UNIVERSIDAD DE ORIENTE1.1 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 INTRODUCCIÓN...................................................................................................................... 2 2 CONTAMINACIÓN DE SUELOS, AGUAS Y AIRE POR XENOBIÓTICOS.................. 3 2.1 2.2 2.3 3 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL SUELO ........................................................................... 3 PRINCIPALES CONTAMINANTES DE SISTEMAS ACUOSOS......................................................... 4 PRINCIPALES CONTAMINANTES DEL AIRE .............................................................................. 5 GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN............................................................. 6 3.1 ESTRATEGIAS DE BIORREMEDIACIÓN. BIORREMEDIACIÓN INTRÍNSECA Y BIORREMEDIACIÓN ........................................................................................................................................... 7 MICROORGANISMOS UTILIZADOS EN BIORREMEDIACIÓN ....................................................... 8 DIRIGIDA 3.2 4 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 FITORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS ACUÁTICOS Y TERRESTRES............. 26 6 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 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS........................................................... 37 8 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 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE ...... 44 10 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 4.3 Principales contaminantes del aire Teóricamente se considera que el aire siempre ha estado sometido a la contaminación. NO2. Reducción catastrófica del oxígeno disuelto. Sin embargo. por la presencia de sustancias y organismos perjudiciales a la salud. A nivel local. Serrano y col. SH2. Salinización y degradación de los suelos. descomposición de plantas y animales e incluso los aerosoles emitidos por los océanos contaminan el aire. CO2. Aumento del color y la turbiedad del agua. nitritos y amonio(eutrofización).1 mg/L). SO3. 2006). NH3. de animales y plantas. actúan como principales contaminantes las partículas suspendidas totales. alterando la salud y el bienestar humano. en las grandes ciudades y las zonas industriales. Zn etc. Aumento de la concentración de Ca y Mg y Si en las aguas superficiales y subterráneas por circulación de las lluvias ácidas.. que elimina a los peces y otras formas de vida acuática. Compuestos orgánicos: hidrocarburos. Compuestos de azufre: SO2. As. sales. Incremento de la concentración de iones fósforo (>0. aldehídos. peróxidos orgánicos COV Compuestos de los halógenos: HF. Compuestos de nitrógeno: NO. 2002. cenizas. Los contaminantes atmosféricos se pueden clasificar en los siguientes grandes grupos de compuestos: Partículas: aerosoles. además de causar perjuicios económicos y deterioro del entorno (Thalasso y Pineda. regionales o globales. tormentas de viento. Mg. Desarrollo de una fauna y flora indeseable. los compuestos orgánicos volátiles 5 . Cd. Los fenómenos naturales tales como: erupción de volcanes. HCl. aparición de olores y sabores desagradables. Incremento de la concentración de metales pesados Pb. Los contaminantes emitidos continuamente por la actividad antropogénica tienen efectos locales. Compuestos inorgánicos de carbono: CO. mercaptanos. se mencionan aquellas sustancias generadas por la actividad del hombre que producen un efecto perjudicial en la atmósfera. cuando se habla de la contaminación del aire. agua y metano (condiciones anaerobias). Puede definirse entonces la biorremediación como una tecnología de biorrestauración de ambientes naturales previamente contaminados con xenobióticos. 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. tecnología de 6 . mientras que. Durante la biodegradación se produce una transformación parcial o total de los contaminantes. 2002). respectivamente (Thalasso y Pineda. La transformación parcial es la obtención de un compuesto menos tóxico que el parental. 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. destacándose los CFCs y el dióxido de carbono. Algunas de estas ventajas son: bajos costos de instalación y operación.(COV) y el ozono (O3) que afectan directamente la salud humana. El punto de convergencia entre los dos procesos es la utilización de microorganismos como agentes activos de los mismos. en el que previamente ha ocurrido un escape puntual o contínuo de los contaminantes. GENERALIDADES DE LA BIORREMEDIACIÓN El término inglés “bioremediation”. a nivel global participan numerosos contaminantes que actúan sobre la capa de ozono y favorecen el efecto invernadero. Es importante destacar que la biorremediación es efectiva solo si el contaminante es biodegradable (Maier y col. se refiere a los tratamientos con sistemas biológicos para la restauración o limpieza de suelos. 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. Técnicamente el anglicismo biorremediación es aceptado y más utilizado. 2000). aguas subterráneas y aire contaminados con xenobióticos. utilizando la capacidad metabólica de los microorganismos (bacterias. que en español se traduce como biorrestauración. mientras que la mineralización o transformación total es la degradación hasta dióxido de carbono (procesos aerobios). levaduras y algas) y algunas plantas. La biorremediación se fundamenta en solucionar un problema ambiental establecido en un medio natural.. hongos. 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. La diferencia entre biorremediación y tratamiento biológico de residuos está en el momento de aplicación o actuación. únicamente cambia el momento de aplicación. oxígeno y nutrientes para acelerar los procesos de biodegradación natural. La biorremediación por bioaumentación consiste en inocular microorganismos exógenos con degradadores. 2001. 1999). 2001. La biorremediación dirigida consiste en provocar la bioestimulación o bioaumentación de las poblaciones microbianas para acelerar el proceso de biodegradación natural (Viñas y col. 2003). 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. Cabrerizo y col... Núñez. Leahy y Colwell. ya sea por adaptación previa al contaminante (Bossert y Bartha.fácil aplicación. alteran o eliminan por completo la microbiota autóctona del ecosistema y modifican sus características físicoquímicas (Viñas.4 Estrategias de biorremediación. Nápoles. 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. Esta estrategia se aplica cuando existe población endógena en la zona contaminada con capacidad degradativa. 1998) o manipulación genética (Hada y Sizemore.y PO43. La biorremediación por bioestimulación se basa en estimular el crecimiento de los microorganismos endógenos por la adición de nutrientes (NO3. 1981. tratamiento seguro con un mínimo riesgo a la salud y es tecnológicamente efectiva (Castillo y col. 1984. Sin embargo. 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. Ford y col. Kerr y Capone. Los microorganismos pueden ser introducidos en 7 . 1999). los productos formados son generalmente inocuos. las técnicas físicoquímicas. 1997... 2005). 2001). oxígeno en forma de H2O2 o por agitación y agua (Trejo. 2005). Biorremediación intrínseca y biorremediación dirigida Las estrategias de biorremediación se agrupan en dos tipos: intrínseca o atenuación natural y dirigida. En este caso la participación del hombre es solo para el seguimiento y control del proceso. aún pudiendo ser más rápidas y efectivas en la disminución de la concentración de contaminantes. de forma natural y. La primera se basa en la capacidad de las poblaciones microbianas autóctonas para llevar a cabo. simultánea los procesos físico – químicos de transformación total o parcial de los contaminantes. 4. 2005).fundamentalmente) (Viñas y col. 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. 1990. 2003. Los procesos mediante el empleo de enzimas y células inmovilizadas son una de las principales tendencias en la biotecnología moderna. Trejo. La biorremediación ex situ también se aplica en suelos y agua. 2004). Estos se encuentran sin embargo en bajas concentraciones en áreas no contaminadas y se incrementan en ambientes sometidos a impactos crónicos del contaminante (Núñez. 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. 1993.formulaciones liofilizadas mezcladas con nutrientes minerales (Kaushanskii y col. además de que no es posible prevenir la migración de contaminantes fuera de la zona de tratamiento (Castillo y col. Según el modo de aplicación de las técnicas. Tiene como ventaja su bajo costo. 2005). 8 . sin embargo.. La bioaumentación ha sido utilizada comúnmente en la biorremediación de aguas contaminadas y tiene la ventaja.. tal es el caso del PUTIDOIL y el BIOTEMPOSCREEM. en principio. sin embargo el crecimiento de los microorganismos provoca un aumento del consumo de nutrientes y oxígeno. La inmovilización de células se reporta en muchos casos como el más eficiente biocatalizador de enzimas inmovilizadas (Núñez y col. se encarece el proceso (LaGrega y col. Es aplicable tanto a suelos como a acuíferos (Blackburn y Hafker. 2002). como se necesitan plantas de tratamiento para llevar a cabo la degradación. 2001. los cuales son productos comerciales que se utilizan en los procesos de biorremediación. pudiendo ser necesario la utilización combinada de la bioaumentación y la bioestimulación (Núñez. 2005) 4. 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. de que no introduce nuevos compuestos al ecosistema. Castillo y col. Atlas y Bartha. Madigan y col.. 2004). Pérez. 1994).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. 2003.. 2003).. 1997. Nápoles. 2005. 9 . Viñas. sin embargo no siempre una simple bacteria posee toda la capacidad enzimática necesaria para degradar uno o varios compuestos orgánicos contaminantes del ecosistema. Núñez y col. Los géneros bacterianos degradadores de xenobióticos más comunes tanto en suelos como en aguas son: Alcaligenes. En la tabla 1 se recogen los principales microorganismos que se utilizan en sistemas de biorremediación de suelos y aguas. 1990). Arthrobacter. Bacillus. 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. Un gran número de bacterias son capaces de metabolizar compuestos xenobióticos como fuente de carbono en cultivos puros (Abalos y col. 1997.. 2004). 2004).De todos los organismos vivos que se utilizan en las tecnologías de biorremediación. Nocardia y Pseudomonas spp (Leahy y Colwell. 2005. son las bacterias el grupo microbiano más importante debido a la gran variedad de géneros y especies y a la versatilidad metabólica que poseen.. . Cerniglia. 1992. Olivera y col. 2005 Aspergillus sp. Leahy y Colwell. 1999 Leahy y Colwell. (Figura 2a) Hongos Rhizopus sp.. 1998. Cerniglia. Mueller y col.Tabla 1: Microorganismos utilizados en sistemas de biorremediación de suelos y aguas GRUPO GÉNERO REFERENCIA BIBIOGRÁFICA Alcalígenes sp. 1990 Fonseca. Fonseca. 2000. Nuñez y col. Pseudomonas sp.. 1992 Zheng y Obbard. (Figura 4a) Algas Dunaliella sp. 1990. 1990. 2004 Corynebacterium sp. (Figura 1c) Schlegel. 2000. 1998. 1990. Castillo y col.. 2003 Semple y col. 2005 Bezalel y col.. Schlegel. 1997. Cerniglia. Leahy y Colwell. 1998. Dagher y col. Eggen. Castillo y col... 1991. Stringfelow y Aitken. 1990. 1990. Castillo y col. 2003 Mycobacterium sp. Chlorella sp.. (Figura 2b) Pleurotus sp. Phanerochaete sp. 1998. 1997 Arthrobacter sp. Cerniglia.. (Figura 4b) Chlamydomonas sp. Schlegel. Nuñez. Leahy y Colwell. 1997. 2005 Nocardia sp. Fonseca.. 1990... 1990. Castillo y col. 1998.. 1990.. 1990. 1994. 1992. 2005 Leahy y Colwell. Leahy y Colwell. Leahy y Colwell. 1990. Levaduras (Figura 3) Candida sp.. 1992 Semple y col. Leahy y Colwell. Nuñez. Penicillium sp. Leahy y Colwell. 1999 10 . Cerniglia. (Figura 2c) Saccharomyces sp. 1997 Bacillus sp.. 1997. Noordman y col. 1990. 1999 Leahy y Colwell. 1992. (Figura 1b) Leahy y Colwell. (Figura 1a) Schlegel. Leahy y Colwell.. 11 . a) Penicillium sp b) c) Pleurotus sp Phanerochaete sp Figura 2: Algunos hongos utilizados en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. Pseudomonas sp.a) Bacillus sp. c) b) Nocardia sp. Figura 1: Algunas bacterias utilizadas en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. a) Chlorella sp.: levadura utilizada en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. Figura 4: Algas utilizadas en biorremediación de ecosistemas acuíferos y terrestres. b) Dunaliella sp. 12 .Saccharomyces sp Figura 3: Saccharomyces sp. Nápoles. CH3). Si el “sitio de acción o ataque” del enzima degradativo se encuentra bloqueado (isoprenoides o moléculas sustituidas con grupos voluminosos COOH. La biodegradación de contaminantes depende de factores abióticos y bióticos (Ercoli y col. 13 . 1999). los compuestos alifáticos insaturados se degradan más lentamente que los saturados.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.. la reacción no tendrá lugar. Viñas. humedad. disminuyendo entonces la actividad biodegradativa. generalmente. 2005). disponibilidad de oxígeno y nutrientes). Los factores abióticos o físico – químicos agrupan aquellos que se relacionan con el contaminante (estructura química.. 2001. concentración y biodisponibilidad) y las condiciones medioambientales (pH. se forman estructuras ramificadas estéricamente inaccesibles a la degradación. 1990. pero cuando se incluyen como sustituyentes alcanos de cadena larga. De la misma forma. La incorporación de halógenos disminuye la degradabilidad por estabilización del anillo aromático (Leahy y Colwell. 1990).. 5. 1991). n-alcanos > isoprenoides >aromáticos de bajo peso molecular > cicloalcanos > poliaromáticos > moléculas polares (Leahy y Colwell.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. temperatura. Los compuestos aromáticos o cíclicos se degradan a partir de la ruptura del anillo (Figura 5).. 2002). La degradación de PCBs es más compleja ya que el orden decreciente de biodegradación es. días. (Ercoli y col. meses o años según las condiciones (Atlas. mientras que los bióticos dependen de los microorganismos (población microbiana y cometabolismo). 2002) y es un proceso que puede durar horas. Los compuestos alifáticos se degradan fácilmente por oxidaciones sucesivas. 14 . En ambas rutas el catecol es el intermediario. a) nalcanos. El último paso en la degradación de n-alcanos involucra la Betaoxidación y la degradación de aromáticos y poliaromáticos finalizan en ciclo de TCA.(a) CH3-(CH2)n-CH3 monooxigenase CH3-(CH2)n-CH2OH alcohol-deshydrogenase CH3-(CH2)n-CHO aldehyde-deshydrogenase CH3-(CH2)n-COOH Beta-oxidation (c) CH3 (b) toluene-dioxigenase naphtalene-dioxigenase benzaldehyde-deshydrogenase salicylaldehyde-deshydrogenase COOH COOH OH salicilate-hydroxilase OH benzoate-hydrocylase OH catechol-dioxigenase orto meta Piruvate + Acetaldehyde Succinil-CoA + Acetil-CoA TCA Figura 5: Ruta metabólica de degradación de hidrocarburos por Pseudomonas aeruginosa. b) naftaleno y c) tolueno. Los compuestos xenobióticos.Cuando la concentración de contaminante es alta puede ocurrir inhibición de la actividad microbiana por toxicidad de la fuente de carbono (LaGrega y col. 2001. 2005). En la figura 6 se muestra un diagrama ilustrativo del destino de estos compuestos que están presentes en el ambiente. Nápoles. Xenobióticos No volátiles Volátiles Soluble en agua Insoluble en agua A B no Acumulación al sitio Posible evaporación si Químicamente inerte Químicamente activo 1 no Condiciones favorables Acumulación en atmósfera 1 Solventes clorados en rellenos de tierra 2 Tetracloruro de carbono. 2002). Por encima del 30 % la velocidad de degradación es muy baja aunque no nula. Utilizando la técnica de bioaumentación se ha aumentado la velocidad (Ercoli y col. con el tiempo van modificando su composición por acción de los agentes ambientales. 1998. Fonseca. 2005). más difíciles de degradar. Se han registrado en ensayos de campo procesos biológicos a concentraciones de contaminantes de hasta 30 %. 1995.. por lo que la velocidad de transformación disminuye con el envejecimiento de la contaminación (Young y Cerniglia. Nápoles. 15 . Como resultado de ello el contaminante se enriquece en compuestos pesados. la actividad microbiana y los diferentes procesos físicos químicos que tienen lugar. CFCs si desaparece 2 Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente. 16 . aguas subterráneas y superficiales 3 Plaguicidas solubles en agua en climas áridos 4 Ácidos benzoicos clorados y algunos plaguicidas 5 Muchos plaguicidas y petroquímicos 5 Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente (continuación).A no Agua disponible si Acumulación en el sitio Químicamente inerte 3 Químicamente activo no Condiciones favorables si desaparece Se adsorbe Matriz disponible si No degradable Fácil degradación microbiana Condiciones favorables no no Fácil degradación microbiana si Condiciones favorables No degradable no desaparece Acumulación en el sitio o se transporta con la materia 4 No se adsorbe Transporte en el suelo. PAHs Figura 6: Ruta o destino de los compuestos xenobióticos presentes en el ambiente (continuación). 17 .B No en biomasa En la biomasa Química y bioquímicamente inerte no Química y bioquímicamente activa Química y bioquímicamente activa Condiciones favorables si Condiciones favorables desaparece Química y bioquímicamente inerte no Acumulación en la cadena alimenticia Acumulación en el sitio 6 7 6 DDT. PCBs 7 Alquitrán de hulla. 2004)... Esta estrategia ha sido frecuentemente utilizada en el caso de hidrocarburos (Abalos y col.5. 2000). lipopéptidos y emulsanos). Positiva: si el contaminante penetra al interior de la célula microbiana para su metabolización. 2004. Un requisito indispensable para que las moléculas estén más accesibles a las células microbianas en su solubilización es el sistema acuoso de cultivo. 18 . su biodegradación está condicionada a su disponibilidad como sustrato por parte de la célula microbiana. La molécula orgánica penetra al medio intracelular a través de las micelas del tensoactivo (Figura 7).2 Biodisponibilidad La metabolización de las diferentes moléculas y. es decir. 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. 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. por tanto el término biodisponibilidad se refiere al contacto entre el xenobiótico o contaminante y el sistema biológico para inducir cualquier efecto (Mahro. que la molécula penetre hacia el interior de las células. Un exceso de biodisponibilidad puede inducir toxicidad por exceso de concentración. por tanto. Cubitto y col. bencenosulfonatos) y microbianos (ramnolípidos. COO - - OOC COO - Micela - CH3 OOC CH3 CH3 H C 3 M O H3 C COO - CH3 H C H3C 3 - OOC COO - MO COO - COO - Monómero (ramnolípido) Medio extracelular Medio extracelular CH3 Medio intracelular 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 . Ca2+) son más solubles a pH ácido mientras que las formas aniónicas (NO3-. 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. La velocidad de degradación aumenta con la temperatura. actúa como medio de transporte a través del cual los nutrientes y el oxígeno son movilizados hasta el interior de las células (Schlegel. Durante el cambio de poblaciones disminuye la actividad microbiana (Young y Cerniglia. 2001). Cl-) son más solubles a pH alcalino. 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. La variación del pH afecta a la actividad microbiana y también la solubilización y adsorción / absorción del contaminante e iones. al formar parte del protoplasma bacteriano. por lo que un incremento de la misma es útil. fundamentalmente en suelos superficiales afectados por oscilaciones importantes en el contenido de agua. La temperatura influye en la velocidad de degradación. dependiendo del tipo de microorganismo. No obstante. Nápoles.5. el nivel óptimo de humedad depende de las propiedades de cada suelo. aunque se han descrito algunos trabajos de biorremediación con microorganismos termofílicos extremos y psicrófilos (Feitkenhauer y col. humedad y temperatura El pH del medio es importante para el desarrollo de los microorganismos degradadores. 1995.. El agua.. la humedad puede limitar de forma severa la biodegradación. o se produce una rotación poblacional hacia especies más resistentes a las altas temperaturas (Semple y col. Las formas catiónicas (NH4+. En el caso de biorremediación de suelos. 1999. PO43-. Comúnmente las temperaturas más adecuadas se encuentran entre 15 ºC y 45 ºC.. Sin embargo cuando supera los 40 ºC ocurre una disminución de la actividad microbiana por desnaturalización de los enzimas. 20 . Ercoli y col. aunque el óptimo es pH neutro. (microorganismos mesófilos). 1997). 2003). el tipo de contaminación y si la biodegradación es aerobia o anaerobia. NO2-.3 Condiciones ambientales: pH.. Para suelos. 2005). siendo los más adecuados los comprendidos entre 6 y 8 unidades. Mg2+. 2002). 2002). para Pseudomonas) o por bacterias fototróficas. 1990. La degradación anaerobia de compuestos aromáticos implica la reducción de los dobles enlaces del núcleo aromático. CH4) Cuando se trata de la vía aerobia. En cambio las bacterias metanógenas degradan los compuestos aromáticos en cultivos mixtos (Leahy y Colwell.. hidroxilaciones anaerobias o formación de tioésteres del correspondiente ácido aromático con el acetil – CoA). el sulfato y el dióxido de carbono. Mn4+. Maier y col. Los compuestos aromáticos pueden ser oxidados a CO2 por cultivos puros de bacterias que realicen respiración anaerobia (Ejemplo: NO3. no obstante la anaerobia puede tener lugar (Häggblom y Valo. La vía más común de degradación es aerobia. 2004). El proceso ocurre en tres etapas: activación del sustrato (carboxilaciones. 2000). tal es el caso del catecol.. Sustrato + O2 biomasa + CO2 + H2O Si se utiliza otro diferente del oxígeno los procesos de biodegradación son de tipo anaerobio (Madigan y col. 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. 21 . es más común la oxidación a través de oxigenasas a intermediarios que se incorporan fácilmente al ciclo de Krebs. S2+. el protocatecuato y el gentisato (anillos aromáticos) y ácidos grasos en el caso de cadenas lineales.o SO42. SO42-. Cuando el oxígeno es utilizado como aceptor final de electrones los procesos de biodegradación son de tipo aerobio. Fe2+. CO2) biomasa + CO2 + (N2.5. nitrato.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. Sustrato + (NO3-. La cadena la inicia el sustrato orgánico que es externo a la célula y que actúa como donor de electrones. Fe3+. el hierro (III). 1995). Los aceptores de electrones comúnmente utilizados por los microorganismos son oxígeno. Mn2+. y representa aproximadamente el 50 % de la masa seca de la célula. 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. El nitrito es el producto de la reducción del nitrato y de la actividad metabólica de Nitrosomonas y otras 22 . 2003). 1995). de este modo muchos organismos obtienen simultáneamente carbono y energía de la misma sustancia. También son utilizados frecuentemente los disacáridos como la sacarosa y maltosa. El nitrógeno se requiere en grandes cantidades porque constituye cerca del 10 % de la masa seca de la célula (forma parte de proteínas. existen desde los organismos autótrofos que usan CO2 hasta los organismos heterótrofos que emplean compuestos orgánicos como fuente de carbono.5 Concentración de nutrientes El metabolismo exige fuente de carbono. ácidos nucleicos. incluidas sustancias tóxicas y carcinógenas. otros necesitan una fuente de energía adicional a la fuente de carbono.). etc. polímeros de la pared celular de los microorganismos. Los microorganismos son capaces de emplear desde las formas más oxidadas (CO2) hasta complejos polímeros de alto peso molecular. 1995). 2004). también ellos son la fuente de energía metabólica. Así. El carbono es el elemento más importante por su peso en la nutrición.5. La fuente preferente de nitrógeno es el amonio porque entra directamente al metabolismo y por tanto puede ser usado prácticamente por todos los microorganismos. Algunos son muy diversos en sus exigencias tanto en clase como número de compuestos que usan como fuente principal de carbono. monosacárido que es utilizado por los microorganismos para obtener energía mediante la glucólisis. nitritos. Los microorganismos lo obtienen en forma natural como amonios. los compuestos carbonados no sólo suministran el carbono para las estructuras celulares. compuestos orgánicos que contienen nitrógeno molecular. 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.. La fuente de nitrógeno interviene en la síntesis de aminoácidos y enzimas. nitratos. Entre las fuentes de carbono más utilizadas se encuentra la glucosa. además de estar presentes en la materia orgánica como grupos aminos (Núñez. Es importante destacar que en la mayoría de los casos. mientras otros son muy especializados (Madigan y col. nitrógeno y fósforo fundamentalmente. siendo reducidos mediante el metabolismo. Muchos otros organismos no fotosintéticos también lo pueden asimilar en forma oxidada. que involucra una reducción preliminar del N2 a NH3. o sea. Otros autores recomiendan utilizar relaciones de C:N de 100:10 a 1000:10 para la biodegradación de suelos contaminados con hidrocarburos. Los organismos fotosintéticos lo asimilan en forma de nitratos. La fuente de fósforo actúa en la formación de los compuestos energéticos celulares que se utilizan en los procesos de síntesis y degradación. Morgan y Watkinson (citado en Viñas. El fósforo está presente en los ácidos nucleicos. NaH2PO4 o mezclas de ellas (Robert y col. En general la adición de fuentes inorgánicas de nitrógeno y fósforo es beneficiosa para los procesos de biodegradación. también se han utilizado fertilizantes inorgánicos oleofílicos de liberación lenta (Inipol 23 . existen estudios que han descrito efectos inhibitorios en la adición de nutrientes inorgánicos. en forma oxidada. KH2PO4. Asimismo. ácido teicoico y en nucleótidos tales como ATP. Algunas bacterias. Mycobacterium. se ha demostrado que la utilización de la fuente nitrogenada es muy rápida. el uso excesivo de nutrientes inorgánicos también puede inhibir los procesos de biodegradación. éste es suministrado generalmente.. Para evitar el exceso de nutrientes. 2005) describieron una inhibición de la mineralización de fenantreno al añadir nitrógeno inorgánico. 1997). así como la pérdida de los mismos por lixiviación. Juteau y col.. Nápoles. 2005). 2003). Las fuentes de fósforo más utilizadas en cultivos de bacterias son K2HPO4. Azospirillum y Rhizobium. 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. Es común encontrar microorganismos incapaces de asimilar las formas oxidadas del nitrógeno. 2004). Algunos microorganismos reducen éste a amonio o nitrógeno molecular. Bacillus. 2001. Esta capacidad es exclusiva de procariotas y es un proceso lento y está muy difundido en la naturaleza (Madigan y col.. suele tener un efecto positivo incrementando las poblaciones microbianas y las tasas de biodegradación del contaminante. En la biorremediación de ecosistemas terrestres. tales como Azotobacter. Na2HPO4. fosfolípidos.. NAD+ y FAD. 2001. siendo necesario suministrarlos en forma reducida (Parés y Juaréz. poseen la capacidad de asimilar el nitrógeno molecular: proceso denominado fijación del nitrógeno. 500:10 y C:N:P de 300:10:1.especies. 1986). La adición de fuentes de nitrógeno y fósforo inorgánicas. GTP. 1991). y dentro de este intervalo se han descrito relaciones de C:N de 600:10.. como fosfato. Alternativamente el nitrito puede ser oxidado a nitrato por especies de Nitrobacter (Gottschalk. 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. etc. hierro y aluminio) (Viñas. Los microorganismos pueden degradar los contaminantes en forma de cultivos puros. determina la rapidez con la que el compuesto puede ser transformado y/o mineralizado. En los consorcios se establece una compleja interacción de las especies microbianas. La adaptación o aclimatación de una comunidad microbiana a un contaminante dado.EPA® 22) para la biorremediación de suelos contaminados. eliminando tóxicos mediante cometabolismo y produciendo intercambio de material genético (Alexander. que los microorganimos no pueden degradar si se hallan como única fuente de carbono. para el caso de tratamiento de suelos. El tipo de contaminación influye notablemente en las características de la comunidad microbiana.. Además pueden facilitar el crecimiento de los primarios. LaGrega y col. por ejemplo azúcares. 5. 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. son transformados en presencia de otro sustrato (co – sustrato) natural adicional. Se necesita una población microbiana adaptada.6 Población microbiana La población microbiana es el factor determinante para que ocurra el proceso de biodegradación. En una mezcla de poblaciones microbianas. suministrándoles productos metabólicos (como factores de crecimiento). 1998) que siempre es más eficiente que el cultivo puro. En hábitats 24 .7 Cometabolismo El cometabolismo es el proceso a través del cual algunos componentes orgánicos. 1999. 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. Este mecanismo es ampliamente utilizado en la obtención de consorcios microbianos degradadores de xenobióticos complejos (HPAr. Fonseca. los consumidores primarios inician el proceso de degradación y los consumidores secundarios utilizan los productos metabólicos de los primeros para degradarlos. Además. que posea los enzimas necesarios que catalicen las reacciones de degradación. 2001). PCBs. pesticidas. 5. mixtos o consorcios (Viñas.). 1999. 2005). Las causas del cometabolismo son las siguientes: 1. Entre las consecuencias ambientales del cometabolismo podemos citar: 1. Como resultado de esta falta de crecimiento. 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). 25 . Se refleja su incapacidad de utilizarlo para fines biosintéticos (contrasta con la mineralización).naturales puede suceder la co – utilización simultánea por bacterias aerobias heterótrofas. 2. 1999. Que el microorganismo necesite un segundo sustrato para llevar a término alguna reacción determinada (por ejemplo: dador de electrones). 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. compuesto carcinogénico y resistente a la biodegradación. Que el enzima inicial conviertan el sustrato en otro producto que no es sustrato para otros enzimas ni para la producción de energía. 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. 3. 2. LaGrega y col. puede ser degradado cometabólicamente por bacterias metanogénicas que crecen en metano (CH4) como única fuente de carbono (Alexander. 3. También se puede lograr un incremento importante estimulando la población microbiana existente por incorporación de nutrientes (Solanas. Las poblaciones microbianas responsables de la transformación cometabólica no aumentan la biomasa como resultado de la introducción del producto en el agua o suelo. 1999). Si esta masa crítica no fuera suficiente se pueden incorporar microorganismos al suelo mediante inoculación o bioaumentación. 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). El solvente tricloroetano (TCE). 2002). de muchos sustratos diversos (Bordons y Constantin. Astragalus bisculatus y Shewanella putrefaciens. La fitoextracción contínua utiliza plantas que acumulan más de un 1 % del peso seco del tallo en forma de metales (Zn. translocación y resistencia a altas concentraciones de metales (Castillo y col. Ni. Arabidopsis thaliana. Éstas extraen del subsuelo los contaminantes. Se). 2005). 2005). En la tabla 2 se muestran los diferentes tipos de fitorremediación. que son introducidos en sus tejidos junto con el agua y las sales minerales necesarias para el desarrollo de los vegetales.2 y 0. 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. tras aplicar el agente quelante (EDTA). 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. Viola calaminaria. tienen la capacidad de concentrar metales en sus tejidos... Esta capacidad se debe a factores fisiológicos. La fitoextracción de metales pesados se puede llevar a cabo mediante complejos metálicos auxiliares (fitoextracción inducida) o de forma contínua. 26 . Algunas plantas.6 FITORREMEDIACIÓN DE ECOSISTEMAS ACUÁTICOS Y TERRESTRES 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. mientras que la fitoextracción contínua es simultánea al crecimiento de la planta extractora. La fitoextracción inducida tiene lugar una vez las plantas han crecido. Mediante la fitoextracción inducida. capturar y degradar plaguicidas. bioquímicos y genéticos responsables de la acumulación.. profundidad a la que pueden llegar los sistemas radiculares de las plantas. 2005). Brassica juncea. tales como Thlaspi caeruslescens. 1999. 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. lo que implica una duración de décadas para limpiar áreas fuertemente contaminadas. las plantas pueden extraer entre 0.5 ton/Ha de Pb al año. Castillo y col. La fitorremediación es eficaz solo cuando la concentración de contaminantes es reducida y requiere que éstos se encuentren en la rizosfera. zinc planta (Figura 8 a) Rizofiltración Absorción. fenoles y tóxicos. cromo. DDT. selenio. almacenan y degradan nitrobenceno. DNT. plomo. Propuesto mismos y evitar el pasaje a aguas para fenólicos y compuestos subterráneas o al aire. nitrotolueno). nitrilos. en las raíces a partir de efluentes zinc isótopos radioactivos. Fitodegradación Las plantas acuáticas y terrestres Municiones (TNT. selenio y solventes metales pesados o compuestos clorados (tetraclorometano y orgánicos y los liberan a la atmósfera triclorometano) con la transpiración. etc (bacterias y hongos) Fitovolatilización Las plantas captan y modifican Mercurio. etc. plomo. niquel. Degradación compuestos fenólicos compuestos orgánicos (Figura 8 b) Fitoestabilización Fitoestimulación Las plantas tolerantes a metales se Lagunas de desecho de usan para reducir la movilidad de los yacimientos mineros. precipitación y Cadmio. concentración de los metales pesados mercurio. líquidos contaminados. RDX. captan. las partes aéreas y cosechables de la mercurio. niquel. plomo selenio. 27 . clorados. atrazina.Tabla 2: Tipos de fitorremediación TIPO Fitoextracción PROCESO INVOLUCRADO CONTAMINANTE Concentración de metales pesados en Cadmio. cobalto. solventes clorados. cobalto. compuestos orgánicos para dar atrazina. cromo. Se usan los exudados radiculares Hidrocarburos derivados del para promover el desarrollo de petróleo y poliaromáticos. subproductos menos tóxicos o no pesticidas fosfatados. tolueno. microorganismos degradativos benceno. a) b) Figura 8: Concentración de metales en las plantas mediante Fitoextracción (a) y Rizofiltración (b). 28 . también inyectando el aire a presión para estimular la biodegradación microbiana y eliminar los contaminantes volátiles. La aireación va a 29 . 7.1 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. 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). (Figura 9). además de oxígeno se le añaden nutrientes. BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS In situ Inyección de oxígeno y nutrientes Zona vadosa (no saturada) Bioventilación Zona no vadosa (saturada) Aire en superficie Ex situ Biolabranza Compostaje Biorreactores Fase líquida Biopilas Fase sólida Figura 9: Sistemas de biorremediación de suelos según clasificación. Si a la fase acuosa. 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. inyectando el aire a presión para estimular la degradación aerobia del contaminante. Orozco y col. El cultivo de la tierra posibilita combinar la bioaumentación y la bioestimulación. 1997. 30 . El sistema lleva implícito un colector de lixiviados que escurran. 1999). la humedad se controla por la adición periódica de agua. La oxidación fotoquímica y la volatilización están frecuentemente limitadas si el proceso tiene lugar en zonas cerradas. 2002. 1984. Trejo.favorecer la degradación de los compuestos capaces de volatilizarse. estimulando la actividad microbiana mediante aireación y adición de nutrientes y humedad. Atlas y Bartha. Orozco y col. Sobre la superficie impermeable suele depositarse suelo tratado y se añade suelo contaminado para reiniciar el proceso. 2004). 7..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). compostaje (composting) y biorreactores de fase sólida (solid phase bioreactor) o líquida (liquid phase bioreactor). lo cual evita la pérdida por evaporación y la emisión a su vez de contaminantes volátiles a la atmósfera (Alexander. y por la actividad microbiana (Bossert y Bartha. biopilas (biopiles). 1984. 1997.. 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. Trejo.2. En este tratamiento. Los procesos degradativos que ocurren durante la biolabranza son principalmente biológicos.2 Biorremediación ex situ de suelos contaminados La biorremediación de suelos ex situ se lleva a cabo mediante biolabranza (landfarming). 7. facilitando la migración de la fase volátil de los contaminantes. 2004). Periódicamente se voltea o “labra” la tierra esparcida para estimular la actividad degradativa de las poblaciones indígenas (Bossert y Bartha. 2002). . Trejo. creosota y carbón (Mueller y col. fuel oil) y policíclicos aromáticos (HPAs). o de forma pasiva (biopilas estáticas). 1997. formadas por suelo contaminado y materia orgánica en condiciones favorables para el desarrollo de los procesos de biodegradación de los contaminantes. incrementando el tiempo en que se efectúa la biorremediación 7. 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. volteando la pila. mediante tubos perforados de aireación.2 Biopilas La técnica de biopilas se basa en la formación de pilas no mayor de 2 metros de altura de material biodegradable. Estas pilas pueden ser aireadas de forma activa (biopilas dinámicas). no siendo muy efectivo en el tratamiento de sedimentos contaminados con pentaclorofenoles (PCP).2. Se estimula la actividad microbiana por adición de nutrientes y humedad (Bossert y Bartha. 1991). 1984. Jorgensen y col. 31 .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.. 2000). permitiendo así establecer una relación entre el flujo de aire y la actividad microbiana en el tiempo. aire. normalmente se emplea un sistema de extracción de aire. En éstas. proceso que a su vez permite homogeneizar la temperatura. 32 . mediante tubos colocados en la base alineados paralelamente a lo largo de la pila (Figura 12). El uso de un sistema de inyección o extracción de aire en este tipo de biopila. virutas de madera. En las biopilas estáticas. etc.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. La materia orgánica en la biopila (compost.) mejora la estructura del suelo y favorece el proceso de biodegradación al actuar como co-sustrato. ya que permite la homogenización de los nutrientes. 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. las biopilas estáticas no necesitan mezclarse mecánicamente. contaminantes y microorganismos. Estos vapores son enviados a un sistema de biofiltración u oxidación catalítica para su tratamiento. El mezclado de la pila proporciona una mayor distribución y facilita la biodegradación de los contaminantes. cubierta biopila Figura 11: Representación esquemática de un sistema de biopilas alargadas A diferencia de las anteriores. el material se apila sobre una plataforma en montones alargados (Figura 11) y la aireación se realiza mediante el mezclado manual o mecánico. permite el control manual o automático de la velocidad del flujo de aire que provee de oxígeno al proceso. agua. 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. El sistema de biopilas alargadas es más económico y sencillo. 3 Compostaje En el tratamiento por compostaje el material contaminado es mezclado con sustancias orgánicas fácilmente degradables. es decir. astillas de madera. hidrocarburos poliaromáticos (Porta y col. 1998). La materia orgánica añadida contribuye a incrementar la porosidad de la pila para facilitar el flujo de aire. Este tratamiento se puede utilizar tanto a escala piloto como a escala de campo.2.. entre otros. 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. Koning y col. Jorgensen y colaboradores aplicaron la tecnología de compostaje en biopilas.. para formar pilas o montones (Figura 13). 1994) y clorofenoles (Laine y Jorgensen. paja fresca. Es un proceso 33 . hidrocarburos aromáticos halogenados e hidrocarburos del petróleo. 1994. tusas de maíz. entre éstos encontramos plaguicidas. tales como estiércol. 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.. a escala de campo en la biorremediación de suelos contaminados con diesel y aceites lubricantes (Jorgensen y col.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. 2000). 1998).. especialmente para hidrocarburos del petróleo (Samson y col. combinaron los tratamientos de abono y biopila. el calor producido no se disipa adecuadamente. Durante el crecimiento microbiano. Se añaden nutrientes. los metales pesados no son tratados por este método. Agua Olores Aire Drenaje Figura 13: Compostaje Las limitaciones que presenta el tratamiento por compostaje son: Requiere una superficie muy grande.estrictamente aerobio.. agua y se remueve mecánicamente a intervalos regulares. El tratamiento por compostaje ha sido utilizado en el tratamiento de suelos contaminados con clorofenoles y HPAs (Alexander. en el material sólido orgánico. alcanzándose valores muy altos de temperatura entre 50 y 60 ºC que favorece la máxima degradación del contaminante (Viñas. 1999). El costo del tratamiento por compostaje varía con la cantidad de material a tratar. Implica la excavación de suelos contaminados lo que podría ocasionar el no control de los contaminantes orgánicos volátiles. 34 . Viñas y col. la fracción de suelo en la pila y el tipo de contaminante. con una etapa de autocalentamiento. lo cual estimula la proliferación de microorganismos termófilos. Aunque los niveles de metales son reducidos por dilución. 1999. 2001). 6 m de diámetro (Castillo y col. el agua es arrastrada hacia arriba en pequeñas gotas. Los reactores son muy costosos por el alto grado de ingenierización del proceso.2. El reactor de fase líquida (Figura 14). sometiéndose estos a un posterior tratamiento si todavía contienen contaminantes (Langwaldt y Puhakka. Los suelos o lodos contaminados se introducen en un reactor con suficiente agua para permitir la mezcla contínua. La biorremediación por biorreactores de fase líquida ha sido muy utilizada en la restauración de suelos y sedimentos contaminados con explosivos.. Dentro de los reactores. también conocido por el término en inglés slurry phase. Algunos biorreactores son inoculados con cultivos mixtos o especies microbianas con alta actividad degradativa (Solanas. 2000). Una vez concluido el tratamiento. Cuando dicha turbina gira. la cual debe ser filtrada después.4 m de altura y 7.4 Biorreactores Los biorreactores vía suspensión se utilizan para la biorrecuperación de terrenos contaminados. se utiliza para partículas muy finas del suelo altamente contaminadas con un alto grado de recirculación del agua. 2005). la temperatura y oxígeno disuelto. son separados el agua y los sólidos. El tamaño de los biorreactores comerciales oscilan desde 3 m de altura y 15 m de diámetro hasta 4. controlando el pH. Turbina difusora: son sistemas combinados de aireación mecánica y difusa. 35 . 2002). en los que el aire es introducido bajo una turbina de alambres planos situados en la parte baja del reactor. los microorganismos están en contacto con el suelo contaminado. Estas gotas proporcionan una buena superficie de transferencia de oxígeno y la turbulencia general resultante proporciona un buen mezclado. Aireación superficial: está originado por una turbina situada en la parte superficial del reactor. En este caso el aire se fracciona en pequeñas burbujas lo que origina unas buenas características de mezclado y transferencia. 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. hidrocarburos del petróleo. Normalmente se optimiza la biorrecuperación añadiendo nutrientes (orgánicos o inorgánicos). Se opera con un contenido de agua menor del 60 %. El volumen de agua en la mezcla depende de la concentración del contaminante.7. El principio del reactor de fase sólida es la descomposición mecánica del suelo por mezcla intensiva de los componentes en un recipiente cerrado (reactor). . solventes. 1991.productos petroquímicos. 1992). suelo Clarificador efluente Tratamiento de aguas residuales aire Lodo tratado Figura 14: Biorreactor en fase líquida 36 . 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. preservantes de madera y otros compuestos químicos orgánicos (Mueller y col. plaguicidas. Arostein y Alexander. Nápoles. 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. aire en superficie y por bombeo.8 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AGUAS La biorremediación in situ de aguas subterráneas se puede realizar por bioventilación. El suministro de oxígeno y nutrientes puede realizarse mediante la técnica de bombeo y depuración (pump and treat) (Figura 15). 1982). como es el caso de aguas subterráneas. 2005). En estos casos donde el contaminante es extraído en estado gaseoso. donde finalmente podrían fotodegradarse. se realiza un bombeo de una solución diluída de peróxido de hidrógeno (H2O2). 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. 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. Un método más avanzado sería eliminar los contaminantes del aire efluente mediante biofiltración. En los lugares donde la solubilidad del oxígeno en agua es baja. 37 . 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. con lo que se sustenta el metabolismo biodegradador de los microorganismos autóctonos (Alexander. la ventilación se utiliza acoplada a un sistema de extracción de vapor (Pérez. que consiste en bombear el agua a la superficie. carbón activado o por combustión.. depurarla y reinyectarla. La ventilación de la zona saturada o no vadosa (air sparging. El método sencillo de este tratamiento sería la transferencia directa de los contaminantes volátiles a la atmósfera. 2003). 38 .Figura 15: Técnica de bombeo y depuración para el tratamiento de aguas subterráneas. Para compuestos o mezclas biogénicas es fácil encontrar microorganismos que degraden los contaminantes a partir de suelos contaminados. 2002). también llamadas filtros percoladores.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. 2005.2 Tecnologías para el tratamiento de gases Existen tres tecnologías principales de tratamiento biológico de gases: los biolavadores. las columnas empacadas. químicas y biológicas de tratamiento de efluentes gaseosos.html. http://www. la presencia o ausencia de una fase líquida móvil y por la capacidad de tratar diferentes contaminantes. lodos activados y compostas. 9. Pseudomonas putida. Actinomycetes (Castillo y col. en la cual se aprovecha la capacidad que tienen los microorganismos para degradar los contaminantes obteniéndose principalmente agua y CO2 (Thalasso y Pineda. como algunos aromáticos y ciertos clorados de alto peso molecular. tales como la depuración biológica de gases. La biodegradación de compuestos más recalcitrantes requiere un proceso de selección para encontrar microorganismos eficientes para su oxidación. 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. Estas tecnologías difieren por la presencia o ausencia de un soporte. Para compuestos altamente recalcitrantes..gob..ine. mayo 2007). y los biofiltros. 2002). se necesita la presencia de otros compuestos orgánicos para poder realizar la oxidación (cometabolismo). Circinella. Pseudomonas fluorescens. la naturaleza orgánica o sintética del soporte utilizado. Micrococcus Cephalosporium sp y entre los hongos: Penicillium sp.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.9 SISTEMAS DE BIORREMEDIACIÓN DE AIRE Para combatir la contaminación atmosférica se han desarrollado tecnologías físicas. 9. Entre los microorganismos más frecuentes en la depuración de gases encontramos en el grupo de bacterias: Bacillus cereus. 39 . capaz de depurar el gas contaminado. 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 gas contaminado y un medio de cultivo líquido circulan (generalmente en contracorriente) a través de una columna que contiene un soporte inorgánico (anillos Raschig). 9. tecnología bien conocida en el ámbito físico . donde los contaminantes y el O2 son absorbidos.ine.1 Biolavadores El biolavado es una tecnología de tratamiento en dos etapas. el gas contaminado entra en contacto con una fase líquida que absorbe los contaminantes. La presencia de los contaminantes y del líquido nutritivo favorece el crecimiento de microorganismos.2 Filtros percoladores Los filtros percoladores.gob. La operación consiste en hacer fluir el gas a contracorriente a través del líquido.2. En esta etapa. uno para la absorción y otro para la biodegradación del contaminante. Luego el líquido es tratado mediante un proceso biológico tradicional (ejemplo: proceso de lodos activados). Ramírez y col.químico. en forma de biopelícula sobre el soporte. 2002). En la primera etapa. mayo 2007). es decir. Otras desventajas que poseen los biolavadores son la baja superficie de contacto gas – líquido..2. 40 . 2002.9. Con este propósito. 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. asegurando que el filtro sea biológicamente activo y por lo tanto. 2006. los hace poco convenientes con respecto a los biofiltros de lecho escurrido. genera lodo residual y no soporta períodos de tiempo sin alimentación.html. Los biolavadores son los sistemas más adecuados para el tratamiento de compuestos muy solubles en agua. el requerimiento de dos equipos. realizan la absorción y degradación de los contaminantes en una sola etapa.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. http://www. el compuesto a degradar es absorbido en la fase líquida localizada en una torre de absorción llena de líquido. 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. la actividad del biofiltro. los microorganismos presentes en la superficie del soporte degradan los contaminantes (Thalasso y Pineda.9. turba. julio 2004).gob. http://www. http://www.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. El material filtrante debe tener una buena capacidad de retención de agua. Un bajo contenido en el lecho filtrante reduce el espesor de la biopelícula y disminuye la actividad microbiológica y.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.pdf. mayo 2007).epa.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 . por consiguiente.gov/ttn/catc/dir2/fbiorects. composta.) que provee los nutrientes necesarios para el crecimiento de los microorganismos. un elevado contenido de humedad puede crear una saturación. ya que los microorganismos requieren de una importante cantidad de agua para crecer. Los microorganismos son los responsables de la degradación biológica de los contaminantes volátiles contenidos en corrientes de aire residual (Thalasso y Pineda. Por otro lado. El pH de estos sistemas debe ser regulado con compuestos tales como carbonatos de calcio ya que numerosos procesos de oxidación generan productos ácidos.2.3. El soporte utilizado en los biofiltros debe ser reemplazado. Se caracteriza por el uso de un soporte orgánico (aserrín. El rango óptimo de humedad del material filtrante en sistemas de biofiltración se considera entre 40 y 60%.gov/ttn/catc/dir2/fbiorects. La frecuencia de reemplazo de los soportes es muy variable y depende del tipo de gas tratado (http://www.pdf. 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. 9.html.2. 2002. básicos o inhibitorios. Al pasar el aire contaminado a través del lecho. como los compuestos clorados. julio 2004). azufrados y amonio entre otros. etc. provocando zonas anaerobias o incrementar la caída de presión. 2002. los biofiltros pueden ser de lecho fijo (BLF) y de lecho escurrido (BLE). Según las condiciones en las que se encuentran los microorganismos en el sistema y del patrón de flujo de la fase líquida.ine.epa. transformando el soporte orgánico en un filtro biológicamente activo. 42 .gob. Se ha reportado que en ambos sistemas de biofiltración el principal problema de operación es la solubilización del gas en la fase acuosa.3. Los BLE tienen ventajas similares que los biolavadores.html. 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. 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. aunque es menos crítico en los BLE. 9. perlita. La operación de absorción y biodegradación del contaminante en los BLE se lleva a cabo en un solo reactor. diferentes tipos de compostas.gob. tierra de diatomeas. trozos de maderas. mayo 2007).ine.mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. Estos sistemas se recomiendan para compuestos solubles en agua. mayo 2007).mx/ueajei/publicaciones/libros/396/biofiltra. 2002. entre otros. 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. fibra de caña de azúcar. http://www. Ejemplos de materiales filtrantes utilizados en este tipo de filtros son rocas porosas. lo cual los pone en ventaja sobre los biolavadores respecto a la operación del mismo (Thalasso y Pineda. residuos orgánicos tales como cáscaras de arroz o de coco. 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.ine.fuente de nutrientes para el crecimiento microbiano.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.html.2. tierra. 9. Baja Bajos costos de inversión fluctuaciones de flujo de gas Soporta periodos sin alimentación Grandes Conveniente para adaptación a volúmenes altas de operación reactor intermitente No No produce agua de desecho tratamiento de contaminantes conveniente cuyos subproductos para son compuestos ácidos. operación y mantenimiento Taponamiento por biomasa Producción de agua de desecho No conveniente para tratamiento de contaminantes cuyos subproductos son compuestos ácidos.2.3.3 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 DESVENTAJAS Altas superficies de contacto gas.Poco control sobre líquido fenómenos de reacción Fácil arranque y operación. 43 . Biofiltro Escurrido de Lecho Control de concentración sustratos de Baja superficie de contacto gas-líquido Posibilidad de evitar acumulación Generación de lodos de subproductos No Equipos compactos alimentación Baja caída de presión Necesidad resiste periodos de sin suministrar Alta transferencia de oxígeno y del nutrientes contaminante Arranque complejo Altos costos de inversión. http://www. http://www. persistentes y bioacumulables en los organismos. Tanto en el ámbito nacional..com/rap-al/convenio5. el Convenio de Rotterdan. Entre los instrumentos jurídicos internacionales se pueden mencionar el Protocolo de Montreal. entre los que se incluyen compuestos industriales como los PCBs. regional como internacional existen instrumentos jurídicos establecidos que recogen y defienden los intereses estatales y la sociedad en general.htm. septiembre 2007. el cual se caracteriza por ser un saber jurídico.uy/docu/librillo.pdf. siendo el hombre el principal ejecutor y al mismo tiempo destinatario de estas normas legales.sinia. 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 . la Convención de Basilea. En la segunda mitad del siglo XX se dan las condiciones que marcan la necesidad del Derecho Ambiental. surgiendo las primeras sociedades que modificaron sustancialmente la relación hombre – naturaleza. 2006).cl/192/fo-article-34552. reduciendo o poniendo fin a la producción y consumo de sustancias controladas tales como los CFCs. septiembre 2007. de origen relativamente reciente (http://www. 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. septiembre 2007). Es a partir de este momento que comienza a modificar su medio. que causan diversos efectos negativos en la salud humana y en el ambiente.html .gov.cl/portal/1301/printer-34824. La Convención de Basilea recoge el control de los movimientos transfronterizos de desechos peligrosos y su eliminación (http://www.conama. septiembre 2007).10 MECANISMOS LEGALES PARA LA PROTECCIÓN DEL MEDIO AMBIENTE El hombre en su desarrollo como especie tuvo necesidad de relacionarse entre sí. plaguicidas como el DDT y sustancias tóxicas como las dioxinas. el Convenio de Estocolmo.nip. la Carta Mundial de la Naturaleza y el Convenio sobre Evaluación de Impacto Ambiental en el Medio Ambiente. Los COPs son principalmente productos y subproductos de la actividad industrial.geocities. Por otra parte. fundamentado en sólidos conocimientos multidisciplinarios.pdf . El Protocolo de Montreal compromete a las partes a adoptar medidas concretas para proteger la capa de ozono. Son mezclas y compuestos químicos a base de carbono. Es una ciencia jurídica en formación y por tanto enfrentada obligatoriamente a una elaboración teórica (Caraballo y col. la Carta Mundial de la Naturaleza y el Convenio sobre Evaluación de Impacto Ambiental en el Medio Ambiente. 2006). con la constitución del Ministerio de Ciencia.. 2006.. logró un mayor consenso y reconocimiento de las prácticas de Evaluación de Impacto Ambiental entre las naciones (Serrano y col. Serrano y col.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. El Convenio de Rotterdan trata sobre los procedimientos aplicables a ciertos plaguicidas y productos químicos.. En el caso de Cuba. conocida como la Cumbre de Río. 2006).. 2006). y posteriormente en 1997. en 1994. La Conferencia de Naciones Unidas sobre medio Ambiente y Desarrollo. Tecnología y Medio Ambiente. 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. 45 . la Ley 81 del Medio Ambiente que establece los principios y normas básicas de la gestión ambiental (Caraballo y col. . 1992. TIBTECH. Solanas. Hadar. A. 2005.. Atlas. 1999. A. Biodegradation of polycyclic aromatics hydrocarbon. F. Expósito. C. bioavailability bioactivity on the selection of bioremediation techniques. pp 405 – 421. Editorial TÉBAR. Déziel. P. M. Second Edition. Biodegradation. Cerniglia. Chiarello. M. E. Academics Press. G. 1991. A. SA.. y Alexander. L.11 BIBLIOGRAFÍA Abalos. M. Pearson Education. Editorial Academia pp 16 Castillo.A. The impact of biochemistry. Bartha. L. pp 1227 – 1233 citado en Alexander. pp 329 – 380.. 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