÁFICA Leahy y Colwell. Castillo y col. 1990. Levaduras (Figura 3) Candida sp.. 2003 Semple y col.. Bezalel y col. Nuñez. (Figura 4b) Chlamydomonas sp. (Figura 2a) Hongos Rhizopus sp. 1998. Cerniglia. Castillo y col. (Figura 2b) Pleurotus sp. 2003 Leahy y Colwell.. Cerniglia... Leahy y Colwell. 1998. 2005 Aspergillus sp. 1997 Leahy y Colwell. 1990. Castillo y col. Noordman y col.. Pseudomonas sp. 1990. 1994. 1992 Semple y col. Fonseca. Olivera y col. (Figura 1c) 1992. 2000. 1990. 1990... 2005 Leahy y Colwell. 1999 10 . 1997 Leahy y Colwell. Nuñez. Eggen. Leahy y Colwell. 2004 Leahy y Colwell. 1998. (Figura 4a) Algas Dunaliella sp. 2005 Leahy y Colwell. Arthrobacter sp. 1990 Fonseca. 1990. 1990.. Stringfelow y Aitken... Schlegel. (Figura 1a) Corynebacterium sp. a) Penicillium sp b) Phanerochaete sp c) Pleurotus sp Figura 2: Algunos hongos utilizados en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. b) Nocardia sp. 11 . c) Pseudomonas sp.a) Bacillus sp. Figura 1: Algunas bacterias utilizadas en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. a) Chlorella sp. b) Dunaliella sp.Saccharomyces sp Figura 3: Saccharomyces sp.: levadura utilizada en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. Figura 4: Algas utilizadas en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. 12 . 2001. 13 . Nápoles.. se forman estructuras ramificadas estéricamente inaccesibles a la degradación. CH3). Los factores abióticos o físico – químicos agrupan aquellos que se relacionan con el contaminante (estructura química.1 Estructura química y concentración del contaminante La biodegradabilidad de un compuesto orgánico se debe a que es utilizado por los microorganismos como fuente de carbono (Viñas y col. 1990. Los compuestos aromáticos o cíclicos se degradan a partir de la ruptura del anillo (Figura 5).. humedad. pero cuando se incluyen como sustituyentes alcanos de cadena larga... La incorporación de halógenos disminuye la degradabilidad por estabilización del anillo aromático (Leahy y Colwell. la reacción no tendrá lugar. 2002). disminuyendo entonces la actividad biodegradativa. generalmente. disponibilidad de oxígeno y nutrientes). La degradación de PCBs es más compleja ya que el orden decreciente de biodegradación es. 2005). 1990). días. (Ercoli y col. Viñas. n-alcanos > isoprenoides >aromáticos de bajo peso molecular > cicloalcanos > poliaromáticos > moléculas polares (Leahy y Colwell. 5. 2002) y es un proceso que puede durar horas. los compuestos alifáticos insaturados se degradan más lentamente que los saturados. De la misma forma. La biodegradación de contaminantes depende de factores abióticos y bióticos (Ercoli y col. temperatura. Si el “sitio de acción o ataque” del enzima degradativo se encuentra bloqueado (isoprenoides o moléculas sustituidas con grupos voluminosos COOH. mientras que los bióticos dependen de los microorganismos (población microbiana y cometabolismo). meses o años según las condiciones (Atlas. concentración y biodisponibilidad) y las condiciones medioambientales (pH. 1999). Los compuestos alifáticos se degradan fácilmente por oxidaciones sucesivas.5 FACTORES Q UE AFECTAN LA BIODEGRADACIÓN DE LOS CONTAMINANTES Teniendo en cuenta que la biorremediación depende de la velocidad de biodegradación de los contaminantes es necesario considerar los factores que afectan la biodegradación. 1991). b) naftaleno y c) tolueno. a) nalcanos.(a) CH3-(CH2)n-CH3 monooxigenase CH3-(CH2)n-CH2OH alcohol-deshydrogenase CH3-(CH2)n-CHO aldehyde-deshydrogenase CH3-(CH2)n-COOH Beta-oxidation (b) (c) CH3 naphtalene-dioxigenase toluene-dioxigenase salicylaldehyde-deshydrogenase benzaldehyde-deshydrogenase COOH OH salicilate-hydroxilase COOH OH OH benzoate-hydrocylase catechol-dioxigenase meta orto Piruvate + Acetaldehyde Succinil-CoA + Acetil-CoA TCA Figura 5: Ruta metabólica de degradación de hidrocarburos por Pseudomonas aeruginosa. 14 . El último paso en la degradación de n-alcanos involucra la Betaoxidación y la degradación de aromáticos y poliaromáticos finalizan en ciclo de TCA. En ambas rutas el catecol es el intermediario. Los compuestos xenobióticos. Fonseca. En la figura 6 se muestra un diagrama ilustrativo del destino de estos compuestos que están presentes en el ambiente. 1998. 2005). la actividad microbiana y los diferentes procesos físicos químicos que tienen lugar. 2002). Por encima del 30 % la velocidad de degradación es muy baja aunque no nula.. con el tiempo van modificando su composición por acción de los agentes ambientales. Utilizando la técnica de bioaumentación se ha aumentado la velocidad (Ercoli y col. Xenobióticos No volátiles Volátiles Soluble en agua Insoluble en agua no Posible evaporación si A B Acumulación al sitio 1 Químicamente inerte Químicamente activo no Condiciones favorables si Acumulación en atmósfera 1 2 Solventes clorados en rellenos de tierra Tetracloruro de carbono.Cuando la concentración de contaminante es alta puede ocurrir inhibición de la actividad microbiana por toxicidad de la fuente de carbono (LaGrega y col. por lo que la velocidad de transformación disminuye con el envejecimiento de la contaminación (Young y Cerniglia. Nápoles. CFCs 2 desaparece Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente. Se han registrado en ensayos de campo procesos biológicos a concentraciones de contaminantes de hasta 30 %. Como resultado de ello el contaminante se enriquece en compuestos pesados. Nápoles. 1995. 2005). 15 . más difíciles de degradar. 2001. aguas subterráneas y superficiales Plaguicidas solubles en agua en climas áridos Ácidos benzoicos clorados y algunos plaguicidas Muchos plaguicidas y petroquímicos 5 Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente (continuación). 16 .A no Agua disponible si Acumulación en el sitio 3 Químicamente inerte Químicamente activo no Condiciones favorables si desaparece Se adsorbe No se adsorbe si Matriz disponible no No degradable Fácil degradación microbiana Fácil degradación microbiana No degradable no Condiciones favorables si Condiciones favorables no Acumulación en el sitio o se transporta con la materia 4 3 4 5 desaparece Transporte en el suelo. PCBs Alquitrán de hulla. 17 . PAHs Acumulación en el sitio 7 Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente (continuación).B En la biomasa No en biomasa Química y bioquímicamente inerte Química y bioquímicamente activa Química y bioquímicamente activa Química y bioquímicamente inerte no Condiciones favorables si Condiciones favorables no desaparece Acumulación en la cadena alimenticia 6 6 7 DDT. Un exceso de biodisponibilidad puede inducir toxicidad por exceso de concentración.2 Biodisponibilidad La metabolización de las diferentes moléculas y. 2000). La biodisponibilidad puede ser: Limitada: si el contaminante tiene alguna barrera física o química que impide que el microorganismo pueda introducir la molécula en su interior para metabolizarlo. La molécula orgánica penetra al medio intracelular a través de las micelas del tensoactivo (Figura 7). Positiva: si el contaminante penetra al interior de la célula microbiana para su metabolización. Una estrategia comúnmente utilizada para aumentar la solubilidad y biodisponibilidad de los contaminantes poco solubles en el sistema de cultivo es la utilización de tensoactivos sintéticos (etoxilados. por tanto el término biodisponibilidad se refiere al contacto entre el xenobiótico o contaminante y el sistema biológico para inducir cualquier efecto (Mahro. por tanto.5.. lipopéptidos y emulsanos). 2004. Un requisito indispensable para que las moléculas estén más accesibles a las células microbianas en su solubilización es el sistema acuoso de cultivo. Esta estrategia ha sido frecuentemente utilizada en el caso de hidrocarburos (Abalos y col. 2004). su biodegradación está condicionada a su disponibilidad como sustrato por parte de la célula microbiana. es decir.. que la molécula penetre hacia el interior de las células. bencenosulfonatos) y microbianos (ramnolípidos. Cubitto y col. 18 . COO - - OOC COO - Micela - CH3 CH3 CH3 H C 3 OOC M O H3 C COO - CH3 H C H3C 3 - OOC COO - MO COO - COO - Monómero (ramnolípido) Medio extracelular Medio intracelular CH3 Medio extracelular Medio intracelular Pared celular Canal receptor anfifílico Bicapa fosfolipídica (membrana) Molécula orgánica Oxidaciones sucesivas β-oxidación Figura 7: Mecanismo de penetración de las moléculas orgánicas (MO) al medio intracelular a través de las micelas. 19 . Para suelos. 1995. Durante el cambio de poblaciones disminuye la actividad microbiana (Young y Cerniglia. La velocidad de degradación aumenta con la temperatura. 1997). aunque el óptimo es pH neutro. No obstante. o se produce una rotación poblacional hacia especies más resistentes a las altas temperaturas (Semple y col. El agua. por lo que un incremento de la misma es útil. PO43-. Comúnmente las temperaturas más adecuadas se encuentran entre 15 ºC y 45 ºC. siendo los más adecuados los comprendidos entre 6 y 8 unidades. NO2-. (microorganismos mesófilos). aunque se han descrito algunos trabajos de biorremediación con microorganismos termofílicos extremos y psicrófilos (Feitkenhauer y col. Las formas catiónicas (NH4+. Cl-) son más solubles a pH alcalino. el nivel óptimo de humedad depende de las propiedades de cada suelo. Mg2+. 2003).. al formar parte del protoplasma bacteriano. 2002). Nápoles. Ca2+) son más solubles a pH ácido mientras que las formas aniónicas (NO3-. el tipo de contaminación y si la biodegradación es aerobia o anaerobia. 2005). dependiendo del tipo de microorganismo. Sin embargo cuando supera los 40 ºC ocurre una disminución de la actividad microbiana por desnaturalización de los enzimas. 2002). la humedad puede limitar de forma severa la biodegradación..5. Es conveniente mantener una humedad alrededor del 70 % de la capacidad de campo ya que un exceso de la misma reduce la concentración de oxígeno en el suelo e impide el desarrollo adecuado de los microorganismos (Viñas. cuando el pH excede de 8 unidades se debe disminuir el mismo mediante adición de azufre y si es menor de 6 se puede incrementar mediante la incorporación de carbonato o hidróxido de calcio (Ercoli y col. 2001).. 1999. humedad y temperatura El pH del medio es importante para el desarrollo de los microorganismos degradadores. La temperatura influye en la velocidad de degradación. En el caso de biorremediación de suelos.. fundamentalmente en suelos superficiales afectados por oscilaciones importantes en el contenido de agua. La variación del pH afecta a la actividad microbiana y también la solubilización y adsorción / absorción del contaminante e iones. Ercoli y col. 20 . actúa como medio de transporte a través del cual los nutrientes y el oxígeno son movilizados hasta el interior de las células (Schlegel.3 Condiciones ambientales: pH. para Pseudomonas) o por bacterias fototróficas. hidroxilaciones anaerobias o formación de tioésteres del correspondiente ácido aromático con el acetil – CoA).o SO42. es más común la oxidación a través de oxigenasas a intermediarios que se incorporan fácilmente al ciclo de Krebs. el protocatecuato y el gentisato (anillos aromáticos) y ácidos grasos en el caso de cadenas lineales. CO2) biomasa + CO2 + (N2. 1995). SO42-. S2+. Cuando el oxígeno es utilizado como aceptor final de electrones los procesos de biodegradación son de tipo aerobio.5. 21 . En cambio las bacterias metanógenas degradan los compuestos aromáticos en cultivos mixtos (Leahy y Colwell. La cadena la inicia el sustrato orgánico que es externo a la célula y que actúa como donor de electrones.4 Disponibilidad de Oxígeno El fundamento bioquímico de la biodegradación son las reacciones de óxido – reducción de la cadena respiratoria cuyo fin es la obtención de energía.. tal es el caso del catecol. Los aceptores de electrones comúnmente utilizados por los microorganismos son oxígeno. Los compuestos aromáticos pueden ser oxidados a CO2 por cultivos puros de bacterias que realicen respiración anaerobia (Ejemplo: NO3. ataque enzimático (mediante reductasas) de los intermediarios activados y conversión de los compuestos no cíclicos (como resultado de la ruptura del anillo) en metabolitos centrales. Mn2+. 1990. Mn4+. Sustrato + O2 biomasa + CO2 + H2O Si se utiliza otro diferente del oxígeno los procesos de biodegradación son de tipo anaerobio (Madigan y col. 2000). El proceso ocurre en tres etapas: activación del sustrato (carboxilaciones. CH4) Cuando se trata de la vía aerobia. el hierro (III). La vía más común de degradación es aerobia. Fe2+. no obstante la anaerobia puede tener lugar (Häggblom y Valo. Sustrato + (NO3-.. Fe3+. 2004). nitrato. el sulfato y el dióxido de carbono. Maier y col. La degradación anaerobia de compuestos aromáticos implica la reducción de los dobles enlaces del núcleo aromático. otros necesitan una fuente de energía adicional a la fuente de carbono. ácidos nucleicos. Así. y representa aproximadamente el 50 % de la masa seca de la célula. además de estar presentes en la materia orgánica como grupos aminos (Núñez. El nitrógeno se requiere en grandes cantidades porque constituye cerca del 10 % de la masa seca de la célula (forma parte de proteínas. para la asimilación de estos compuestos se hace necesario en la célula microbiana la presencia de enzimas invertasa (glucosidasas y fructosidasas) las cuales desdoblan la molécula de disacárido en los monosacáridos correspondientes para así ser asimilado por los microorganismos y obtener la energía necesaria para llevar a cabo su metabolismo (White.5. El nitrato también puede ser usado por algunos microorganismos pero puede en ocasiones retardar el crecimiento antes que se produzcan las enzimas necesarias para la reducción de los mismos (Moat y Foster. incluidas sustancias tóxicas y carcinógenas. polímeros de la pared celular de los microorganismos. El nitrito es el producto de la reducción del nitrato y de la actividad metabólica de Nitrosomonas y otras 22 .). nitritos. los compuestos carbonados no sólo suministran el carbono para las estructuras celulares. Los microorganismos lo obtienen en forma natural como amonios. 2003). existen desde los organismos autótrofos que usan CO2 hasta los organismos heterótrofos que emplean compuestos orgánicos como fuente de carbono. 1995). La fuente preferente de nitrógeno es el amonio porque entra directamente al metabolismo y por tanto puede ser usado prácticamente por todos los microorganismos. también ellos son la fuente de energía metabólica. 1995). La fuente de nitrógeno interviene en la síntesis de aminoácidos y enzimas. Es importante destacar que en la mayoría de los casos. Entre las fuentes de carbono más utilizadas se encuentra la glucosa. 2004). Los microorganismos son capaces de emplear desde las formas más oxidadas (CO2) hasta complejos polímeros de alto peso molecular. compuestos orgánicos que contienen nitrógeno molecular.5 Concentración de nutrientes El metabolismo exige fuente de carbono. monosacárido que es utilizado por los microorganismos para obtener energía mediante la glucólisis. nitratos. etc. de este modo muchos organismos obtienen simultáneamente carbono y energía de la misma sustancia. mientras otros son muy especializados (Madigan y col. El carbono es el elemento más importante por su peso en la nutrición. nitrógeno y fósforo fundamentalmente. Algunos son muy diversos en sus exigencias tanto en clase como número de compuestos que usan como fuente principal de carbono.. También son utilizados frecuentemente los disacáridos como la sacarosa y maltosa. Mycobacterium. La fuente de fósforo actúa en la formación de los compuestos energéticos celulares que se utilizan en los procesos de síntesis y degradación. 1986). 2005). poseen la capacidad de asimilar el nitrógeno molecular: proceso denominado fijación del nitrógeno. Las fuentes de fósforo más utilizadas en cultivos de bacterias son K2HPO4. y dentro de este intervalo se han descrito relaciones de C:N de 600:10. Los organismos fotosintéticos lo asimilan en forma de nitratos. Esta capacidad es exclusiva de procariotas y es un proceso lento y está muy difundido en la naturaleza (Madigan y col. el uso excesivo de nutrientes inorgánicos también puede inhibir los procesos de biodegradación. Juteau y col. también se han utilizado fertilizantes inorgánicos oleofílicos de liberación lenta (Inipol 23 . como fosfato.. 2005) describieron una inhibición de la mineralización de fenantreno al añadir nitrógeno inorgánico. Azospirillum y Rhizobium. se ha demostrado que la utilización de la fuente nitrogenada es muy rápida.especies. 1997). que involucra una reducción preliminar del N2 a NH3. tales como Azotobacter. siendo necesario suministrarlos en forma reducida (Parés y Juaréz.. 2001. NaH2PO4 o mezclas de ellas (Robert y col. así como la pérdida de los mismos por lixiviación. En la biorremediación de ecosistemas terrestres. 2003). éste es suministrado generalmente. Nápoles. 1991). en forma oxidada. Asimismo. suele tener un efecto positivo incrementando las poblaciones microbianas y las tasas de biodegradación del contaminante.. Es común encontrar microorganismos incapaces de asimilar las formas oxidadas del nitrógeno. Algunas bacterias. o sea. Para evitar el exceso de nutrientes. Bacillus. Los suelos no alcanzan a cubrir todas las necesidades metabólicas y deben ser incorporados en fertilizantes agrícolas en forma de urea o sulfato de amonio y se ha utilizado nitrato (Viñas y col.. fosfolípidos. 2004). El fósforo está presente en los ácidos nucleicos. GTP. Na2HPO4. 500:10 y C:N:P de 300:10:1. Muchos otros organismos no fotosintéticos también lo pueden asimilar en forma oxidada. NAD+ y FAD. Morgan y Watkinson (citado en Viñas. La dosificación de nitrógeno y fósforo se realiza en función de la concentración de carbono con una relación C:N:P 100:10:1 (Viñas y col. 2001. Otros autores recomiendan utilizar relaciones de C:N de 100:10 a 1000:10 para la biodegradación de suelos contaminados con hidrocarburos. siendo reducidos mediante el metabolismo. Algunos microorganismos reducen éste a amonio o nitrógeno molecular. KH2PO4. En general la adición de fuentes inorgánicas de nitrógeno y fósforo es beneficiosa para los procesos de biodegradación. ácido teicoico y en nucleótidos tales como ATP.. existen estudios que han descrito efectos inhibitorios en la adición de nutrientes inorgánicos. Alternativamente el nitrito puede ser oxidado a nitrato por especies de Nitrobacter (Gottschalk. La adición de fuentes de nitrógeno y fósforo inorgánicas. los consumidores primarios inician el proceso de degradación y los consumidores secundarios utilizan los productos metabólicos de los primeros para degradarlos. En hábitats 24 . hierro y aluminio) (Viñas.. mixtos o consorcios (Viñas. que posea los enzimas necesarios que catalicen las reacciones de degradación.EPA® 22) para la biorremediación de suelos contaminados.7 Cometabolismo El cometabolismo es el proceso a través del cual algunos componentes orgánicos. 5. 2001). Fonseca. PCBs. suministrándoles productos metabólicos (como factores de crecimiento). por ejemplo azúcares. eliminando tóxicos mediante cometabolismo y produciendo intercambio de material genético (Alexander. determina la rapidez con la que el compuesto puede ser transformado y/o mineralizado. Esta adaptación puede ocurrir por tres mecanismos: a) inducción o depresión de enzimas específicos b) cambios genéticos que deriven en nuevas capacidades metabólicas c) enriquecimiento selectivo de microorganismos capaces de transformar un compuesto de interés. 5. son transformados en presencia de otro sustrato (co – sustrato) natural adicional. 1999. Los microorganismos pueden degradar los contaminantes en forma de cultivos puros.). El tipo de contaminación influye notablemente en las características de la comunidad microbiana. pesticidas. Este mecanismo es ampliamente utilizado en la obtención de consorcios microbianos degradadores de xenobióticos complejos (HPAr. Además.6 Población microbiana La población microbiana es el factor determinante para que ocurra el proceso de biodegradación. LaGrega y col. Se necesita una población microbiana adaptada. En los consorcios se establece una compleja interacción de las especies microbianas. es importante destacar que la acción de los nutrientes inorgánicos puede estar limitada debido a la interacción química con los contaminantes del suelo (el amonio puede unir las arcillas por intercambio catiónico y el fosfato puede unirse y precipitar con iones de calcio. etc. 2005). para el caso de tratamiento de suelos. 1999. En una mezcla de poblaciones microbianas. La adaptación o aclimatación de una comunidad microbiana a un contaminante dado. 1998) que siempre es más eficiente que el cultivo puro. Además pueden facilitar el crecimiento de los primarios. que los microorganimos no pueden degradar si se hallan como única fuente de carbono. naturales puede suceder la co – utilización simultánea por bacterias aerobias heterótrofas. El tratamiento de suelos contaminados con hidrocarburos requiere una concentración mínima de microorganismos hidrocarbonoclastas de 103 a 104 UFC/g suelo y de microorganismos heterótrofos totales de 105 a 106 UFC/g de suelo. Entre las consecuencias ambientales del cometabolismo podemos citar: 1. puede ser degradado cometabólicamente por bacterias metanogénicas que crecen en metano (CH4) como única fuente de carbono (Alexander. Como resultado de esta falta de crecimiento. de muchos sustratos diversos (Bordons y Constantin. Que el sustrato inicial se transforme en un producto que inhiba la actividad de los enzimas que conducen a la mineralización o que inhiba el crecimiento del microorganismo. 2001). la velocidad de transformación del xenobiótico no aumenta con el tiempo sino que es bastante baja debido a la pobre población inicial (contrasta con la mineralización). Que el enzima inicial conviertan el sustrato en otro producto que no es sustrato para otros enzimas ni para la producción de energía. 3. Que el microorganismo necesite un segundo sustrato para llevar a término alguna reacción determinada (por ejemplo: dador de electrones). LaGrega y col. 2. También se puede lograr un incremento importante estimulando la población microbiana existente por incorporación de nutrientes (Solanas. Las causas del cometabolismo son las siguientes: 1. 1999. 2002).. 1999). El solvente tricloroetano (TCE). 3. 2. Las poblaciones microbianas responsables de la transformación cometabólica no aumentan la biomasa como resultado de la introducción del producto en el agua o suelo. Si esta masa crítica no fuera suficiente se pueden incorporar microorganismos al suelo mediante inoculación o bioaumentación. compuesto carcinogénico y resistente a la biodegradación. 25 . Se refleja su incapacidad de utilizarlo para fines biosintéticos (contrasta con la mineralización). Un producto o varios productos de la transformación pueden acumularse y pueden persistir las características estructurales asociadas a la toxicidad del compuesto debido a que la transformación conduzca a la formación de un producto similar al parental. Mediante la fitoextracción inducida. profundidad a la que pueden llegar los sistemas radiculares de las plantas. 26 . explosivos o hidrocarburos del suelo y aguas subterráneas ya sea por sí mismas o a través de la acción de las bacterias que viven en sus raíces.. mientras que la fitoextracción contínua es simultánea al crecimiento de la planta extractora. Como las plantas contribuyen a reducir la acción del viento y la lluvia sobre las zonas contaminadas evitan que la contaminación se extienda a otras zonas (Alexander. Se). Ni. translocación y resistencia a altas concentraciones de metales (Castillo y col. 1999. las plantas pueden extraer entre 0.6 FITORREMEDIACIÓN TERRESTRES DE ECOSISTEMAS ACUÁTICOS Y La fitorremediación consiste en la utilización de plantas para eliminar contaminantes orgánicos o inorgánicos aprovechando la capacidad de aquellas para metabolizar o concentrar todo tipo de compuestos químicos y reducir así la contaminación del medio ambiente (Castillo y col. Los contaminantes se transforman por la acción del metabolismo vegetal en otras moléculas de menor toxicidad o son oxidadas en su totalidad y liberadas a la atmósfera en forma de gases de la respiración. En la tabla 2 se muestran los diferentes tipos de fitorremediación. lo que implica una duración de décadas para limpiar áreas fuertemente contaminadas. Éstas extraen del subsuelo los contaminantes. 2005). 2005). 2005). La fitoextracción de metales pesados se puede llevar a cabo mediante complejos metálicos auxiliares (fitoextracción inducida) o de forma contínua. Brassica juncea. tras aplicar el agente quelante (EDTA). Arabidopsis thaliana. Castillo y col. La fitoextracción inducida tiene lugar una vez las plantas han crecido. Viola calaminaria.. Esta capacidad se debe a factores fisiológicos. tienen la capacidad de concentrar metales en sus tejidos. La fitorremediación es eficaz solo cuando la concentración de contaminantes es reducida y requiere que éstos se encuentren en la rizosfera. La fitoextracción contínua utiliza plantas que acumulan más de un 1 % del peso seco del tallo en forma de metales (Zn. bioquímicos y genéticos responsables de la acumulación. tales como Thlaspi caeruslescens.. Astragalus bisculatus y Shewanella putrefaciens. que son introducidos en sus tejidos junto con el agua y las sales minerales necesarias para el desarrollo de los vegetales.5 ton/Ha de Pb al año.2 y 0. capturar y degradar plaguicidas. Algunas plantas. benceno. DNT. Degradación compuestos orgánicos (Figura 8 b) Las plantas tolerantes a metales se Lagunas de desecho de yacimientos mineros. pesticidas fosfatados. zinc Fitoextracción las partes aéreas y cosechables de la planta (Figura 8 a) Absorción. atrazina. cobalto. almacenan y degradan Municiones (TNT. RDX. compuestos fenólicos Rizofiltración en las raíces a partir de efluentes líquidos contaminados. fenoles y nitrilos. precipitación y concentración de los metales pesados Cadmio. nitrotolueno). DDT. selenio y solventes clorados (tetraclorometano y triclorometano) Fitovolatilización metales pesados o compuestos orgánicos y los liberan a la atmósfera con la transpiración. Fitodegradación compuestos orgánicos para dar subproductos menos tóxicos o no tóxicos. solventes clorados. Las plantas acuáticas y terrestres captan. Hidrocarburos derivados del petróleo y poliaromáticos. plomo. cromo. niquel. zinc isótopos radioactivos. tolueno. mercurio. etc. plomo selenio. mercurio. atrazina. cromo.Tabla 2: Tipos de fitorremediación TIPO PROCESO INVOLUCRADO Concentración de metales pesados en CONTAMINANTE Cadmio. selenio. nitrobenceno. 27 . Propuesto para fenólicos y compuestos clorados. Se usan los exudados radiculares Fitoestimulación para promover el desarrollo de microorganismos degradativos (bacterias y hongos) Las plantas captan y modifican Mercurio. plomo. etc Fitoestabilización usan para reducir la movilidad de los mismos y evitar el pasaje a aguas subterráneas o al aire. cobalto. niquel. a) b) Figura 8: Concentración de metales en las plantas mediante Fitoextracción (a) y Rizofiltración (b). 28 . BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS In situ Ex situ Inyección de oxígeno y nutrientes Biolabranza Compostaje Zona vadosa (no saturada) Zona no vadosa (saturada) Biorreactores Biopilas Bioventilación Aire en superficie Fase líquida Fase sólida Figura 9: Sistemas de biorremediación de suelos según clasificación. (Figura 9). La aireación va a 29 . no suele ser necesaria la adición de bacterias.7 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS La biorremediación de suelos contaminados ya sea in situ o ex situ puede realizarse por varias vías. 7. Si a la fase acuosa. además de oxígeno se le añaden nutrientes.1 Biorremediación in situ de suelos contaminados La biorremediación in situ implica la adición de oxígeno ya sea por aireación artificial o aceptores de electrones tanto en la zona vadosa como en la no vadosa. inyectando el aire a presión para estimular la degradación aerobia del contaminante. En ocasiones se añade peróxido de hidrógeno (H2O2) u ozono (O3) disuelto en agua. En la zona vadosa la aireación se lleva a cabo por bioventilación (bioventing). mientras que en la zona no vadosa se lleva a cabo por aireación en superficie (air sparging). también inyectando el aire a presión para estimular la biodegradación microbiana y eliminar los contaminantes volátiles. 2002). Orozco y col.favorecer la degradación de los compuestos capaces de volatilizarse. En este tratamiento. Orozco y col. En algunos casos los suelos contaminados son excavados y tratados en un sitio donde la migración de contaminantes puede ser regulada por la construcción de barreras de lixiviación de arcilla compacta o plástico de modo que los lixiviados no se escurran al manto freático (Solanas. 1997. compostaje (composting) y biorreactores de fase sólida (solid phase bioreactor) o líquida (liquid phase bioreactor). y por la actividad microbiana (Bossert y Bartha. 2002. 1984. 7. facilitando la migración de la fase volátil de los contaminantes. El cultivo de la tierra posibilita combinar la bioaumentación y la bioestimulación. 1984. la humedad se controla por la adición periódica de agua. 1999). Trejo..2 Biorremediación ex situ de suelos contaminados La biorremediación de suelos ex situ se lleva a cabo mediante biolabranza (landfarming). Los procesos degradativos que ocurren durante la biolabranza son principalmente biológicos. estimulando la actividad microbiana mediante aireación y adición de nutrientes y humedad. El sistema lleva implícito un colector de lixiviados que escurran. Trejo. La oxidación fotoquímica y la volatilización están frecuentemente limitadas si el proceso tiene lugar en zonas cerradas. 2004). Atlas y Bartha.1 Biolabranza La biolabranza (llamada también cultivo de la tierra) consiste en esparcir los suelos contaminados excavados en una capa delgada sobre una superficie impermeable (Figura 10). 7. Sobre la superficie impermeable suele depositarse suelo tratado y se añade suelo contaminado para reiniciar el proceso. 2004).2. 30 . lo cual evita la pérdida por evaporación y la emisión a su vez de contaminantes volátiles a la atmósfera (Alexander. biopilas (biopiles).. 1997. Periódicamente se voltea o “labra” la tierra esparcida para estimular la actividad degradativa de las poblaciones indígenas (Bossert y Bartha. fuel oil) y policíclicos aromáticos (HPAs).Nutrientes Suelo contaminado Suelo tratado Capa impermeable Figura 10: Representación esquemática de biolabranza El cultivo de la tierra o biolabranza es muy útil en la degradación de hidrocarburos pesados del petróleo (diesel.. 1991). Trejo.2 Biopilas La técnica de biopilas se basa en la formación de pilas no mayor de 2 metros de altura de material biodegradable. incrementando el tiempo en que se efectúa la biorremediación 7. Estas pilas pueden ser aireadas de forma activa (biopilas dinámicas). Se estimula la actividad microbiana por adición de nutrientes y humedad (Bossert y Bartha. 1997. 31 . 2000). Jorgensen y col. mediante tubos perforados de aireación. volteando la pila.2. 1984. formadas por suelo contaminado y materia orgánica en condiciones favorables para el desarrollo de los procesos de biodegradación de los contaminantes.. Las limitaciones que tiene la biolabranza en el tratamiento de suelos contaminados son: Requiere de grandes emplazamientos para su aplicación Algunas condiciones que afectan la degradación biológica de los contaminantes (temperatura y lluvia) son incontrolables. no siendo muy efectivo en el tratamiento de sedimentos contaminados con pentaclorofenoles (PCP). o de forma pasiva (biopilas estáticas). creosota y carbón (Mueller y col. permitiendo así establecer una relación entre el flujo de aire y la actividad microbiana en el tiempo. Estos vapores son enviados a un sistema de biofiltración u oxidación catalítica para su tratamiento. agua. 32 . el material se apila sobre una plataforma en montones alargados (Figura 11) y la aireación se realiza mediante el mezclado manual o mecánico. ya que ello permite la eliminación de los vapores de cierta fracción de compuestos orgánicos volátiles que llegan a ser removidos del suelo contaminado durante el proceso de aireación.) mejora la estructura del suelo y favorece el proceso de biodegradación al actuar como co-sustrato. contaminantes y microorganismos. El uso de un sistema de inyección o extracción de aire en este tipo de biopila. permite el control manual o automático de la velocidad del flujo de aire que provee de oxígeno al proceso.Las biopilas se diferencian del compostaje en que la cantidad de materia orgánica añadida a la pila es menor que en la pila de compostaje ya que el objetivo no es obtener compost sino acelerar la degradación de contaminantes. En las biopilas estáticas. El mezclado de la pila proporciona una mayor distribución y facilita la biodegradación de los contaminantes. aire. ya que la aireación y homogeneización del calor se lleva a cabo por medio de un sistema de inyección (compresor) o extracción (vacío) de aire. cubierta biopila Figura 11: Representación esquemática de un sistema de biopilas alargadas A diferencia de las anteriores. En éstas. mediante tubos colocados en la base alineados paralelamente a lo largo de la pila (Figura 12). ya que permite la homogenización de los nutrientes. normalmente se emplea un sistema de extracción de aire. El sistema de biopilas alargadas es más económico y sencillo. las biopilas estáticas no necesitan mezclarse mecánicamente. proceso que a su vez permite homogeneizar la temperatura. etc. virutas de madera. La materia orgánica en la biopila (compost. . a escala de campo en la biorremediación de suelos contaminados con diesel y aceites lubricantes (Jorgensen y col. astillas de madera.3 Compostaje En el tratamiento por compostaje el material contaminado es mezclado con sustancias orgánicas fácilmente degradables. entre otros. es decir. entre éstos encontramos plaguicidas. hidrocarburos aromáticos halogenados e hidrocarburos del petróleo. 1998). Jorgensen y colaboradores aplicaron la tecnología de compostaje en biopilas.. así como la oxigenación y nutrientes apropiados En las biopilas estáticas podrían ocurrir una pérdida de uniformidad durante el tratamiento respecto a aquellos con mezclado periódico 7. para formar pilas o montones (Figura 13). tales como estiércol. 1994. 1998). Es un proceso 33 . tusas de maíz. combinaron los tratamientos de abono y biopila. Este tratamiento se puede utilizar tanto a escala piloto como a escala de campo... El tratamiento por biopilas presenta los siguientes incovenientes o limitaciones: Requiere de la excavación del suelo contaminado Las pruebas de tratabilidad deben ser aplicadas para determinar la biodegradabilidad de los contaminantes. 2000). 1994) y clorofenoles (Laine y Jorgensen. Koning y col.2. hidrocarburos poliaromáticos (Porta y col. paja fresca.Cubierta Biopila Base Bomba de vacío Filtro Figura 12: Representación esquemática de un sistema de biopilas estáticas Muchos contaminantes orgánicos son removidos satisfactoriamente utilizando biopilas. La materia orgánica añadida contribuye a incrementar la porosidad de la pila para facilitar el flujo de aire. especialmente para hidrocarburos del petróleo (Samson y col. Aunque los niveles de metales son reducidos por dilución.. Viñas y col. alcanzándose valores muy altos de temperatura entre 50 y 60 ºC que favorece la máxima degradación del contaminante (Viñas. El tratamiento por compostaje ha sido utilizado en el tratamiento de suelos contaminados con clorofenoles y HPAs (Alexander. la fracción de suelo en la pila y el tipo de contaminante. agua y se remueve mecánicamente a intervalos regulares. 34 . con una etapa de autocalentamiento. 1999. en el material sólido orgánico. lo cual estimula la proliferación de microorganismos termófilos. los metales pesados no son tratados por este método. Durante el crecimiento microbiano. el calor producido no se disipa adecuadamente. Se añaden nutrientes.estrictamente aerobio. 2001). Agua Olores Aire Drenaje Figura 13: Compostaje Las limitaciones que presenta el tratamiento por compostaje son: Requiere una superficie muy grande. El costo del tratamiento por compostaje varía con la cantidad de material a tratar. 1999). Implica la excavación de suelos contaminados lo que podría ocasionar el no control de los contaminantes orgánicos volátiles. 2005).7. Aireación superficial: está originado por una turbina situada en la parte superficial del reactor. Una vez concluido el tratamiento. Estas gotas proporcionan una buena superficie de transferencia de oxígeno y la turbulencia general resultante proporciona un buen mezclado. El principio del reactor de fase sólida es la descomposición mecánica del suelo por mezcla intensiva de los componentes en un recipiente cerrado (reactor). La biorremediación por biorreactores de fase líquida ha sido muy utilizada en la restauración de suelos y sedimentos contaminados con explosivos. Cuando dicha turbina gira. El tamaño de los biorreactores comerciales oscilan desde 3 m de altura y 15 m de diámetro hasta 4. en los que el aire es introducido bajo una turbina de alambres planos situados en la parte baja del reactor.4 m de altura y 7. hidrocarburos del petróleo. Normalmente se optimiza la biorrecuperación añadiendo nutrientes (orgánicos o inorgánicos). sometiéndose estos a un posterior tratamiento si todavía contienen contaminantes (Langwaldt y Puhakka. 35 . Se opera con un contenido de agua menor del 60 %. Los suelos o lodos contaminados se introducen en un reactor con suficiente agua para permitir la mezcla contínua.2. Turbina difusora: son sistemas combinados de aireación mecánica y difusa. también conocido por el término en inglés slurry phase. Dentro de los reactores. controlando el pH. la temperatura y oxígeno disuelto. 2000). Algunos biorreactores son inoculados con cultivos mixtos o especies microbianas con alta actividad degradativa (Solanas. El reactor de fase líquida (Figura 14). el agua es arrastrada hacia arriba en pequeñas gotas. 2002). son separados el agua y los sólidos. se utiliza para partículas muy finas del suelo altamente contaminadas con un alto grado de recirculación del agua.4 Biorreactores Los biorreactores vía suspensión se utilizan para la biorrecuperación de terrenos contaminados. En este caso el aire se fracciona en pequeñas burbujas lo que origina unas buenas características de mezclado y transferencia.. Los reactores son muy costosos por el alto grado de ingenierización del proceso. El volumen de agua en la mezcla depende de la concentración del contaminante. La aireación o suministro de oxígeno se consigue mediante diversos sistemas: Aireación difusa: el oxígeno se suministra haciendo pasar aire a través de unos dispositivos porosos (de cerámica) que suelen estar colocados en el fondo del tanque. la cual debe ser filtrada después. los microorganismos están en contacto con el suelo contaminado.6 m de diámetro (Castillo y col. no obstante presenta las siguientes limitaciones: Requiere la excavación de suelos medianamente contaminados Los suelos no homogéneos y arcillosos son difíciles de manipular No lleva implícito el reciclaje de las aguas residuales derivadas del proceso La separación de las fases (sólida y líquida) después del tratamiento es muy costosa (Solanas 2002) Nutrientes.. plaguicidas. 1991. solventes. Arostein y Alexander.productos petroquímicos. suelo Clarificador efluente Tratamiento de aguas residuales aire Lodo tratado Figura 14: Biorreactor en fase líquida 36 . preservantes de madera y otros compuestos químicos orgánicos (Mueller y col. 1992). Nápoles.8 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS La biorremediación in situ de aguas subterráneas se puede realizar por bioventilación. El método sencillo de este tratamiento sería la transferencia directa de los contaminantes volátiles a la atmósfera. por lo que el oxígeno es considerado el factor limitante más importante para la biorremediación in situ para aguas de este tipo. Existen compuestos como los halocarbonados cuya degradación se ve favorecida en condiciones anóxicas (Sulfita y col. donde finalmente podrían fotodegradarse.. La ventilación de la zona saturada o no vadosa (air sparging. con lo que se sustenta el metabolismo biodegradador de los microorganismos autóctonos (Alexander. En estos casos donde el contaminante es extraído en estado gaseoso. la ventilación se utiliza acoplada a un sistema de extracción de vapor (Pérez. 1982). que consiste en bombear el agua a la superficie. 1999. en español aire en superficie) consiste en transferir oxígeno hacia la zona saturada para estimular la biodegradación microbiana y fomentar la eliminación de contaminantes orgánicos volátiles no hidrosolubles. La ventilación de la zona no saturada o vadosa (bioventilación) es una técnica que suministra oxígeno directamente al sitio de contaminación para estimular la degradación aerobia del contaminante. 2003). Un método más avanzado sería eliminar los contaminantes del aire efluente mediante biofiltración. 2005). Las técnicas más utilizadas en la biorremediación de acuíferos subterráneos y en la eliminación de desechos orgánicos biodegradables en zonas industriales implican suministro de oxígeno y nutrientes por tiempo prolongado. 37 . El suministro de oxígeno y nutrientes puede realizarse mediante la técnica de bombeo y depuración (pump and treat) (Figura 15). En los lugares donde la solubilidad del oxígeno en agua es baja. depurarla y reinyectarla. se realiza un bombeo de una solución diluída de peróxido de hidrógeno (H2O2). como es el caso de aguas subterráneas. aire en superficie y por bombeo. carbón activado o por combustión. 38 .Figura 15: Técnica de bombeo y depuración para el tratamiento de aguas subterráneas. Pseudomonas fluorescens. la presencia o ausencia de una fase líquida móvil y por la capacidad de tratar diferentes contaminantes. las columnas empacadas. 2002). como algunos aromáticos y ciertos clorados de alto peso molecular. Las fuentes más comunes para encontrar los microorganismos necesarios para el proceso son generalmente las plantas de tratamiento de agua que reciben las descargas de las industrias en donde se generan estos contaminantes (Thalasso y Pineda. Para compuestos altamente recalcitrantes..1 Microorganismos más utilizados en el tratamiento de gases contaminados La capacidad de degradación de los microorganismos involucrados en los procesos de depuración biológica de gases depende de las características de los contaminantes.. 2002).mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. http://www.9 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AIRE Para combatir la contaminación atmosférica se han desarrollado tecnologías físicas. Micrococcus Cephalosporium sp y entre los hongos: Penicillium sp. y los biofiltros. Entre los microorganismos más frecuentes en la depuración de gases encontramos en el grupo de bacterias: Bacillus cereus. lodos activados y compostas. químicas y biológicas de tratamiento de efluentes gaseosos. la naturaleza orgánica o sintética del soporte utilizado. La biodegradación de compuestos más recalcitrantes requiere un proceso de selección para encontrar microorganismos eficientes para su oxidación.2 Tecnologías para el tratamiento de gases Existen tres tecnologías principales de tratamiento biológico de gases: los biolavadores. Pseudomonas putida.html. 9. Para compuestos o mezclas biogénicas es fácil encontrar microorganismos que degraden los contaminantes a partir de suelos contaminados. también llamadas filtros percoladores. en la cual se aprovecha la capacidad que tienen los microorganismos para degradar los contaminantes obteniéndose principalmente agua y CO2 (Thalasso y Pineda. Circinella.ine. mayo 2007). 9. Estas tecnologías difieren por la presencia o ausencia de un soporte. 2005. 39 . Actinomycetes (Castillo y col. se necesita la presencia de otros compuestos orgánicos para poder realizar la oxidación (cometabolismo).gob. tales como la depuración biológica de gases. 2 Filtros percoladores Los filtros percoladores. Esta tecnología se distingue por su capacidad para tratar contaminantes medianamente solubles en agua pero también por su sensibilidad y relativamente difícil control (Thalasso y Pineda. uno para la absorción y otro para la biodegradación del contaminante. http://www. los hace poco convenientes con respecto a los biofiltros de lecho escurrido. 2002). 9. Los biolavadores son los sistemas más adecuados para el tratamiento de compuestos muy solubles en agua. genera lodo residual y no soporta períodos de tiempo sin alimentación.1 Biolavadores El biolavado es una tecnología de tratamiento en dos etapas. mayo 2007). en forma de biopelícula sobre el soporte. La presencia de los contaminantes y del líquido nutritivo favorece el crecimiento de microorganismos.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. Con este propósito. En la primera etapa.. realizan la absorción y degradación de los contaminantes en una sola etapa.gob.2. el gas contaminado entra en contacto con una fase líquida que absorbe los contaminantes.ine. el líquido es alimentado a un reactor empacado de un material inerte cubierto de la película biológica encargada de degradar al contaminante (Thalasso y Pineda. es decir.9. el compuesto a degradar es absorbido en la fase líquida localizada en una torre de absorción llena de líquido. el gas contaminado y un medio de cultivo líquido circulan (generalmente en contracorriente) a través de una columna que contiene un soporte inorgánico (anillos Raschig). La operación consiste en hacer fluir el gas a contracorriente a través del líquido. Luego el líquido es tratado mediante un proceso biológico tradicional (ejemplo: proceso de lodos activados).químico.2. asegurando que el filtro sea biológicamente activo y por lo tanto. 2006. 40 . Otras desventajas que poseen los biolavadores son la baja superficie de contacto gas – líquido. Ramírez y col. En esta etapa. capaz de depurar el gas contaminado. 2002.html. tecnología bien conocida en el ámbito físico . donde los contaminantes y el O2 son absorbidos. Las principales ventajas de los biolavadores son: La recirculación del líquido permite que no se acumulen productos que pudieran tener efectos nocivos para los microorganismos La facilidad de control del proceso biológico a través de la composición del medio líquido Es una tecnología sencilla Sin embargo. el requerimiento de dos equipos. Se caracteriza por el uso de un soporte orgánico (aserrín. 2002. un elevado contenido de humedad puede crear una saturación. http://www. mayo 2007). El rango óptimo de humedad del material filtrante en sistemas de biofiltración se considera entre 40 y 60%.epa.3 Biofiltración La biofiltración se define como todo proceso biológico utilizado para el control o tratamiento de compuestos volátiles orgánicos e inorgánicos presentes en la fase gaseosa y es la tecnología de tratamiento biológico de gas más utilizada. composta.pdf. provocando zonas anaerobias o incrementar la caída de presión.gov/ttn/catc/dir2/fbiorects. los microorganismos presentes en la superficie del soporte degradan los contaminantes (Thalasso y Pineda. julio 2004).ine.epa. como los compuestos clorados. por consiguiente. transformando el soporte orgánico en un filtro biológicamente activo.pdf. azufrados y amonio entre otros.1 Biofiltros de lecho fijo (BLF) Los biofiltros de lecho fijo (BLF) constan de un lecho empacado (material filtrante) que puede ser sintético u orgánico y sirve de soporte a los microorganismos y en el caso de los orgánicos como 41 .2.html. 9. Los soportes orgánicos sirven de fuente de nutrientes para los microorganismos y por lo tanto se degradan o se agotan las reservas de nutrientes disponibles. Al pasar el aire contaminado a través del lecho. turba.2. Por otro lado. El material filtrante debe tener una buena capacidad de retención de agua.gov/ttn/catc/dir2/fbiorects. julio 2004).9. Los microorganismos son los responsables de la degradación biológica de los contaminantes volátiles contenidos en corrientes de aire residual (Thalasso y Pineda. básicos o inhibitorios.) que provee los nutrientes necesarios para el crecimiento de los microorganismos. El soporte utilizado en los biofiltros debe ser reemplazado. ya que los microorganismos requieren de una importante cantidad de agua para crecer. la actividad del biofiltro. los biofiltros pueden ser de lecho fijo (BLF) y de lecho escurrido (BLE).gob. Según las condiciones en las que se encuentran los microorganismos en el sistema y del patrón de flujo de la fase líquida. El pH de estos sistemas debe ser regulado con compuestos tales como carbonatos de calcio ya que numerosos procesos de oxidación generan productos ácidos. 2002. http://www. Un bajo contenido en el lecho filtrante reduce el espesor de la biopelícula y disminuye la actividad microbiológica y.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra.3. La frecuencia de reemplazo de los soportes es muy variable y depende del tipo de gas tratado (http://www. etc. diferentes tipos de compostas.ine. Se ha reportado que en ambos sistemas de biofiltración el principal problema de operación es la solubilización del gas en la fase acuosa.gob. lo cual los pone en ventaja sobre los biolavadores respecto a la operación del mismo (Thalasso y Pineda. tierra.2.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. Ejemplos de materiales filtrantes utilizados en este tipo de filtros son rocas porosas.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. Estos sistemas se recomiendan para compuestos solubles en agua. fibra de caña de azúcar. ya que la recirculación del líquido facilita la eliminación de los productos de reacción además de un mayor control sobre el proceso biológico a través del control del pH y la composición del medio líquido. 42 .2 Biofiltros de lecho escurrido (BLE) El biofiltro de lecho escurrido (BLE) consiste de una columna empacada con un soporte inerte (usualmente de material cerámico o plástico) donde se desarrolla la biopelícula.fuente de nutrientes para el crecimiento microbiano. 2002. residuos orgánicos tales como cáscaras de arroz o de coco.ine. perlita.3. Una característica importante de los BLF es la ausencia de la fase acuosa móvil que los hace convenientes para tratar contaminantes muy poco solubles en agua (http://www. Los BLE tienen ventajas similares que los biolavadores.html. aunque es menos crítico en los BLE. La operación de absorción y biodegradación del contaminante en los BLE se lleva a cabo en un solo reactor. mayo 2007).gob. http://www. entre otros. El principio de los biofiltros de lecho fijo consiste en hacer pasar la corriente gaseosa saturada de humedad que contiene al contaminante a través del lecho en donde los contaminantes son degradados por los microorganismos. tierra de diatomeas. trozos de maderas. A través del lecho se alimenta una corriente gaseosa que contiene al sustrato a biodegradar y una corriente líquida que es comúnmente reciclada a través del lecho y que tiene la función de aportar nutrientes esenciales a la biopelícula. así como remover los productos de degradación de los microorganismos.html. 9. mayo 2007). 3 Ventajas y desventajas de los sistemas de biofiltración Tabla 3: Ventajas y desventajas de los sistemas de biofiltración TIPO DE BIOFILTRO Biofiltro de Lecho Fijo VENTAJAS Altas superficies de contacto gas.Poco líquido Fácil arranque y operación. Bajos costos de inversión Soporta periodos sin alimentación Conveniente intermitente No produce agua de desecho para DESVENTAJAS control sobre fenómenos de reacción Baja adaptación a altas fluctuaciones de flujo de gas Grandes volúmenes de operación reactor No conveniente para tratamiento de contaminantes cuyos subproductos son compuestos ácidos.3. 43 .2. operación y mantenimiento Taponamiento por biomasa Producción desecho No conveniente para de agua de tratamiento de contaminantes cuyos subproductos son compuestos ácidos. Biofiltro Escurrido de Lecho Control sustratos de concentración de Baja superficie de contacto gas-líquido Posibilidad de evitar acumulación Generación de lodos de subproductos Equipos compactos Baja caída de presión No resiste periodos sin alimentación Necesidad de suministrar Alta transferencia de oxígeno y del nutrientes contaminante Arranque complejo Altos costos de inversión.9. regional como internacional existen instrumentos jurídicos establecidos que recogen y defienden los intereses estatales y la sociedad en general. de origen relativamente reciente (http://www.geocities. en el Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs) se establecen medidas para la eliminación de la producción y uso de sustancias químicas tóxicas.html . septiembre 2007.10 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE El hombre en su desarrollo como especie tuvo necesidad de relacionarse entre sí. http://www. el Convenio de Estocolmo. la Carta Mundial de la Naturaleza y el Convenio sobre Evaluación de Impacto Ambiental en el Medio Ambiente. persistentes y bioacumulables en los organismos.. Los COPs son principalmente productos y subproductos de la actividad industrial. Tanto en el ámbito nacional. el Convenio de Rotterdan.conama.cl/192/fo-article-34552. septiembre 2007.htm. Son mezclas y compuestos químicos a base de carbono.sinia.pdf. surgiendo las primeras sociedades que modificaron sustancialmente la relación hombre – naturaleza. reduciendo o poniendo fin a la producción y consumo de sustancias controladas tales como los CFCs. que causan diversos efectos negativos en la salud humana y en el ambiente. siendo el hombre el principal ejecutor y al mismo tiempo destinatario de estas normas legales. Es una ciencia jurídica en formación y por tanto enfrentada obligatoriamente a una elaboración teórica (Caraballo y col. La entrada en vigor del Convenio de Estocolmo representa un avance en la lucha global contra la contaminación del planeta y plantea una serie de retos y oportunidades para las organizaciones 44 . Es a partir de este momento que comienza a modificar su medio. El Protocolo de Montreal compromete a las partes a adoptar medidas concretas para proteger la capa de ozono. Por otra parte. la Convención de Basilea. 2006).pdf . septiembre 2007). En la segunda mitad del siglo XX se dan las condiciones que marcan la necesidad del Derecho Ambiental. entre los que se incluyen compuestos industriales como los PCBs. http://www.nip. La Convención de Basilea recoge el control de los movimientos transfronterizos de desechos peligrosos y su eliminación (http://www.uy/docu/librillo. el cual se caracteriza por ser un saber jurídico.gov. plaguicidas como el DDT y sustancias tóxicas como las dioxinas. Entre los instrumentos jurídicos internacionales se pueden mencionar el Protocolo de Montreal. fundamentado en sólidos conocimientos multidisciplinarios.com/rap-al/convenio5.cl/portal/1301/printer-34824. septiembre 2007). .ciudadanas que promueven la protección de la salud y el medio ambiente y la búsqueda de alternativas al uso de plaguicidas químicos (Caraballo y col. logró un mayor consenso y reconocimiento de las prácticas de Evaluación de Impacto Ambiental entre las naciones (Serrano y col. La Conferencia de Naciones Unidas sobre medio Ambiente y Desarrollo.. Tecnología y Medio Ambiente. En el caso de Cuba. 2006.. 2006). 45 . 2006). El Convenio de Rotterdan trata sobre los procedimientos aplicables a ciertos plaguicidas y productos químicos. se establecieron instrumentos y leyes para la protección ambiental tales como la Resolución No 168/1995 Reglamento para la Evaluación de Impacto Ambiental y el Otorgamiento de Licencias Ambientales. aparecen como respuesta a la necesidad de asegurar un desarrollo ecológicamente racional y sostenible. la Ley 81 del Medio Ambiente que establece los principios y normas básicas de la gestión ambiental (Caraballo y col. y posteriormente en 1997. 2006).. en 1994. con la constitución del Ministerio de Ciencia. Serrano y col. la Carta Mundial de la Naturaleza y el Convenio sobre Evaluación de Impacto Ambiental en el Medio Ambiente. conocida como la Cumbre de Río. . M. Morán. y col. Tarragona. V. 2006. I. Parte 1 y 2. ED Universitat Rovira Virgill.. bioavailability bioactivity on the selection of bioremediation techniques. E. M. R.A. Biodegradation 15: 281-287 Dagher. L. Bartha. 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