Industria y Minería nº 351 marzo 2003 AGUA • MEDIO AMBIENTE • MINERÍA ENERGÍA • METALURGIA • GEOLOGÍA Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas nº 351 marzo 2003 Industria y Minería SUMARIO Industria y Minería Número: 351 marzo 2003 Número Monográfico dedicado a AGUA • MEDIO AMBIENTE • MINERÍA ENERGÍA • METALURGIA • GEOLOGÍA Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas BIORREMEDIACIÓN Degradación diferencial de una mancha de hidrocarburos Cortesía: ANEF 3 Editorial 28 ■ Experiencia de Repsol YPF en biorremediación de suelos Carlos García Fandiño ■ Felipe Macías Presidente de la Sociedad Española de Ciencia del Suelo S.A.R. Don Felipe de Borbón y Grecia, Príncipe de Asturias, Miembro de Honor del Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas de España Artículos 4 REVISTA DEL CONSEJO SUPERIOR DE COLEGIOS DE INGENIEROS DE MINAS DE ESPAÑA Director del Comité Editorial: Emilio Llorente Gómez Redacción y Administración: c/ Ríos Rosas, 19 28003 Madrid Tel.: 91 441 46 11 Fax: 91 442 61 09 E-Mail: minas@iies.es 12 41 ■ Biorremediación. Fundamentos y aspectos microbiológicos 17 ■ Biorremediación. Aspectos tecnológicos y aplicación al vertido del Prestige 46 52 ■ Seguimiento del vertido de fuel-oil del buque Prestige utilizando imágenes satélite ■ La dinámica marina T. Torres J.E. Ortiz ■ Bases para una valoración de riesgo ambiental del derrame del Prestige A. de la Torre M. Carballo M.J. Muñoz José Luis Rodríguez Gallego Jesús Sánchez Martín 22 ■ Biomarcadores y su utilidad en la evaluación de la biodegradación del petróleo J.E. Ortiz M.J. García J.L. Rodríguez Gallego Jesús Sánchez Martín José Luis Rodríguez Gallego Publicidad: 609 628 819 57 ■ La evaluación de riesgos ambientales Eduardo de Miguel Jesús Artieda Recaredo del Potro Realización: Suscripción Anual: España: 48´00 € + IVA Extranjero: 60´00 € ■ Evaluación y aplicación de técnicas de biorremediación en tres playas de la costa de Muxía ■ Técnicas analíticas: identificación de familias de compuestos. Extracción y análisis de muestras de petróleo M.J. García Martínez J.E. Ortiz Juan F. Llamas Borrajo José Luis Rodríguez Gallego Comité Editorial: Ángel Cámara Rascón José Fco. González Fernández Adolfo Rodríguez González Director Técnico: José Gómez Mateo 31 24 ■ La biorremediación frente al vertido del Exxon Valdez José Luis Rodríguez Gallego Depósito Legal: 10.840-1958 ISSN: 1137-8042 Las opiniones y conceptos en esta Revista son de responsabilidad exclusiva de sus autores, sin que Industria y Minería los comparta necesariamente 1 Los Ingenieros de Minas Al Ingeniero de Minas, que es el primer Ingeniero Civil que surge en España, se le suele relacionar tradicionalmente con la exploración, investigación, explotación, beneficio, elaboración, transformación o utilización de algunos de los recursos naturales de la Tierra, como rocas y minerales, aguas subterráneas, aguas minerales y termales, petróleo, gas natural y otros recursos geológicos, o con el espacio subterráneo en general, actividades que realiza de una forma segura, económica y ambientalmente aceptable, dentro del marco actual del desarrollo sostenible. Sin embargo, la amplitud y calidad de los conocimientos teóricos y prácticos que recibe durante su formación académica en materia de Energía y Combustibles; Metalurgia y Materiales; Laboreo y Explosivos; Ingeniería Geológica, Gestión de Recursos, Agua y Medio Ambiente, junto con los aspectos económicos y legales de la gestión y dirección de organismos y empresas directa o indirectamente relacionadas, le convierten en uno de los técnicos más versátiles y prestigiados de cuantos existen en el mercado laboral. A título meramente informativo y no limitativo, los Ingenieros de Minas realizan: • • • • • Informes. Estudios. Anteproyectos. Proyectos. Direcciones Técnicas de fábricas e instalaciones industriales. • Direcciones Facultativas de minas, canteras, usos de explosivos y establecimientos de beneficio. • Direcciones de Obra. • Seguridad y prevención de riesgos laborales. • Mantenimiento de maquinaria e instalaciones. • Organización del trabajo. • Recursos humanos. • Automática. • Informática. • Topografía y teledetección. • Legalizaciones, aperturas, ampliaciones y traslados de industrias. • Licencias de obras y licencias de actividad. • Certificaciones. • Instalaciones de transporte, distribución y utilización de agua, gas y electricidad. • Asesorías y Auditorías técnicas y ambientales. • Estudios de viabilidad técnica, económica y ambiental. • Planificación y Análisis de inversiones. • Dictámenes y Peritaciones. • Tasaciones y Valoraciones. • Gestión de aguas, subvenciones e incentivos. Campos de trabajo: GESTIÓN DE RECURSOS Y MEDIO AMBIENTE INGENIERÍA GEOLÓGICA •Ordenación del Territorio. Planificación y gestión de Recursos minerales; Aguas subterráneas; Aguas minerales y termales; Petróleo y Gas Natural; Espacio subterráneo y otros Recursos geológicos. •Teledetección y técnicas de información geológica y ambiental. Cartografía temática. Sistemas de información geográfica. •Riesgos geológicos y ambientales. Prevención y Corrección. •Patrimonio geológico y minero. Defensa y conservación. •Espacio subterráneo para uso urbano, industrial o almacenamiento de residuos radiactivos e industriales. •Impacto Ambiental. Estudio y Evaluación. Prevención, corrección y restauración. •Residuos sólidos urbanos y Residuos especiales. Efluentes líquidos y gaseosos. Gestión integral. Recuperación, Reutilización, Reciclaje y almacenamiento. •Descontaminación de suelos. •Restauración de taludes, escombreras, vertederos y espacios degradados. Integración paisajística. •Análisis del Ciclo de Vida del Producto. •Prospección geofísica y geoquímica. •Geotecnia. •Cimentaciones. •Estabilización, auscultación y drenaje de taludes, escombreras, túneles y obras subterráneas. •Cartografía geológica y geotécnica. ENERGÍA Y COMBUSTIBLES •Petroquímica y carboquímica. •Combustibles fósiles y nucleares. •Generación, transporte, distribución y utilización de la energía. •Centrales térmicas, nucleares e hidroeléctricas. •Energías renovables. •Ahorro, eficiencia y diversificación de la energía. •Cogeneración. •Tecnología nuclear. •Nuevas tecnologías energéticas. AGUA •Hidrogeología. Prospección, captación, distribución y utilización de aguas subterráneas. •Tecnología y gestión integral del agua. Depuración y desalinización. •Cartografía hidrogeológica. Vulnerabilidad a la contaminación de acuíferos. LABOREO Y EXPLOSIVOS •Modelización y evaluación de yacimientos. •Diseño, planificación y dirección de explotaciones de minas, canteras, salinas y escombreras. •Diseño, excavación, sostenimiento, ventilación, servicios y control de túneles y obras subterráneas. •Fábricas y depósitos de explosivos. •Pirotecnia. •Voladuras y demoliciones. •Plantas de preparación, tratamiento, recuperación y reciclaje de minerales, rocas, residuos y otros materiales. •Plantas de mortero, hormigón y aglomerado asfáltico. •Plantas de molturación y micronización. •Industrias del cemento, piedra natural, potasa, cal, yeso, cerámica, arcillas especiales, carbonatos, talco, cargas, pigmentos, aglomerantes y otras rocas y minerales industriales. METALÚRGICA Y MATERIALES •Fundiciones y acerías. •Técnicas de unión y conformado. •Materiales de construcción, metálicos, cerámicos, plásticos y compuestos. •Nuevos materiales. •Sinterizados. •Refractarios. •Reciclado de metales y residuos. las costas de Galicia y, en menor medida, a las del Cantábrico, un nuevo desastre cuyas consecuencias económicas y ambientales todavía no es posible evaluar con rigor. Además de las afecciones directas a diferentes niveles de la cadena trófica y de la contaminación inicial de las aguas, se ha producido la acumulación de las fracciones de hidrocarburos de mayor persistencia y peligrosidad en los sedimentos, rocas y suelos, tanto subacuáticos como litorales. Es en estos medios, de extraordinaria variedad de condiciones biogeoquímicas, donde existen componentes y condiciones que pueden conducir a la degradación rápida de los contaminantes, o bien favorecer su estabilización durante períodos de tiempo prolongados, aumentando así el riesgo de absorción y acumulación en la cadena trófica. La existencia de adsorbentes, como los coloides arcillosos o el humus, presentes en diferentes condiciones y calidades en muchos suelos litorales, o las condiciones de anoxia, como la existente en varios tipos de suelos de marisma y sedimentos subactuáticos profundos en zonas de elevado aporte orgánico (p.e. bajo las bateas de mejillón o en áreas próximas a vertidos urbanos o industriales) son, entre otros, algunos factores que modifican fuertemente la persistencia, en forma metaestable, pero activa biológicamente, de muchos hidrocarburos. EDITORIAL El vertido de hidrocarburos por parte del Prestige ha traído a La sensibilidad de cada sistema frente a un determinado contaminante es el factor crítico. Cuando se supera su "Carga crítica de contaminantes", los suelos y los sedimentos mutan su papel de protector de los ecosistemas superficiales, en los que generalmente actúan como sumideros, pasando de forma explosiva a convertirse en la fuente de contaminación que degrada rápidamente a los sistemas más sensibles, como el agua y la biota en contacto con ellos. Por ello, es necesario realizar no sólo estudios que determinen la sensibilidad de cada sistema, sino también conocer con precisión la composición y especiación de las sustancias nocivas y su evolución en cada tipo de condiciones, así como los factores naturales o tecnológicos que permiten una aceleración de su destrucción. En el caso de los vertidos del Prestige, aunque algunas moléculas puedan descomponerse más adecuadamente por medio de reacciones anaerobias, son los procesos oxidativos, producidos por acción del oxígeno y/o los nitratos y el metabolismo microbiano, los mecanismos con mayores posibilidades de degradar rápidamente la mayor parte de los compuestos existentes en el vertido. Son las técnicas de recuperación de suelos conocidas internacionalmente como "Biorremediación", las que presentan los resultados más satisfactorios, lo que resulta lógico, puesto que en realidad se trata de los propios mecanismos inventados durante millones de años por la Naturaleza para conseguir la colonización por organismos vivos de los sistemas contaminados. En todo caso estas técnicas, relativamente novedosas en cuanto a su utilización en la recuperación de suelos y sedimentos, deben ser conocidas y ensayadas antes de su aplicación, estableciendo los protocolos más adecuados en cada caso. Además, es necesario formar técnicos que conozcan los métodos de estudio de los hidrocarburos y los diferentes procedimientos tecnológicos que ofrece la biorremediación. Por ello, la iniciativa del Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas con la organización y celebración en Vigo del "Curso sobre Biorremediación aplicada a los productos petrolíferos" y la edición de este número monográfico con artículos de excelentes especialistas del tema, coordinados por el profesor Juan Llamas, es, no solo oportuna, sino que viene a contribuir poderosamente a la pronta solución del problema del Prestige y a la divulgación de esta importante herramienta de recuperación de suelos, sedimentos y aguas contaminadas, a la Sociedad y a las diferentes administraciones con competencias sobre el tema. Felipe Macías Vázquez Catedrático de Edafología y Química Agrícola Presidente de la Sociedad Española de Ciencia del Suelo 3 ARTÍCULO Evaluación y aplicación de técnicas de biorremediación en tres playas de la costa de Muxía Ante la magnitud del desastre ocasionado por el accidente del Prestige, el Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas acordó financiar un proyecto para evaluar el potencial de las técnicas de biorremediación como método de recuperación de las costas afectadas. Las Escuelas de Minas de Madrid y de Oviedo con experiencia en este campo fueron las encargadas del desarrollo del proyecto. En lo que sigue se hablará tan solo del proyecto, actualmente en marcha y con unos primeros resultados que permiten ser muy optimistas. Due to the extension of the disaster caused by the accident of the Prestige, the "Consejo Superior de Colegios de Ingenieros de Minas" agreed to fund a project to evaluate the potential of the bioremediation techniques as a method of recovery of the affected coasts. The Schools of Mines of Madrid and Oviedo, which have experience in this field, are in charge of this project. This paper deals with the project, which at this moment is in progress with some results that are very encouraging. Juan F. Llamas Borrajo Dr. Ingeniero de Minas Catedrático E.T.S. de Ingenieros de Minas de Madrid José Luis Rodríguez Gallego Ingeniero de Minas Profesor Asociado E.T.S. de Ingenieros de Minas de Oviedo Praia Moreira. ntes de pasar al proyecto propiamente dicho, quisiéramos comentar otros aspectos, no puramente técnicos, relacionados con el mismo. E Dentro del proyecto, se ha desarrollado en Vigo, en el edificio del Rectorado, durante los días 25 a 27 de marzo, el Curso sobre "Biorremediación aplicada a los productos petrolíferos" al que asistieron 49 alumnos, de ayuntamientos, empresas, periodistas, profesores, químicos, biólogos, ... si bien la mayoría eran de la propia Escuela de Minas. Muchos de los alumnos del curso ya han ma- 4 A su vez, los alumnos de tercer curso de la Escuela de Minas de Madrid que cursan las asignaturas de "Geoquímica" y "Análisis Instrumental", junto con los de "Fundamentos de Geoquímica" de la titulación de Ingeniero Geólogo, van a realizar este año sus prácticas de laboratorio en las tres playas seleccionadas. Estas prácticas consistirán en la toma de datos analíticos en campo y en su interpretación, y se llevarán a cabo en dos períodos, del 11 al 14 y del 26 al 30 de abril. Para ello se ha contado con la inestimable colaboración de la Xunta de Galicia y del Ayuntamiento de Muxía; así como, con la necesaria coordinación de la Jefatura de Estudios de la Escuela de Minas de Madrid. Coido de Cuño. la experiencia acumulada en otros casos como el del Exxon Valdez, la eficacia de los métodos de biorremediacion para afrontar este problema. El proyecto presentado pretende desarrollar este aspecto mediante la realización de un estudio amplio a escala de laboratorio, a escala piloto sobre el terreno, y, si se considera procedente, a escala real que permita la evaluación y selección de las técnicas de biorremediación (bioestimulación o bioaumentación) más adecuadas para la degradación de los hidrocarburos que permanezcan en las playas afectadas después de la finalización de las labores de limpieza. Para ello, se realizará una caracterización químicofísica y microbiológica de los emplazamientos, seguida del aislamiento, identificación y caracterización de microorganismos con capacidades degradativas a partir del ambiente contaminado. A partir Introducción y grupo de investigadores La biorremediación es una herramienta que puede ser utilizada con eficacia en ciertos entornos contaminados y cuyos mayores éxitos documentados se han obtenido frente a vertidos de hidrocarburos. Es un proceso lento, pero económico, si se efectúa adecuadamente, y no es agresivo con el medio, ya que los contaminantes son mineralizados por los microorganismos, siendo incorporados en la biomasa. No existen en nuestro pais experiencias directas encaminadas a evaluar la eficacia de los métodos de biorremediación de ambientes litorales contaminados por vertidos de hidrocarburos de petroleo, por lo que el accidente del Prestige constituye una circunstancia idónea para evaluar, aprovechando de aquí, se elaborará un protocolo práctico de biorremediación (bioaumentación y/o bioestimulación) en el que se consideren conjuntamente los aspectos químicos y microbiológicos (selección de las mezclas bacterianas, si se aplican, concentración, complementación nutricional del medio, si es necesario) y de operación: diseño, aplicación de los productos necesarios y medida de los parámetros críticos durante el proceso, concretamente concentración de bacterias, sean alóctonas o autóctonas, y desaparición del contaminante. El proceso de aplicación de esta tecnología sobre el terreno llevará un escrupuloso control de todo tipo de riesgo biológico en el que se pudiera incurrir. ARTÍCULO nifestado su interés en colaborar en el desarrollo del proyecto, y esperamos que sea del curso de donde salgan los técnicos que probablemente tengan que aplicar estas técnicas en otros puntos de la costa. Los trabajos se desarrollarán en las calas y playas de Arnela, Moreira y Coido de Cuño, situadas todas ellas al sur de Muxía; por lo que el conocimiento del entorno costero y de su relación con los factores principales que afectan a la biorremediación se considera capital. Por último para esta introducción, pero no menos importante, creemos que el proyecto propone un abordaje interdisciplinar, lo que es decisivo para abordar de una forma integral todos los objetivos del mismo. Así el grupo de investigadores es variado y abarca, a nuestro entender, a Praia Moreira. 5 ARTÍCULO profesionales competentes en los muchos aspectos contemplados, sin descartar ni posteriores incorporaciones ni toda la ayuda que las administraciones competentes puedan suministrar: • Juan F. Llamas Borrajo y Mª. Jesús García Martínez, Ingenieros de Minas del Dpto. de Ingeniería Química y Combustibles de la Universidad Politécnica de Madrid. • Jorge Loredo Pérez y José Luis Rodríguez Gallego, Ingenieros de Minas del Dpto. de Explotación y Prospección de Minas de la Universidad de Oviedo. • Jesús Sánchez Martín y Ana Isabel Peláez, Dpto. de Biología Funcional de la Universidad de Oviedo. • Trinidad de Torres PérezHidalgo y José Eugenio Ortiz Menéndez, Ingenieros de Minas del Dpto. de Ingeniería Geológica de la Universidad Politécnica de Madrid. • Enrique Chacón Oreja, Ingeniero de Minas del Dpto. de Matemática Aplicada a los recursos Naturales de la Universidad Politécnica de Madrid. Entre los medios, además de los propios de los departamentos involucrados, se cuenta con los del Laboratorio de Estratigrafía Biomolecular (LEB) (http://www.minas.upm.es/leb. htm). También se está en contacto con otros expertos de la Unión Europea y se espera contar con la colaboración de la Universidad de Santiago de Compostela, en concreto con el equipo del profesor Felipe Macías, quienes irían asumiendo mayor protagonismo de las actuaciones futuras. Metodología general En este apartado se describirán brevemente los procedimientos analíticos, de muestreo y de caracterización in situ que se utili- 6 Arnela. zarán en los trabajos; más adelante se detallará, en concreto, el tipo de trabajo específico que se utilizará en cada playa. En general, el modelo de trabajo que se siga intentará reproducir en sus vertientes más exitosas los métodos empleados en la remediación del vertido del Exxon Valdez. Para ello, en un primer momento, ya se ha recopilado la información bibliográfica y los informes existentes sobre el empleo de la biorremediación tras el citado accidente. Por otra parte, la metodología utilizada se basará en técnicas químicas y microbiológicas de probada eficacia en trabajos de investigación similares en suelos o sobre residuos pesados de refinería realizados en los laboratorios de la Universidad de Oviedo y de la Escuela de Minas de Madrid. El objetivo del proyecto es la evaluación, selección y aplicación de las técnicas de biorremediación más adecuadas para la degradación de los hidrocarburos que, después de la finalización de las labores de limpieza física, permanecen en las playas afectadas por el fuel objeto del proyecto. Consideraciones de partida Como criterio general se considera que el proceso puede llevarse a cabo (con diferencias según se trabaje sobre roca o sobre arena) con la combinación de un producto surfactante o dispersante que permita la emulsión de los hidrocarburos y un fertilizante que aumente la presencia de nitrógeno y fósforo disponible. Este enfoque puede permitir que se reduzca la concentración de hidrocarburos y evitar la acumulación definitiva de los no degradados en el sedimento marino. Pese a ser este el procedimiento general más recomendado, hay más posibilidades que deben estudiarse (por ejemplo, en el caso del Exxon Valdez se utilizó el Inipol por ser el único producto comercialmente disponible en las cantidades necesarias). La influencia de la temperatura va a ser obvia en cuanto a que en los meses más cálidos la acción microbiana se reforzará, aunque pueden aparecer escenarios adicionales si el fuel se licúa con las altas temperaturas. La dinámica marina lleva meses ayudando a retirar residuos de la costa, colabora en la oxidación, etc., aunque, por otro lado, fuertes mareas pueden impedir la aplicación de productos o evitar que se fijen los microorganismos si se efectúa algún tipo de bioaumentación, por lo que se idearán sistemas para evitar este problema. La biorremediación ha tenido éxitos y fracasos en playas de arena y en zonas rocosas En cuanto a playas de piedra o acantilados, el problema operacional es grande ya que no se tienen las facilidades de muestreo, analítica, etc. que hay en una arena, la aproximación requiere fuentes oleofílicas de nutrientes y biosurfactantes, siendo conscientes de que la monitorización de la eficiencia del proceso de biorremediación deberá basarse en el estudio de los biomarcadores y de que la evaluación global deberá tener un marcado componente visual, que afectará al diseño del muestreo (estratificado). En las zonas arenosas todo es más fácil (se puede plantear in situ, o incluso ex situ en función de las mareas, el me- dio es más o menos homogéneo, es fácil parcelar, etc.). Praia Moreira. En lo que se refiere a los plazos, es imposible predecir la efectividad que van a tener los tratamientos así como su duración. Cabe recordar que en las costas afectadas por el vertido del Exxon Valdez la biorremediación ocupó tres o cuatro períodos de varios meses (el problema eran allí las bajas temperaturas) y no se cerró el tratamiento hasta más de tres años después del vertido; es más, el informe final sobre el conjunto de las labores de limpieza no se publicó hasta 1997 (ochos años después del vertido). En principio, la financiación actualmente existente permitiría un trabajo que no iría mucho más allá del verano, tiempo que consideramos suficiente para completar los objetivos marcados. Protocolo general Una vez obtenidos todos los datos del muestreo (ver detalles para cada playa en el punto 3 y metodología a partir de 2.3), se dividirán en varias parcelas las zonas seleccionadas. En ellas se procederá a la realización de, al me- nos, los siguientes experimentos de biorremediación: • Bioaumentación con bacterias autóctonas, mediante un consorcio preparado con parte de las aisladas en la primera fase. • La experiencia existente y la prudencia necesaria no recomiendan la utilización productos con "bacterias comerciales", por lo que se descarta. • Bioestimulación mediante fertilizantes (la selección de éstos es un punto clave de todo el trabajo). Probablemente más importante que su composición química puede ser su "físico" y su relación con las mareas. En estos momentos ya se han ARTÍCULO iniciado contactos con los suministradores para conseguir cantidades pequeñas con las que realizar los ensayos. Las posibilidades son muy diversas: briquetas, gránulos (“Customblen”), “Inipol” (fertilizante oleofílico líquido), Sea Weed (proyecto basado en algas con efecto surfactante), surfactantes de origen químico biodegradables, sales minerales y otros productos. • Experimentos de control. • Bioaumentación con bacterias procedentes de la colección del grupo que lleva adelante el proyecto, aisladas todas ellas en zonas de vertidos de productos similares en diferentes puntos de la Península. En este caso, se llevará un escrupuloso control de todo tipo de riesgo biológico en el que se pudiera incurrir, según se indica al final del punto 2.6. La monitorización que se realice con posterioridad al inicio de los ensayos abarcará los siguientes parámetros: • Niveles de nutrientes en el "agua de poro" de las playas para controlar la permanencia de éstos y para evitar la eutrofización. • Control de la dinámica costera. • Actividad microbiana. • Degradación de hidrocarburos (con biomarcador: Hopano; medida de TPH, PAHs y fraccionamiento en alifáticos, aromáticos y resinas+asfaltenos). Determinaciones ‘in situ’ Praia Moreira. Para la determinación de parámetros ambientales sobre el terreno, se cuenta con lo siguientes equipos: • Terminales y electrodos de todo tipo, para la medida de pH, Eh, conductividad, salinidad, oxígeno disuelto y temperatura. 7 ARTÍCULO Arnela. • Métodos geoquímicos de campo, para medir la presencia de hidrocarburos volátiles y semivolátiles (TCD, semiconductores, cromatógrafo portátil, FID y PID). • Espectrofotómetros de campo, para la determinación de contenido en nutrientes y de metales. • Se ensayará el uso de lámparas UV para el cartografiado de las zonas contaminadas. • GPS para georeferenciar toda la información. En la primera fase está previsto contar con la colaboración de los alumnos de las asignaturas de "Análisis Instrumental", "Geoquímica" y "Fundamentos de Geoquímica" de las titulaciones de Ingeniero de Minas e Ingeniero Geólogo, de la Universidad Politécnica de Madrid, para la realización de dos campañas intensivas de determinaciones "in situ". Procedimientos de muestreo y de diseño de experimentos • Los muestreos que se realicen, se efectuarán con sondas manuales tipo Auger o semimecánicas ("rusa" o muestreadores de sedimentos). Los procedimientos seguirán mallados regulares, en la medida de lo posible, para facilitar el tratamiento estadístico y geoestadístico de los datos. • Las muestras de sustratos contaminados (arena, roca, fuel puro, suelo, agua etc.) 8 con destino al aislamiento de microorganismos especializados se tomaran en condiciones estériles, siguiendo un protocolo estadístico que asegure su representatividad. • Los experimentos que se realicen en las diferentes parcelas acotadas para ello, contarán con un diseño estadístico previo y con control del mismo tipo. También se tratará de conseguir que los posibles efectos positivos sean visibles y comparables con zonas de control no tratadas. • Métodos químicos • Cuando se considere necesario, se realizará una caracterización de la fracción inorgánica de las muestras, para lo que se utilizará analítica tipo plasma (ICP), absorción atómica y rayos X. • La medida de hidrocarburos totales (TPH) y contenido en hidrocarburos poliaromáticos (PAHs), se realizará por medio de espectrometría infrarroja (IR-FT) y el cálculo de índices de biodegradación, mediante cromatografía de gasesespectrometría de masas (GC-MS), con respecto a biomarcadores como pristano y fitano, en una primera aproximación, y hopanos en una segunda más fina. Esta última técnica también permitirá determinar el fraccionamiento actual del fuel y el estudio de cada una de las fracciones (alifáticos, aromáticos, resinas y asfaltenos). • • Métodos microbiológicos • A partir de las muestras recogidas, se llevarán a cabo diluciones en agua marina estéril y siembra en placas de distintos medios sólidos (sintético, semisintético y complejo). De esta forma, podremos realizar recuen- • tos del número de bacterias presentes en las distintas muestras. Por otra parte, se aislará el ADN total a partir de las mismas muestras, lo que nos permitirá después llevar a cabo un estudio mas completo de todas las bacterias, incluyendo aquellas que no crecen en los medios de cultivo. Identificación mediante técnicas moleculares, que consisten esencialmente en la amplificación del gen del ARN ribosomal 16S, utilizando oligonucleotidos conservados de eubacterias como iniciadores en reacciones de amplificación en un equipo de PCR. Una vez amplificado el fragmento, se procederá a su secuenciación en un equipo automático multicapilar. Las secuencias obtenidas serán comparadas a otras de especies conocidas mediante búsquedas BLASTN en bases de datos GenBank + EMBL + DDBJ + PDB, utilizando el Web-Service NCBI (www.ncbi.nlm.nih.gov/blst). Se obtendrán imágenes de las cepas mediante microscopía laser confocal y con otras técnicas de microscopía óptica. La identificación de las bacterias es una información muy valiosa que nos permitirá "inferir" en una primera aproximación sus capacidades degradativas, ya que consultaremos en las bases de datos generales (PubMed: http:// www.ncbi.nlm.nih.gov/entrez/query.fcgi; Scirus: http:// www.scirus.com/) y en las bases de datos de microorganismos degradativos (http:// bsd.cme.msu.edu/bsd/index.html, Universidad de Michigan; http://umbbd. ahc.umn.edu, Universidad de Minnesota) todo lo referente a los distintos géneros y especies aislados en nuestro trabajo. La medida de la cinética de los procesos degradativos y evaluación inicial de la posible producción de biosurfactantes por las bacterias selec- • • • • b) Si hubiera algún tipo de duda o se requiriera certificación, el grupo que desarrolla el proyecto ha colaborado anteriormente con microbiólogos especializados en patogeneidad bacteriana del Hospital Central de Asturias, por lo que se contaría con su apoyo para realizar las pruebas que fueran necesarias. Propuestas para cada emplazamiento Realizada una primera visita a la zona y teniendo en cuenta las consideraciones del personal que allí ha trabajado durante estos meses, se proponen las siguientes actuaciones. Playa de Arnela de Muxía Descripción Se trata de una cala en forma de semicírculo compuesta por sedimentos de todo tipo, aunque fundamentalmente abundan arenas y bolos de tamaño medio. El acceso se realiza por una pista "ad hoc" realizada con escoria suministrada por Ferroatlántico. La contaminación se aprecia en las rocas más alejadas del batir de la marea, en pequeños grumos aislados sobre la arena y, en ésta última, también en partículas finas que se entremezclan con el grano mineral. Valoración Parece un lugar adecuado, por su pequeño tamaño, para efectuar un muestreo exhaustivo y, por su moderada contaminación, para realizar ensayos de biorremediación; además, el acceso de maquinaria es complicado, por lo que otros métodos tendrían serios problemas. Por otra parte, el uso turístico del emplazamiento se nos ha sugerido reducido, por lo que no habría apreturas de tiempo de cara al verano. ARTÍCULO cionadas. Para analizar la capacidad degradativa de las bacterias utilizaremos medios de cultivo sintéticos, en los que la fuente de carbono serán los diferentes residuos del fuel obtenidos en los lugares contaminados. El crecimiento bacteriano se analizará espectrofotométricamente mediante la medida de la densidad óptica a 660 nm. En paralelo, se realizarán diluciones y siembra en placa, para analizar el número de viables. De esta forma se obtendrá una relación DO/número de viables para cada bacteria, que relacionaremos a lo largo del crecimiento con la utilización del petroleo y/o sus componentes como fuente de carbono. Para medir el potencial biosurfactante o bioemulsionante utilizaremos un ensayo que consiste en la medida del volumen ocupado por la fase acuosa (medio de cultivo libre de células) en una mezcla con hidrocarburos (por ejemplo, diesel), utilizando como control un volumen equivalente de agua. En el diseño de mezclas de bacterias adecuadas para ensayos de bioaumentación, se utilizarán los microrganismos aislados en las playas y los que dispone el grupo solicitante, por trabajos previos. En el caso en el que se liberaran en el medio contaminado microorganismos alóctonos, su posible carácter patógeno se analizaría previamente, mediante un doble procedimiento: a) La correcta identificación del microorganismo en el laboratorio permitirá contrastar su identidad con la bibliografía y las bases de datos disponibles, con lo que se descartaría el carácter patógeno o algún otro problema, siempre antes de su utilización. Programa de trabajo a) Arenas. En un primer momento, se efectuará un muestreo muy detallado (con una malla de 10 por 10 metros) de la zona arenosa. La caracterización in situ se realizaría con los equipos de medida directa ya descritos y se estudiaría, mediante sondas manuales, el sedimento en profundidad. También se tomarían muestras en el número necesario para la caracterización química y microbiológica. En posteriores estancias, se verificarían los resultados del muestreo en algunos puntos para tener así una idea clara de la variabilidad de la situación. En una siguiente fase se plantearía un diseño de Coido de Cuño. 9 ARTÍCULO experimentos con varias pequeñas parcelas destinadas a probar distintos métodos de biorremediación. Las parcelas se dispondrían en líneas paralelas a partir de la zona intermareal, de modo que pudiera evaluarse el efecto del lavado; probablemente se utilizarían fertilizantes de liberación lenta, con un dispositivo de lastre o de fijación para que no fueran arrastrados por la marea. Se efectuaría un control periódico a partir de ese momento. b) Rocas. Se realizará un planteamiento similar al que se presenta para la playa de Moreira (ver más adelante), aunque, teniendo en cuenta la pequeña cantidad de estas, tendrá una complejidad menor. Los resultados serán útiles para contrastar con los de Moreira. Plazos Es imposible avanzar plazos precisos, aunque sí disposición de los primeros trabajos. En este sentido, durante el mes de abril se efectuaría el muestreo y se tomarían las decisiones, con la adquisición de productos o la elaboración de "biorremedios" en el laboratorio, para parcelar en mayo, y que el proceso de biorremediación coincida con la época más favorable: temperaturas altas, con la consiguiente fluidificación del fuel, menores precipitaciones y alteraciones de las mareas. Coido de Cuño Descripción Es una playa bastante abierta y con una franja de suelo en la parte de atrás. El acceso se realiza fácilmente en vehículos adecuados. La playa se compone de bolos de medio y gran tamaño que se encuentran muy afectados por el fuel, con 10 Praia Moreira. la excepción de los que aparecen en la zona batida con mayor fuerza por el oleaje en mareas altas; no obstante, en esta zona se observan grumos aislados de fuel. Valoración Las condiciones observadas no parecen favorables a la implementación de tratamientos de biorremediación (mucho fuel, mucho oleaje, ausencia de variedad de sedimentos, no hay aportes de materia orgánica). En consecuencia, se sugiere que se continúe la limpieza física de la playa mediante hidrolimpieza o cualquier otro método; tras esa fase, se podría reevaluar la situación de la playa y, entonces sí, aplicar técnicas de biorremediación, con la experiencia acumulada en los otros dos emplazamientos. No obstante todo lo anterior, sí se sugiere la "preservación" en el estado actual de la zona de suelo contaminado que se encuentra tras la playa y que fue afectado por el fuel, puesto que constituye un importante reservorio de cepas adaptadas, que pueden ser de utilidad. De otro modo, también esta zona de suelo y los accesos a la playa podrían ser descontaminados con cierta facilidad con un "landfarming", una vez finalizado el resto de las labores. Playa de Moreira Descripción El acceso se realiza por carretera y existe un importante espacio, aparentemente no contaminado, en la parte de atrás de la playa. Se trata de un emplazamiento bastante abierto al mar, en el que aparece una gran diversidad de ambientes contaminados: arena fina aparentemente limpia y batida por las olas, sedimento más grueso que "rellena" el fondo de la playa, amplias zonas de bolos y de roca expuesta bastante contaminada, un pequeño cauce de agua dulce que atraviesa la zona contaminada, etc. Las observaciones allí efectuadas, así como las primeras muestras recogidas, sugieren la presencia de actividad microbiana. Valoración Aunque algunas zonas de la playa (las rocas más manchadas) pudieran requerir la utilización de medios físicos de limpieza, el resto puede considerarse un excelente laboratorio para la puesta en práctica de ensayos de biorremediación, tanto en arenas (si es que se demuestran contaminadas), como en roca. Programa de trabajo a) Arenas. En un primer momento, se efectuaría un de realizar experimentos de laboratorio previos, se puede parcelar y aplicar alguno de los productos bioestimulantes disponibles en el mercado (por ejemplo el Inipol EAP22 que tan buenos resultados ofreció en Alaska); sí es necesario un adecuado diseño de los experimentos y un seguimiento continuado, así como demostrar la existencia de bacterias en las rocas afectadas. Simultáneamente, se prepararía en el laboratorio algún otro tipo de producto bioestimulante que pudiera ser de utilidad. Si se realizara algún experimento de bioaumentación, sería en una fase posterior una vez aisladas, identificadas y demostrada la inocuidad de bacterias aisladas "in situ", o bien, en todo caso, de algunas de la colección del grupo. Plazos Praia Moreira. Si los productos necesarios se consiguen con rapidez y se efectúa una aplicación inicial en algunas parcelas en abril (en roca), podría haber resultados –positivos o negativos, y en todo caso visibles a simple vista- a finales de mayo. En función de estos primeros resultados y de la valoración de la situación de las arenas se plantearía el resto de los trabajos. Posibilidades de actuación adicionales y necesidades de cubrir ARTÍCULO muestreo muy detallado (con una malla metro a metro) de la zona arenosa de las mismas características que el de la primera de las playas consideradas. La caracterización in situ se realizaría con los equipos de medida y se estudiaría mediante sondas manuales (puede tener interés realizar una calicata en la zona de roca para estudiar el lecho). También se tomarían muestras en el número necesario para la caracterización química y microbiológica. Finalmente, en posteriores estancias se verificarían los resultados del muestreo en algunos puntos, para tener así una idea clara de la variabilidad de la situación. Si, según los resultados obtenidos, se considera necesario, en la siguiente fase se plantearía un diseño de experimentos con varias pequeñas parcelas destinadas a probar distintos métodos de biorremediación, al modo en que se trabajará en la cala de Arnela. b) Rocas. La diversidad de tipo de rocas en cuanto a tamaño, orientación respecto al mar, grado de afección, contacto con agua dulce o salada y/o sedimentos más finos hacen muy adecuada la zona sur de la playa para efectuar ensayos de todo tipo. Sin necesidad La financiación disponible (27.000 euros) permite afrontar muy ajustadamente el trabajo propuesto, y la aparición de imprevistos puede provocar serios problemas. Una situación más holgada se pretende conseguir mediante solicitud de proyectos en convocatorias oficiales, pero de momento estas no se han producido. De conseguirse financiación adicional o colaboración extensa por parte de los organismos competentes, se plantearían las siguientes actuaciones y mejoras adicionales: • Se dispondría una persona fija en la zona que controlara los procesos y que redujera el número de viajes a la zona (necesariamente, de frecuencia semanal, en algunas fases). • Se podrían adquirir equipos adicionales a los que se dispone para complementar y mejorar el trabajo (PetroFlag para medida de hidrocarburos ‘in situ’ y respirómetro para controlar la actividad bacteriana). • Se podría realizar una colaboración con investigadores británicos y alemanes de amplia experiencia, con los que ya se tiene contacto, para la aplicación de productos biosurfactantes. • Se podría abordar el estudio de la evolución del fuel depositado en el fondo marino cercano a la costa, para lo que ya se han establecido contactos con Océano Alfa, una organización de buceadores profesionales que ha estado trabajando en la zona (http://www.oceanoalfa.com). • Los aspectos de valoración de riesgos, dinámica de las playas y, en general, todo el seguimiento geoquímico y monitorización se podrían realizar con mucha mayor holgura, disponiendo de personal fijo en la zona. 11 ARTÍCULO Fundamentos y aspectos microbiológicos Jesús Sánchez Martín Microbiólogo Profesor Titular Biorremediación José Luis Rodríguez Gallego Ingeniero de Minas Profesor Asociado Universidad de Oviedo El artículo introduce los conceptos básicos para entender qué es la biorremediación y sus posibilidades de aplicación (atenuación natural, bioestimulación y bioaumentación). También se presenta una descripción del papel fundamental de los microorganismos en todo el proceso, así como conceptos clave como biosurfactante y cometabolismo. Definición, limitaciones y campo de aplicación La biorremediación es una tecnología que utiliza el potencial metabólico de los microorganismos (fundamentalmente bacterias, pero también hongos y levaduras) para transformar contaminantes orgánicos en compuestos más simples poco o nada contamiantes, y, por tanto, se puede utilizar para This article presents basic concepts useful understanding bioremediation and its possibilities of application (natural attenuation, biostimulation and bioaugmentation). In addition, a description of the most important aspects of microbial activity is showed with special attention focused in concepts such as biosurfactant and cometabolism. limpiar terrenos o aguas contaminadas (Glazer y Nikaido, 1995). Su ámbito de aplicabilidad es muy amplio, pudiendo considerarse como objeto cada uno de los estados de la materia (Atlas y Unterman, 1999): • Sólido: con aplicaciones sobre medios contaminados como suelos o sedimentos, o bien directamente en lodos, residuos, etc. CARACTERÍSTICAS DEL CONTAMINANTE OPTIMIZACIÓN MICROBIOLÓGICA BIORREMEDIACIÓN TECNOLOGÍA APLICADA IN SITU VS. EX SITU COMBINACIONES MÉTODOS ANALÍTICOS MUESTREO REGULACIÓN LEGAL 12 Figura 1. Parámetros implicados en la biorremediación (modificada de Walter y Crawford, 1997). -Composición -Propiedades -Toxicidad -Nutrientes -Humedad -Aireación -Inóculo -Land treatment -Bioslurry -Compostaje -Bioventing -Adecuación -Control de calidad -Estadística -Procedimientos -Valores de referencia -Análisis de riesgos -Permisos • Líquido: aguas superficiales y subterráneas, aguas residuales. • Gases: emisiones industriales, así como productos derivados del tratamiento de aguas o suelos. También se puede realizar una clasificación en función de los contaminantes con los que se puede trabajar (Alexander, 1999; Eweis et al., 1999): • Hidrocarburos de todo tipo (alifáticos, aromáticos, BTEX, PAHs,...). • Hidrocarburos clorados (PCBs, TCE, PCE, pesticidas, herbicidas,...). • Compuestos nitroaromáticos (TNT y otros). • Metales pesados: Estos no se metabolizan por los microorganismos de manera apreciable, pero pueden ser inmovilizados o precipitados. • Otros contaminantes: Compuestos organofosforados, cianuros, fenoles, etc. ¿Cuáles son las ventajas técnicas de la biorremediación? A su amplio ámbito de aplicabilidad en cuanto a compuestos orgánicos, como ya se ha mencionado arriba, pueden sumarse las siguientes: • Mientras que los tratamientos físicos y buena parte de los químicos están basados en transferir la contaminación entre medios gaseoso, líquido y sólido, en la biorremediación se transfiere poca contaminación de un medio a otro. • Es una tecnología poco intrusiva en el medio y generalmente no requiere componentes estructurales o mecánicos dignos de destacar. NUTRIENTES: - Nitrógeno - Fósforo - Otros Figura 2. Actividades microbianas en el proceso de biorremediación. MICROORGANISMOS: SISTEMAS ENZIMÁTICOS RECEPTORES DE ELECTRONES: - Oxígeno - Nitratos - Sulfatos - Otros • Comparativamente, es económica y, al tratarse de un proceso natural, suele tener aceptación por parte de la opinión pública. La biorremediación tiene también inconvenientes y limitaciones. Por ejemplo, la biodegradación incompleta puede generar intermediarios metabólicos inaceptables, con un poder contaminante similar o incluso superior al producto de partida. Por otra parte, algunos compuestos, como veremos, son resistentes o inhiben la biorremediación. El tiempo requerido para un tratamiento adecuado puede ser difícil de predecir y el seguimiento y control de la velocidad y/o extensión del proceso es laborioso. La aplicabilidad de esta técnica depende de varios factores: • Propiedades del contaminante (biodegradabilidad). En general, los hidrocarburos alifáticos se degradan rápidamente. Las estructuras mas ramificadas son más difíciles de degradar que las cadenas lineales, al producir impedimentos estéricos. Las cadenas ramificadas de sulfonatos de alquilo o arilo a menudo se degradan muy lentamente. Los dobles enlaces hacen la molécula más resistente, así como un incremento del número de anillos bencénicos. Las sustituciones químicas (ácidos dicarboxílicos, nitrilos, metila- MINERALIZACIÓN - Contaminante transformado en CO2 y H2 O . ciones, halogenaciones) también hacen la molécula más resistente. Por otra parte, la biodegradación de compuestos que contienen N ó S está ligada frecuentemente a su utilización como nutrientes. • Presencia de comunidades microbianas adecuadas, con capacidad enzimática para metabolizar el compuesto(-s). Los microorganismos pueden ser autóctonos (biorremediación intrínseca o atenuación) o añadidos al sistema para mejorar la degradación (bioaumentación). Sobre estos conceptos volveremos más adelante. • Disponibilidad del contaminante. Es un factor crítico, más importante que la propia presencia de comunidades microbianas. Para que la degradación de un contaminante pueda producirse, es necesario que interaccione con la célula en medio acuoso. Inicialmente lo hará con la parte exterior de su pared para posteriormente ser transportado al interior de la misma. La forma más común de transporte es la complejación con enzimas extracelulares producidos por los microorganismos. Muchos contaminantes orgánicos, como los derivados del petroleo, PCBs, hidrocarburos aromáticos policíclicos (naftaleno, pireno, fluoreno), solventes halogenados, etc., son hidrofóbicos y tienden a adsorberse en el suelo, concretamente a la fracción orgánica (ácidos humicos, ácidos fúlvi- cos y humina). Esta es una de las causas, por ejemplo, de la persistencia de muchos pesticidas. La producción de surfactantes por los microorganismos es un factor determinante, como veremos, que atenúa este problema y facilita la degradación. • Condiciones del medio contaminado: Propiedades que permiten o limitan el crecimiento microbiano y el metabolismo del compuesto. A veces es necesario modificar las condiciones, por ejemplo, añadiendo nutrientes o aireando (bioestimulación). ARTÍCULO TRANSFORMACIÓN -Contaminante modificado. (Cometabolismo) CONTAMINANTE: Carbono orgánico Es evidente que no podemos llevar a cabo un análisis de los estudios de biodegradación existentes sobre todos los compuestos potencialmente contaminantes. Por ello, el texto lo centraremos principalmente en los hidrocarburos, ya que estos compuestos son los implicados en la problemática del Prestige. Biodegradación de hidrocarburos y enfoques metodológicos Las enumeraciones precedentes dejan claro que la complejidad implicada en esta tecnología hace inexcusable una aproximación multidisciplinar, en la que la microbiología, la química y la ingeniería tienen un papel importante. La amplitud de los aspectos incluidos en la aplicación de las técnicas de biorremediación se refleja en la figura 1. Los microorganimos dotados genéticamente para la degradación pueden utilizar su potencial enzimático para mineralizar (biodegradar completamente hasta CO2) algunas familias de hidrocarburos, o bien, simplemente, degradarlos hasta productos intermedios, ya sea en un ambiente aerobio o anaerobio (figura 2). El recorrido, catalizado por las enzimas microbianas a través de los diversos subproductos, se conoce como ruta de degradación o “pathway” (figura 3). En cual- 13 ARTÍCULO quier caso, los procesos suelen tener lugar mediante una gran variedad de interacciones biogeoquímicas entre los componentes del suelo, el agua, los microorganismos y los contaminantes. lugares afectados por el vertido del Prestige. • En el caso de escasez de oxígeno (condiciones anaeróbicas), los microorganismos dependen de otros aceptores de electrones disponibles (nitrato, sulfato, formas oxidadas de Fe o Mn,...). Se trata de una biodegradación anaerobia, cuyos mecanismos y significado se están comenzando a comprender en los últimos años (Heider et al., 1999) Desde un punto de vista metodológico, los tres conceptos, ya mencionados anteriormente, que determinan a su vez otras tantas aproximaciones principales a la biorremediación son los siguientes: En condiciones ideales, los contaminantes se transformarían en compuestos químicos más simples, no peligrosos para los posibles receptores ni para el medio. Desgraciadamente, además de la propia recalcitrancia intrínseca de la molécula, hay bastantes factores que pueden limitar o impedir la atenuación natural en un medio contaminado; algunos de ellos ya los hemos apuntado (King et al., 1997): Atenuación natural Se denomina biorremediación intrínseca o atenuación natural, a la que sobre muchos compuestos orgánicos se lleva a cabo por los microorganismos autóctonos, principalmente bacterias, del medio afectado (Rosenberg y Ron,1996). La capacidad intrínseca de asimilación de un medio depende, como ya se ha apuntado, de las “habilidades metabólicas” de los microorganismos nativos, del tipo de contaminante y, lógicamente, de la geoquímica y la hidrogeología en la zona. En relación con el oxígeno, y en un modelo muy simplificado, el proceso se definiría de la siguiente forma: • En presencia de oxígeno (condiciones aerobias) los microorganismos convertirían en última instancia los contaminantes en dióxido de carbono, agua y masa celular microbiana (mineralización). Este proceso de biodegradación aeróbica ya está teniendo lugar en muchos de los • Carencia de nutrientes esenciales para los microorganismos (por ejemplo, nitrógeno y/o fósforo). • Ausencia de aceptores adecuados de electrones (generalmente oxígeno). • Inexistencia de condiciones medioambientales apropiadas (pH, potencial redox, humedad, temperatura). • Ausencia de poblaciones microbianas con el potencial enzimático adecuado necesario para degradar los contaminantes. • Presencia de componentes tóxicos en la mezcla contaminante. Figura 3. Ruta habitual de degradación de los hidrocarburos aromáticos (RiserRoberts, 1998; Atlas & Bartha, 2001). CHO H OH Bacteria + O2 + NAD NADH + H Ruta 'orto' OH + CHO Rotura del anillo OH Dihidrogenasa OH Dioxigenasa cis, cis- Ácido Mucónico Ruta 'meta' Dioxigenasa CHO CHO H Anillo aromático Catecol cis-Dihidrodiol CHO 2- Hidroxi-cis, cis-mucónico semialdehído O +O 2 CHO + CoA CHO O O H C CH2 CH2 CHO + CH3 Ácido beta-cetoadípico -HC OO H H 2O + CHO O Ácido 2-ceto-4-pentenoico 14 C SCA o O Ácido succínico Acetil-CoA C H3 C CHO O Ácido pirúvico O + CH3 CH Acetaldehído Si aportamos al medio alguno de los elementos de los que carece o bien potenciamos los existentes, favoreceremos la eliminación del posible contaminante. En muchos casos este tipo de intervención será necesario para reforzar el proceso natural o bien para implantar unas condiciones que reduzcan el riesgo. En esto se basan las siguientes aproximaciones biotecnológicas: Bioestimulación La bioestimulación consiste en la introducción de modificaciones en el medio, mediante el aporte de nutrientes, aireación y otros procesos (“biostimulation” o “enhanced bioremediation”). En ocasiones será suficiente añadir oxígeno mediante aireación, aunque en otros se podría requerir la adición de nutrientes o ajustes de pH. En todo caso, estas aproximaciones son válidas siempre y cuando los microorganismos autóctonos sean capaces de degradar el contaminante tras un proceso más o menos largo de aclimatación previa. En lo que se refiere a la adición de nutrientes, la biorremediación requiere que estos entren en contacto con el área impregnada por el contaminante y que su concentración sea suficiente para soportar el crecimiento máximo previsto de la población degradadora en el transcurso de las operaciones de remediación. Estos dos factores van a resultar claves en los intentos de biorremediación en las costas afectadas por el vertido del Prestige. Bioaumentación Otras líneas de investigación han llevado a la introducción de microorganismos aclimatados o incluso modificados genéticamente en el medio, con el fin de mejorar la biodegradación (Walter, 1997; Atlas y Unterman, 1999). Esta técnica funciona en condiciones de laboratorio o biorreactor, pero en ambientes externos • El tamaño de la población de microorganismos degradadores crece rápidamente como respuesta a la contaminación del medio y es muy difícil, si no imposible, incrementar la población microbiana más allá de esos valores. Figura 4: Degradación por • La capacidad de carga de muchos ambientes viene parte de un consorcio microbiano de una determinada por factores mezcla de tales como la presencia de hidrocarburos similar toxinas, nutrientes y condia la vertida por el Prestige. De abajo ciones ambientales, moviliarriba: (1) Medio dad y/o distribución de los acuoso con algunas microorganismos y la prebacterias libres;(2) sencia de abundante mateemulsión aguahidrocarburos ria orgánica. • Los microorganismos añadi- alifáticos y aromáticos con bacterias en su dos deben sobrevivir a los interior; (3) "fibras depredadores y competir complejas" (posibles con éxito con la población estructuras micelares de asfaltenos y autóctona antes de ocupar resinas) en el inicio de los nichos potenciales. su degradación. (Foto • En general, los ambientes tomada por los más selectivos y la utilizaautores). ción de consorcios microbianos (ver abajo) favorecen la bioaumentación. Existen en el mercado productos comerciales, ensayados en el laboratorio, que reúnen microorganismos con gran potencial biodegradador (Korda et al., 1997).Sin embargo, la reintroducción de microorganismos indígenas, aislados del sitio contaminado y cultivados posteriormente, es más efectiva, especialmente cuando se acompañan de un suplemento nutricional y oxígeno. Por otro lado, es probable que el desarrollo de microorganismos manipulados genéticamente (MMG) (Timmis y Pieper, 1999; De Lorenzo, 2001) pueda en el futuro permitir abordar con éxito la degradación a escala real de compuestos que por sus características químicas son resistentes. Esta aproximación incluye también la ampliación de la capacidad degradativa de una bacteria frente a distintos compuestos, así como el incremento de las tasas de degradación. No obstante, los problemas de persistencia de cepas modificadas en el ambiente y los aspectos legales relacionados con la liberación de MMG, hacen esta solución no factible a corto plazo. Interacciones microbianas con los contaminantes La capacidad de obtener en el laboratorio, mediante manipulación genética, microorganismos con mejores propiedades degradativas de compuestos contaminantes no debe oscurecer el hecho de que, en los ambientes naturales, los microorganismos poseen una notable capacidad de adaptación, lo que se favorece por su integración en poblaciones dentro de una comunidad. La base de este fenómeno se encuentra, por una parte, en la adquisición de nuevas capacidades metabólicas, mediante mecanismos de variación genética convencionales (mutación, conversión génica, duplicación, transposición) o intercambio de genes y, por otra, en la posibilidad de complementación de las actividades metabólicas de los distintos grupos. La capacidad de intercambio genético entre las poblaciones, mediante conjugación, transformación y transducción se ha comenzado a analizar a nivel de laboratorio (Jaenecke et al., 1996) y constituye una fuerza directora notable en la evolución que conduce a la adaptación a nuevos ambientes, incluyendo los contaminados (Paul, 1999). La complementación de las actividades metabólicas se lleva a cabo mediante relaciones de cometabolismo y/o sintrofismo. El cometabolismo es una actividad importante desde el punto de vista medioambiental, con matices complejos, que no podemos desarrollar en este espacio. Implica, esencialmente, el metabolismo "gratuito" (es decir, no útil para el crecimiento u obtención de energía) de un substrato secundario (compuesto contaminante) por enzimas que requieren otro substrato primario diferente, el cual proporciona la energía y/o los cofactores reductores necesarios. Ambas actividades enzimáticas pueden ser diferentes y el resultado es, en teoría, la acumulación de productos de reacción a partir del contaminante. En la práctica, la existencia de otros microorganismos hace factible la degradación posterior de esos productos mediante reacciones sintróficas y, en última instancia, su mineralización (descartando la posibilidad, a tener en cuenta, de que dichos productos sean tóxicos, y/o persistentes) (Alexander, 1999; Wackett y Hershberger, 2001). El término de sintrofía, por tanto, implica la acción concertada de diferentes microorganismos sobre un sustrato(-s), mediante la combinación de sus actividades metabólicas, lo que permite su degradación. Esta no sería posible en presencia de los microorganismos aislados. Se comprende entonces la importancia de las poblaciones mixtas (que a veces se denominan consorcios) para la degradación más efectiva de los contaminantes orgánicos (figura 4). Todo esto se refleja en el creciente aumento de datos experimentales, en los que la bioaumentación con consorcios microbianos, tanto a nivel de laboratorio como en el campo, está produciendo resultados esperanzadores (ejemplos aplicados al petróleo o sus derivados se encuentran en Mishra et al., 2001; Vasudevan et al., 2001; Potter y Duval, 2001; Rahman et al., 2002; Vinas et al., 2002). ARTÍCULO (suelo, agua) su implantación depende de una serie de factores (Alexander, 1999). 15 ARTÍCULO Por último, y no menos importante en cuanto a facilitar la degradación de los compuestos orgánicos por las poblaciones microbianas, está la capacidad de producir biosurfactantes y bioemulsionantes (Ron y Rosenberg, 2001; Lang, 2002; Christofi e Ivshina, 2002). Los primeros se manifiestan como agentes que disminuyen la tensión superficial del agua (tensioactivos) y los segundos estabilizan las emulsiones entre el agua y otro líquido (figura 5). La presencia o utilización de microorganismos con esa capacidad en un medio contaminado es un factor a considerar, por facilitar la disponibilidad de los compuestos hidrofóbicos (aspecto ya mencionado atrás) y por la propia biodegradabilidad de los biosurfactantes, que descarta los efectos potencialmente nocivos de estas moléculas. Bibliografía Alexander, M. (1999). Biodegradation and Bioremediation 2nd ed. Academic Press, London. Atlas R.M. y Bartha, R. (2001). Ecología Microbiana & Microbiología Ambiental. Pearson Educación, Madrid. Atlas R.M. y Unterman, R. (1999). Bioremediation. In: Demain AL & Davies JE (Eds) Manual of Industrial Microbiology and Biotechnology 2nd ed (pp 666-681), ASM Press, Washington D.C. Christofi, N. e Ivshina, I.B. (2002). Microbial surfactants and their use in field studies of soil remediation, Journal of Applied Microbiology 93, 915-929. De Lorenzo, V. (2001). Cleaning up behind us. EMBO reports 2, 357-359. Eweis, J.B.; Ergas, S.J.; Chang , D.P.V. y Schroeder, E.D. (1999). Principios de biorrecuperación. McGrawHill, Madrid. Glazer, A.N. y Nikaido, H. (1995). Microbial Biotech- 16 Figura 5. Observación al microscopio de contraste de fases (1000x) de bacterias de la cepa AC rodeando y degradando una gotícula de hidrocarburo (gasoil). Nótese la importancia de la interfase y el cambio de color que denota la producción de biosurfactante. (Foto tomada por los autores). nology: Fundamentals of Applied Microbiology. W. H. Freeman and Company, New York. Heider, J.; Spormann, A.M.; Beller, H.R. y Widdel, F. (1999). Anaerobic bacterial metabolism of hydrocarbons. FEMS Microbiology Reviews 22, 459-473. Jaenecke, S.; de Lorenzo, V.; Timmis, K.N. y Diaz, E. (1996). A stringently controlled expression system for analysing lateral gene transfer between bacteria. Mol. Microbiol. 21: 293-300. King R.B.; Long, G.M. y Sheldon, J.K. (1997). Practical environmental bioremediation, the field guide. Lewis publishers, NY. Korda, A.; Santas, P.; Tenente, A. y Santas, R. (1997). Petroleum hydrocarbon bioremediation: sampling and analytical techniques, in situ treatments and commercial microorganisms currently used. Appl. Microbiol. Biotechnol. 48: 677-686. Lang, S. (2002). Biological amphiphiles (microbial biosurfactants). Current Opinion in Colloid & Interface Science 7, 12-20. Mishra, S.; Jyot, J.; Kuhad, R.C. y Banwari, L. (2001). Evaluation of Inoculum Addition To Stimulate In Situ Bioremediation of Oily-Sludge-Contaminated Soil. Appl. Microbiol. Biotechnol. 67: 1675-1681. Paul, J.H. (1999). Microbial gene transfer: an ecological perspective. J. Mol. Microbiol. Biotechnol. 1: 45-50. Potter, T.L. y Duval, B. (2001). Cerro Negro bitumen degradation by a consortium of marine benthic microorganisms. Environ. Sci. Technol. 35: 76-83. Rahman, K.S.; Thahira-Rahman, J.; Lakshmanaperumalsam, P. y Banat, I.M. (2002). Towards efficient crude oil degradation by a mixed bacterial consortium. Bioresour. Technol. 85: 257-261. Ron, E.Z. y Rosenberg, E. (2001). Natural roles of biosurfactants. Environmetal Microbiology 3(4), 229-236. Rosenberg, E. y Ron, E.Z. (1996). Bioremediation of petroleum contamination. In: Crawford RL & Crawford DL (Eds) Bioremediation. Principles and Applications (pp 100124). Biotechnology Research Series 6. University Press, Cambridge. Timmis, K.N. y Pieper, D.H. (1999). Bacteria designed for bioremediation. Trends in Biotechnology 17, 201-204. Vasudevan, N. y Rajaram, P. (2001). Bioremediation of oil sludge-contaminated soil. Environ. Int. 26: 409-411. Vinas, M.; Grifoll, M.; Sabate, J. y Solanas, A.M. (2002). Biodegradation of a crude oil by three microbial consortia of different origins and metabolic capabilities. J. Ind. Microbiol. Biotechnol. 28: 252-260. Wackett, L.P. y Hershberger, C.D. (2001). Biocatalysis and biodegradation: Microbial transformation of organic compounds. ASM Press, Washington, D.C. Walter, M.V. (1997). Bioaugmentation. In: Hurst, CJ (Ed) Manual of Environmental Microbiology (pp 753-765). ASM Press, Washington, D.C. Biorremediación José Luis Rodríguez Gallego Ingeniero de Minas Profesor Asociado ARTÍCULO Aspectos tecnológicos y aplicación al vertido del Prestige Jesús Sánchez Martín Microbiólogo Profesor Titular Universidad de Oviedo En este trabajo se abordan los beneficios de biorremediación frente a otras alternativas existentes en el mercado. También se exploran las posibilidades de aplicación de estas técnicas en el caso del vertido del Prestige haciendo referencia a los principales factores implicados (tipo de contaminante, dinámica marina, productos comerciales, etc.). Un poco de historia Cortesía: Íñigo Sánchez. Área de Ecología. Universidad de Oviedo (diciembre 2002) A mediados del siglo XX se desarrollaron las primeras investigaciones encaminadas a estudiar el potencial de los microorganismos para biodegradar contaminantes (Zobell, 1946; Davis, 1956). Este “uso” intencionado recibió entonces el nombre de biorremediación In this work, the benefits of bioremediation techniques to reduce environmental impacts are studied. In order to deal with Prestige oil spill, some possible approaches of bioremediation are presented; special references to the main factors implied in the clean-up of coastal sediments are pointed out (type of contaminants, marine geodynamic, available bioremediation products, etc.). ("bioremediation"). Las primeras técnicas que se aplicaron fueron similares al "landfarming" (‘labranza’) actual y sus actores, lógicamente, compañías petrolíferas. Las primeras patentes, fundamentalmente para remediación de vertidos de gasolina, aparecen en los años 70. En los Fotografía 1. Agua e hidrocarburos en los intersticios entre rocas. Ensenada de la Playa de Aramar en Asturias. años 80 se generalizó el uso del aire y peróxidos para suministrar oxígeno a las zonas contaminadas mejorando la eficiencia de los procesos degradativos. Durante los años 90 el desarrollo de las técnicas de "air sparging" (burbujeo de oxígeno) hizo posible la biorremediación en zonas por debajo del nivel freático. Al mismo tiempo, la implementación en la práctica de aproximaciones experimentales en el laboratorio permitió el tratamiento de hidrocarburos clorados, los primeros intentos con metales pesados, el trabajo en ambientes anaerobios, etc. Paralelamente, se desarrollaron métodos de ingeniería que mejoraron los rendimientos de las técnicas más populares para suelos contaminados ("landfarming", "composting", etc.) (Riser-Roberts, 1998). En el presente se enfrenta un nuevo reto que pasa por convencer poco a poco a las empresas y a los organismos oficiales del potencial de la biorremediación. En algunos países se puede ya afirmar sin lugar a dudas que la biorremediación, que una vez fue una técnica marginal y que generaba demasiadas dudas, ha pasado a ser una verdadera industria. Esta ‘industria’ busca hoy por hoy seguir mejorando en unas líneas, decididamente interdisciplinares, que se pueden resumir en los siguientes puntos: • Desarrollo de técnicas rápidas de biología molecular que permitan caracterizar las poblaciones indígenas de los emplazamientos contaminados así como su potencial en- 17 ARTÍCULO zimático (Theron y Cloete, 2000; Watanabe, 2001). • Integración en el proceso de técnicas innovadoras (por ejemplo geofísica de superficie) que ayuden a comprender y controlar los fenómenos de transporte de nutrientes y otros posibles aditivos. • Exploración de las implicaciones del concepto de biodisponibilidad ("bioavailability") definido por las propiedades físico-químicas de los contaminantes. Se trata de un factor que en un muchos casos está limitando la biodegradación y en otros reduciendo la toxicidad de los contaminantes. • Desarrollo definitivo de técnicas de bioaumentación realmente útiles (Major et al., 2002). Teniendo en cuenta los factores reseñados el proceso se puede llevar a cabo mediante dos aproximaciones: Técnicas de biorremediación para contaminación por hidrocarburos En la Tabla 1 se resumen los parámetros que aumentan o disminuyen la probabilidad de obtener resultados favorables en un proceso de biorremediación en un medio contaminado por hidrocarburos (algunos ya se han tratado con detalle en el anterior artículo sobre Biorremediación en este número). Características químicas Características hidrogeológicas 18 Tabla 1. Factores favorables y desfavorables que influyen en el proceso de biorremediación. • Biorremediación “in situ”: Consiste en tratar las aguas, suelos o arenas contaminadas sin sacarlas del lugar en el que se encuentran. Para ello, tanto en métodos de bioestimulación como en bioaumentación, se puede disponer una red de bombeo de nutrientes o un sistema de inoculación o bien una simple aireación del terreno con bombeo (“bioventing” y “air sparging”) o con arado (“landfarming” in situ). • Biorremediación “ex situ”: Los procesos de tratamiento se llevan a cabo tras la excavación del medio contaminado, bien en simples biorreactores (técnicas de “bioslurry” para suelos), en plantas de tratamiento (técnicas “pump & treat”), en biopilas, o sobre láminas impermeables (“landfarming” ex situ), etc. Las ventajas de estos procedimientos frente a los primeros radican en la posibilidad de optimizar mejor los parámetros microbiológicos, así como el control del proceso; a cambio, lógicamente, de un mayor coste. Factores favorables Factores desfavorables ➢ Abundancia de hidrocarburos alifáticos lineales, escasa presencia de resinas y asfaltenos. ➢ Concentraciones bajas. ➢ Presencia de poblaciones microbianas diversas. ➢ Adecuada oxigenación ➢ pH entre 6 y 8. ➢ Temperaturas superiores a 15ºC. ➢ Componentes muy pesados abundantes en la mezcla. ➢ Mezcla de compuestos orgánicos e inorgánicos. ➢ Concentraciones tóxicas. ➢ Escasa actividad microbiana. ➢ Ambientes anóxicos. ➢ pH extremos. ➢ Temperaturas bajas. ➢ ➢ ➢ ➢ ➢ ➢ ➢ ➢ Porosidad media. Elevada permeabilidad. Mineralogía uniforme. Homogeneidad. Rocas fracturadas. Baja permeabilidad. Compleja mineralogía. Heterogeneidad. ¿Es la biorremediación una técnica económicamente rentable? Como premisa fundamental hay que mencionar que la biorremediación es una herramienta que puede ser utilizada eficazmente en ambientes contaminados específicos. Habitualmente se usa como un paso posterior a la limpieza por medios físicos o mecánicos de la parte más palpable del vertido o bien directamente sobre determinados residuos. Es un proceso relativamente lento que requiere meses o años en muchas ocasiones, pero muy económico si se efectúa adecuadamente. Por otro lado, su ventaja principal consiste en que los contaminantes son destruidos en una fase más del ciclo del carbono, más allá de un traslado, como en el caso de otros métodos. Una vez obtenida la certeza de que el problema que se desea resolver es abordable con técnicas de biorremediación, es probablemente una de las opciones más baratas o la más barata de todas. En las Tablas 2 y 3 se muestran algunos cálculos realizados por autores de reconocido prestigio en este campo (Walter y Crawford, 1997; Atlas y Unterman, 1999). No obstante es preciso considerar otros factores además del económico antes de implementar un tratamiento de biorremediación. Desde el punto de vista de los beneficiarios, que en el caso que nos ocupa del Prestige son las personas que viven directa o indirectamente de la mar, el parámetro más importante es el tiempo que dura el tratamiento. En este sentido la biorremediación no ofrece ventajas ya que, al menos en teoría, es más lenta que otras alternativas. Sin embargo, la ausencia de agresividad para el medio y el coste de esta técnica pueden ser factores que motiven su inclusión en un Vertedero Desorción térmica Lavado de suelos Biorremediación 350-1.600 100-600 50-200 125-350 40-150 programa de recuperación de las costas. Por otra parte, la cinética de los procesos biodegradativos puede optimizarse con un programa de trabajo adecuado, con el objeto de mejorar su rendimiento. Tabla 2. Costes relativos de diversas tecnologías de remediación (fuente: Walter & Crawford, 1997). Implementación de un programa de biorremediación Un programa con perspectivas de éxito requiere un estudio de “bioviabilidad” ("biotreatability"), que contaría con las siguientes fases: • Revisión bibliográfica, para obtener datos sobre la biodegradabilidad de los contaminantes del emplazamiento y sobre la existencia de casos similares (Swannell et al., 1996; Prince, 1997; Head y Swannell, 1999). • Estudios iniciales, para obtener parámetros ambientales de importancia: nutrientes, presencia de aceptores de electrones, potencial redox, pH, temperatura, etc (Gallego et al., 2001b; Vallejo et al., 2001). • Muestreo detallado, para analizar los microorganis- Tabla 3. Beneficios económicos de la biorremediación en casos reales (fuente: Atlas & Unterman, 1999). mos autóctonos, la densidad de las poblaciones biodegradadoras y su potencial enzimático (Yuste et al., 2000; Gallego et al., 2001; Röling et al, 2002). • Estudios de laboratorio y a escala piloto, que permitan evaluar las diferentes alternativas de biorremediación (Skladany y Baker, 1994; King et al., 1997; Head, 1998). Más adelante, durante el desarrollo del proceso de biorremediación, la monitorización juega también un papel clave en la evaluación de la efectividad del trabajo, con el objeto de evaluar la desaparición del contaminante con el tiempo y la disminución del riesgo para el medio receptor (Shannon y Unterman, 1993). En este sentido es necesario distinguir entre la desaparición de contaminantes por fenómenos físicos o químicos y por la acción biológica, para lo cual se aplican diversos procedimientos, como el análisis de biomarcadores (Bragg et al., 1994 y datos no publicados por los autores). Aplicación Tratamiento físico y/o químico Biorremediación Diferencia (beneficio) Suelo contaminado por hidrocarburos ("brownfield" urbano) Excavación y transporte a vertedero. Coste: $3 millones "Bioventing on site": $0,2 millones $2,8 millones ‘Soil vapor extraction’ y ‘bioventing’. $0,25 millones. $1,75 millones Acuífero contaminado Bombeo, tratamiento de por un vertido de gasolina “air stripping” y “skimming”. desde un tanque enterrado Coste: $2 millones Contaminación múltiple ("superfund site") Encapsulamiento. Coste: $25 millones Biorremediación ‘in situ’. $5 millones. $20 millones Contaminación múltiple c con BTEX y Arsénico ("superfund site") Bombeo y tratamiento. Encapsulamiento. Coste: $50 millones Bioestimulación ‘in situ’, bioventing y air sparging. Inmovilización biológica de metales. $2 millones. $48 millones Vertido de crudo en el mar. Lavado físico, coste de Bioestimulación con $1,1 millones por kilómetro fertilizante; $0,005 millones de costa afectado. por kilómetro de costa afectado Más de $1 millón por km de costa ARTÍCULO Costes (rango en $ por m3) Incineración Consideraciones sobre la aplicabilidad de técnicas de biorremediación en el vertido del Prestige En este apartado señalaremos algunos aspectos que se deben considerar antes de plantear tratamientos de biorremediación en las costas afectadas por el vertido: a) Tipos de hidrocarburos y su concentración No hay un límite claro establecido de concentraciones máximas de hidrocarburos para que la biorremediación sea efectiva. De todos modos el mayor problema en el caso del Prestige lo constituye la cantidad de resinas y asfaltenos presentes. Mientras que la biodegradación afectará en primer lugar a los alcanos y parte de la fracción aromática, el comportamiento de las resinas y asfaltenos es impredecible aunque, no obstante, otros procesos naturales como la fotooxidación, pueden colaborar en su degradación. b) Climatología, mareas y movimiento de los sedimentos La influencia de la temperatura se pondrá de manifiesto en cuanto a que en los meses más cálidos la acción microbiana se reforzará. La dinámica de las playas y acantilados puede ayudar a retirar residuos de la costa y colaborar en la oxidación, pero puede igualmente confinar aguas contaminadas en los espacios intersticiales (fotografía 1). Hay que considerar también que las mareas pueden impedir la aplicación de productos de bioestimulación o dificultar la fijación de los microorganismos si se lleva a cabo algún tipo de bioaumentación (ver "Biorremediación: Fundamentos y aspectos microbiológicos" en este mismo número). Todo esto abre las posibilidades a tra- 19 ARTÍCULO Cortesía: Íñigo Sánchez. Área de Ecología. Universidad de Oviedo (diciembre 2002) Fotografía 2. Distribución heterogénea de restos de fuel mezclados con algas y grava (Playa de la Gargantera, Gozón, Asturias). tamientos ex situ, especialmente en el caso de las arenas, aunque en este supuesto deberían ser ecólogos y expertos en geomorfología de costas los que valorasen el riesgo de excavar una gran cantidad de arena para tratarla en un recinto controlado y luego devolverla a su lugar original. c) Tipo de entorno a recuperar La biorremediación se ha aplicado con resultado desigual en playas de arena, playas de roca y marismas. En estas últimas el problema fundamental son las condiciones anóxicas, el bajo pH y la gran salinidad de los sedimentos. En cuanto a las playas de piedra o acantilados, el problema operacional es grande ya que no se tienen las facilidades de muestreo, analítica, etc. que hay en una arena debido a la heterogeneidad del reparto del chapapote (fotografía 2). La aproximación requiere fuentes oleofílicas de nutrientes y biosurfactantes, siendo la monitorización visual muy importante. En las playas de arena, la biorremediación se puede plantear in situ o ex situ en función de las mareas. Aunque el medio es en principio más homogéneo y fácil de parcelar y airear, la interestratificación de las manchas y a veces el reducido tamaño de éstas (fotografía 3) puede dificultar las operaciones por lo que es imprescindible un estudio subsuperfi- 20 cial mediante pequeñas catas. También es posible que, terminadas las labores de limpieza física, visualmente no se aprecien restos de hidrocarburos pero aún exista una cantidad remanente que permanecerá adsorbida (Swannell et al., 1996). d) Productos para la biorremediación (bioestimulación) El objetivo de la mayoría de ellos es aportar al medio las cantidades necesarias de N y P disponible, para permitir la degradación de hidrocarburos por los microorganismos. Teniendo en cuenta las características del entorno mencionadas arriba, además de su composición química es muy importante su constitución física y su interacción con las mareas. Hay varias posibilidades, algunas de ellas ensayadas tras el accidente del Exxon Valdez (Pritchard, 1997; ver artículo sobre el vertido en este mismo número) y en otros vertidos (Swannell et al., 1996): • Briquetas o gránulos de liberación lenta. • Fertilizantes oleofílicos líquidos (el más conocido es el Inipol EAP22). • Productos naturales con propiedades nutritivas y surfactantes (extractos de algas). • Biosurfactantes de origen bacteriano (Emulsan, otros). • Surfactantes de origen químico, biodegradables, combinados con sales minerales. • Otros productos hipotéticamente desarrollados en el marco de las investigaciones sobre el vertido del Prestige que nos ocupa. Conclusiones Como criterio general, consideramos que la aplicación de técnicas de biorremediación puede ser efectiva (sobre sustratos de roca y/o sobre arena) con la combinación de un producto surfactante o dispersante que permita la emulsión de los hidrocarburos y un fertilizante que aumente la presencia de Nitrógeno y Fósforo disponible. Este enfoque permitiría reducir la concentración de hidrocarburos y evitaría la acumulación definitiva de los compuestos no degradados en el sedimento marino. Sin embargo, debido a la complejidad de los parámetros físico-químicos y biológicos implicados en la relación microorganismo-contaminante, que hemos intentado enunciar en este artículo y en el precedente, una aproximación experimental correcta al tratamiento biológico de los vertidos requiere un estudio previo detallado de cada uno de los emplazamientos y un control efectivo a corto y medio plazo del proceso, más que un aporte indiscriminado de un producto elegido aleatoriamente. Hay que apuntar, en este sentido, que la elección de un producto bioestimulante puede estar condicionada por factores no directamente relacionados con su efectividad, como por ejemplo, su disponibilidad comercial en las cantidades necesarias. Por último, el estudio previo de los parámetros de degradación en el laboratorio sobre muestras y condiciones análogas a las del medio natural (microcosmos) constituye, si es posible llevarlas a cabo, una fuente de información muy valiosa para su aplicación posterior en el campo (Pritchard, 1997). Fotografía 3. En la parte superior reguero de bolas de "chapapote" en una playa de arena; debajo, tamaño habitual de estas manchas. Shannon, M.J.R. y Unterman, R. (1993). Evaluating bioremediation: distinguishing fact from fiction. Ann. Rev. Microbiol. 47: 715-738. Skladany, G.J. y Baker, K.H. (1994). Laboratory biotreatability studies. In: Baker, K.H. & D. S. Herson (Eds) Bioremediation (pp 97-172). McGraw-Hill, Inc. NY. Swannell, R.P; Lee, K. y McDonagh, M. (1996). Field evaluations of marine oil spill bioremediation. Microbiological Reviews vol. 60 (2), pp 342-365. Theron, J. y Cloete, T.E. (2000). Molecular techniques for determining microbial diversity and community structure in natural environments. Critical Rev. Microbiol. 26: 37-57. Vallejo, B.; Izquierdo, A; Blasco, R.; Pérez del C a m p o , P. y L u q u e , M.D. (2001). Bioremediation of an area contaminated by a fuel spill. J. Environ. Monit. 3, 274-280. Walter, M.V. y Crawford, R.L. (1997). Overview: Biotransformation and biodegradation. In: Hurst, C.J. (Ed) Manual of Environmental Microbiology (pp 753765). ASM Press, Washington, D.C. Watanabe, K. (2001). Microorganisms relevant to bioremediation. Current Opinion in Biotechnology 12:237-241. Yuste, L.; Corbella, M.E.; Turiégano, M.J.; Karlson, U.; Puyet, A. y Rojo, F. (2000). Characterization of bacterial strains able to grow on high molecular mass residues from crude oil processing. FEMS Microbiol. Ecol. 32: 69-75. Zobell, C.E. (1946). Action of microorganisms in hydrocarbons. Bact. Rev. 10:1-49. ARTÍCULO Atlas, R.M. y Unterman, R. (1999). Bioremediation. En: Demain AL & Davies JE (Eds) Manual of Industrial Microbiology and Biotechnology 2nd ed (pp 666-681), ASM Press, Washington D.C. Bragg, J.R.; Prince, R.C.; Har ner, E.J. y Atlas, R.M. (1994). Effectiveness of bioremediation for the Exxon Valdez oil spill. Nature 368: 413-418. Davis, J.B. (1956). Microbial decomposition of hydrocarbons. Ind. Eng. Chem. 48:1444-1448. Gallego, J.R.; Loredo, J.; Llamas, J.F. y Sánchez, J. (2001a). Sources of hydrocarbon-degrading microorganisms: isolation, characterization and applications. Proceedings of the First European Bioremediation Conference, Chania- Greece, pp. 324-327. Gallego, J.R.; Loredo, J.; L l a m a s , J . F. y S á n chez, J. (2001b). Bioremediation of dieselcontaminated soils: Evaluation of potential in situ techniques by study o f b ac teri a l d e g r a d a tion. Biodegradation 12, 325-335. Head, I.M. (1998). Bioremediation: towards a credible technology. Microbiology 144: 599-608. Head, I.M. y Swannell, R.P.J. (1999). Bioremediation of petroleum hydrocarbon contaminants in marine habitats. Curr. Op. Biotechnol. 10: 234-239. King R.B.; Long, G.M. y Sheldon J.K. (1997). Practical environmental bioremediation, the field guide. Lewis publishers, NY. Major et al. (2002). Field Demonstration of Successful Bioaugmentation To Achieve Dechlorination of Tetrachloroethene To Ethene. Environmental Science & Technology. 36: 5106-5116. Prince, R.C. (1997). Bioremediation of marine oil spills. Tibtech 15:158-160. Pritchard P.H. (1997). Cuestiones reglamentarias y de eficacia en la biorrecuperación de los derrames de petróleo: experiencias con el derrame del Exxon Valdez en Alaske. En: Levin M.; M.A. Gealt –editoresBiotratamiento de residuos sólidos y peligrosos. Cap. 12, pp 273-311. McGraw Hill. Madrid. Riser-Roberts, E. (1998). Remediation of petroleum contaminated soils. CRC Press. Lewis publishers. Röling, W.F; Milner, M.G.; Jones, D.M.; Lee, K.; Daniel, F.; Swannell, R.P. y Head I.M. (2002). Robust hydrocarbon degradation and dynamics of bacterial communities during nutrient-enhanced oil spill bioremediation. Applied and Environmental Microbiology Vol. 68 (11), pp 55375548. Cortesía: Íñigo Sánchez. Área de Ecología. Universidad de Oviedo (diciembre 2002) Bibliografía 21 ARTÍCULO Seguimiento del vertido de fuel-oil del buque Prestige utilizando imágenes satélite Jesús Artieda Ingeniero de Minas Argongra Recaredo del Potro Ingeniero de Minas Aurensa El desastre del Prestige es sin lugar a dudas uno de los mayores desastres ecológicos ocurridos últimamente en el mundo. Probablemente, más de 20.000 t de fuel oil pesado se arrojaron al mar, y el caso no está aún cerrado. De cualquier manera, este desastre a permitido demostrar las capacidades de la teledetección espacial para el seguimiento de este tipo de accidentes. l 13 de noviembre de 2002, el Buque Prestige lanzó un "mayday" indicando que estaba fuertemente escorado y sin gobierno, transportaba mas de 70.000 t de fuel pesado y el viento le empujaba inexorablemente hacia la costa gallega. Este es el inicio de una de las catástrofes medioambien- E The Prestige disaster has been one of the biggest environmental disaster ever occurred on the world. Probably, more de 20000 tm of heavy fuel oil were spilled to the sea, and the disaster is not yet closed. Anyway, this disaster has been a good opportunity to demonstrate the capabilities of remote sensing like a tool for monitoring this case of events. tal mas importantes del mundo. Los satélites de observación de la tierra, especialmente los que trabajan con radar lateral, han demostrado su capacidad ya operativa para el seguimiento de este tipo de catástrofes. Esta nota recoge lo ocurrido después, desde el punto de vista del satélite. Figura 1. ¿Por qué el radar? ¿Por qué se usa el radar lateral? De una forma simplificada, se puede decir que una imagen radar tomada sobre el mar muestra la rugosidad de la superficie marina. Rugosidad del orden centimétrico. En superficies rugosas, parte de la energía emitida por el satélite le es devuelta (en la imagen radar, estas zonas se ven con tonos claros). Sin embargo, si la superficie es lisa, actúa a modo de espejo y la energía es reflejada en dirección opuesta (en la imagen satélite, estas zonas se ven con tonos oscuros). La rugosidad de este tipo es habitualmente generada (aunque no tiene que ser el factor único) por el viento. Para un viento dado la rugosidad que se induce en una superficie de agua marina limpia es mayor que la rugosidad que se induce en un superficie de agua marina cubierta por una capa de petróleo. Esta diferencia de comportamiento es la que detecta la imagen radar. Este es el motivo por lo que el viento es tan fundamental para obtener imágenes de calidad. En la fotografía inferior izquierda de la figura 1, se aprecia como la parte del agua cubierta por petróleo es menos rugosa que el agua completamente limpia. La imagen de la derecha (imagen radar) muestra (en tonos oscuros) el reguero de petróleo que va dejando un buque. 22 ARTÍCULO La primera imagen El 17 de noviembre (cuatro días después del percance inicial) el satélite Envisat (ESA, Agencia Espacial Europea) toma una imagen excepcional de la zona donde, sin lugar a dudas, se muestra en toda su extensión el reguero de fuel (línea negra) que iba dejando el buque. La costa gallega se visualiza en la parte derecha de la imagen, en tonos más claros. Figura 2. Envisat ASAR wide-mode (17-nov-2003). Figura 4. Manchas de fuel sobre el punto de hundimiento una semana después del mismo. Figura 5. Manchas de fuel provenientes del Prestige un mes después de su hundimiento. La figura 3 muestra un detalle de la imagen anterior. En la misma, se ve el Prestige (punto blanco situado en el vértice inferior de la mancha negra) vertiendo el fuel y dejando el rastro ya visto anteriormente. Un mes mas tarde El 19 de diciembre las principales manchas se sitúan pasado el Cabo Peñas, tal y como muestra la figura 5. La parte inferior de la imagen muestra la costa de Asturias con Cabo Peñas en el borde izquierdo. Esta imagen ofrece una información de alto valor que debe ser analizada. En particular se quiere resaltar los siguientes puntos: • Relaciona claramente causa y efecto. • Permite calcular la trayectoria real seguida por el buque. • Permite obtener información acerca del comportamiento del fuel disperso en el mar. • Puede dar pistas acerca de lo que ocurrió el fatídico día 13. Esta imagen la suministró ESA a través de su página en internet. tría de la misma deja muy poco lugar a dudas. Se puede afirmar categóricamente que lo que se ve en la imagen es una mancha muy reciente. Dos meses mas tarde El hundimiento Figura 3. Prestige vertiendo fuel. El día 19, el buque se parte en dos, hundiéndose a continuación. La gran duda que surge inmediatamente es si desde el fondo del mar el Prestige seguirá vertiendo fuel. En un principio las fuentes oficiales negaron esta posibilidad pero una imagen captada el día 25, esta vez por el satélite Radarsat, mostraba inequívocamente que el vertido continuaba. El 16 de enero de 2003 los satélites siguen detectando amplias manchas de petróleo frente a las costas gallegas. Este día tanto el satélite ERS como Radarsat detectan estas manchas. Cuatro meses mas tarde, se han tomado mas de 300 imágenes del percance, muchas aún esperan una interpretación, lo cual demuestra la enorme capacidad de este sistema de observación. La mancha detectada va desde la zona de hundimiento hacia las Rías Bajas. La imagen muestra una mancha prácticamente continua de más de 100 km de largo. La geome- Figura 6. Imagen del 16 de enero de 2003. 23 ARTÍCULO La biorremediación frente al vertido del Exxon Valdez El vertido del Exxon Valdez en las costas de Alaska es una referencia imprescindible para entender cómo se puede afrontar la limpieza definitiva de las costas afectadas por el Prestige. Este artículo explica cómo la biorremediación fue una de las técnicas dominantes en los programas de limpieza usados a largo plazo. The Exxon Valdez oil spill in Alaska shorelines is an essential reference to understand how definitive clean up works in coasts affected by Prestige fuel spill should be considered. In this article, the author explains the important role that bioremediation techniques had in long-term remediation programmes in Alaska. Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci Figura 1. Mapa de la zona afectada por el vertido, con la disposición espaciotiempo que alcanzó. 24 José Luis Rodríguez Gallego Ingeniero de Minas Profesor Asociado Universidad de Oviedo l 24 de marzo de 1989, un petrolero de más de 300 metros de eslora, llamado Exxon Valdez y cargado con un millón y medio de barriles de crudo, navegaba bordeando la costa de Alaska. Había salido horas antes del puerto de Valdez con rumbo a California para depositar su carga en una refinería de la Exxon. Una inexplicable cadena de errores cometidos por el guardacostas, el capitán y su tercero llevó al barco hasta los arrecifes de Blight. Aunque intentaron evitarlos, no fue posible y el barco se incrustó en uno de ellos, produciéndose así una enorme grieta en el casco y derramándose parte del crudo. La bahía de Prince William se cubrió con más de 30.000 toneladas de crudo (40.000 según otras fuentes) que pocos días después afectaron a más de 1.000 km de la costa (figuras 1 y 2). E Veintidós años antes, quizá no el primer accidente de este tipo, pero sí el que provocó un aldabonazo importante en la opinión pública, fue el del petrolero Torrey Canyon al suroeste de Cornwall, Inglaterra. Entonces, como en 1989, como ahora en 2003, las medidas que se tomaron para minimizar el vertido (en aquel caso utilización de detergentes y bombardeo del barco) fueron terriblemente controvertidas y finalmente, una buena parte de la costa británica, e incluso de la Bretaña francesa, fue seriamente afectada. Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci Ya en aquellos años sesenta, la idea de que la biodegradación del petróleo vertido en un accidente se podía mejorar con la adición de nitrógeno y fósforo inorgánico había aparecido en los círculos científicos. Uno de sus principales impulsores (Ronald Atlas) acabó tiempo después trabajando en la limpieza de las costas de Alaska tras el vertido del Exxon Valdez. En efecto, lo cierto es que esta tecnología comenzó definitivamente a llamar la atención en los años setenta, por entonces reducida a experimentos de laboratorio o a pequeñas demostraciones en el campo. Sin embargo, otro famoso accidente, el del Amoco Cádiz en 1978, supuso un nuevo impulso a la investigación. A partir de entonces, el número de fracasos comenzó a disminuir y a finales de los ochenta, la comunidad científica ya tenía la certeza de que si no la mejor, si era una buena manera de enfrentarse a los efectos de los vertidos de petróleo. El último y más importante impulso vendría meses después del accidente del Exxon Valdez. Fases de la operación de limpieza Volvamos a marzo de 1989. Tras el vertido, se puso en marcha lo que con el tiempo se convertiría en la mayor opera- Figura 2. Fotografía del Exxon Valdez rodeado por barreras de contención horas después del accidente. ción de limpieza en la historia de los Estados Unidos. El proceso se desarrolló en tres fases: a) Como respuesta inmediata se utilizaron “skimmers”, equipos típicos en la recogida de productos petrolíferos vertidos en el agua. Su funcionamiento se basa en la diferencia de tensión superficial y de peso especifico entre hidrocarburos y agua, pudiendo bombearse aquellos hacia depósitos para su recogida. Desgraciadamente, la falta de suficientes medios permitió recoger solo una pequeña cantidad del crudo. Al tercer día se produjo un brusco cambio del tiempo, acompañado de fuertes vientos y oleaje que, estos sí, dispersaron en una franja de cerca de cien kilómetros el vertido, y formaron la emulsión petróleo-agua conocida como "mousse". Tras este contratiempo se hicieron los últimos intentos fallidos de evitar que el petróleo afectara dramáticamente a las costas, pero ni el incendio provocado de parte de la carga del barco, ni las barreras anticontaminación, ni el uso de dispersantes (ineficaces si hay emulsión) fueron suficientes. b) La segunda fase de las tareas consistió en la retirada de la mayor cantidad posible del crudo vertido en las playas. Los procedimien- ARTÍCULO tos utilizados fueron principalmente manuales, al igual que ha ocurrido en el caso del Prestige, con la diferencia de que en Alaska fueron afectadas playas de grava y guijarros en mucha mayor proporción que las de arena. En algunas zonas se utilizó el lavado a presión con agua caliente como alternativa, procurando desplazar los hidrocarburos de nuevo hacia el agua donde eran recogidos por los skimmers (figura 3). c) En el tratamiento a largo plazo, se planteó, en primer lugar, el uso de dispersantes, aunque fueron descartados por cuestiones toxicológicas. También se realizó una monitorización de la calidad de las aguas en treinta y cinco emplazamientos; en total unas 23.000 muestras tomadas a lo largo de varios años. Por otra parte, se intentó, con cierto éxito, el lavado físico de las arenas afectadas, pero los equipos empleados producían efectos indeseables en los sedimentos (pérdida de fracción fina, afección del ecosistema, etc.). Agotadas otras posibilidades, y previendo la persistencia a largo plazo de muchas fracciones contaminantes, Exxon y la EPA (agencia medioambiental norteamericana) decidieron poner en marcha un programa de investigación para estudiar las posibilidades de utilizar la biorremediación en las costas afectadas. Programa de biorremediación desarrollado. En un primer estadio, se realizaron gran cantidad de muestreos y experimentos de laboratorio que demostraron que la población de microorganismos autóctonos tenía capacidades degradativas de hidrocarburos alifáticos y aromáticos y que la cinética de la degradación podía ser mejorada 25 ARTÍCULO Figura 3. Imágenes de las tareas de limpieza física mediante chorros a presión y “skimmers” en las playas afectadas. Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci con la adición de nutrientes. La traslación de estos resultados a ensayos de campo, y luego a gran escala, requirió la valoración de otros muchos factores. Algunos de estos son habituales en cualquier tratamiento de biorremediación; por ejemplo, la temperatura, la actividad microbiana y la geoquímica del contaminante, pero otros son específicos de las costas: mareas, salinidad, concentración de nutrientes en la columna de agua, etc. Los trabajos, poco a poco, se dirigieron a la selección de un fertilizante adecuado, descartadas ya otras alternativas de inoculación y similares. El producto elegido debería en principio haber cumplido las siguientes condiciones: • Proporcionar nitrógeno y fósforo de forma que los microorganismos tuvieran un fácil acceso a ellos. • Permanencia en la zona bañada por las mareas, pese a la actividad de éstas y a la existencia de tormentas. • Ausencia de riesgos toxicológicos para el ecosistema marino. 26 Hoy en día sabemos que los sedimentos de la zona eran claramente deficitarios en nitrógeno y fósforo, por lo que, después de una la fase de limpieza por medios físicos, la biodegradación propiciada por los microorganismos autóctonos estimulados con el fertilizante fue efectiva. Así lo atestiguaban las evidencias visuales que, frente a ensayos de control, mostraban que las rocas se limpiaban mucho antes si se les aplicaba fertilizante. Sin embargo, los muestreos realizados en aquel momento chocaron con la tremenda heterogeneidad en cada emplazamiento tratado y entre distintos emplazamientos. Tanto es así, que algunos investigadores, obsesionados por la variabilidad de los resultados, propusieron que se añadiera más petróleo en determinados lugares para unificar los puntos de partida, idea rápidamente descartada. En suma, se temió que en realidad no se estaba consiguiendo nada y así se recogía en los primeros informes de las comisiones científicas. Los abonos habituales en agricultura fueron desestimados inicialmente, y entree los productos ensayados se escogieron dos para su aplicación: El Inipol EAP22, fertilizante líquido oleofílico y Customblen, fertilizante de liberación lenta en gránulos (tabla 1). Fue el primero de ellos el que finalmente se utilizó a gran escala durante los tres veranos que duraron los trabajos, no tanto porque cumpliera escrupulosamente las condiciones antes expuestas sino porque era el único cuyo suministro en los volúmenes necesarios estaba garantizado (la empresa Elf lo había desarrollado a raíz del accidente del Amoco Cádiz). Tabla 1. Componentes de los dos fertilizantes utilizados en los programas de biorremediación. Los esfuerzos de los investigadores se condujeron entonces a establecer una monitorización estándar de la biodegradación, mediante un cociente entre la degradación de los alcanos lineales de 17 y 18 átomos de carbono frente a la de dos biomarcadores habituales como son el pristano y el fitano, hidrocarburos mucho más difícilmente biodegradables. Sin embargo, el método no funcionó, ya que los microorganismos presentes en las pla- COMPONENTES FÓRMULA QUÍMICA FUNCIÓN Inipol EAP 22 Ácido oleico Lauril fosfato 2-Butoxietanol Urea CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOH [C12H25(OC2H4)3O]3PO HO-C2H4-O-C4H9 NH2-CO-NH2 Fase hidrofóbica Fuente de fósforo y surfactante Surfactante y estabilizador de la emulsión Agua Customblen Nitrato de amonio Fosfato de calcio Fosfato de amonio H2O Fuente de nitrógeno Disolvente NH4NO3 Ca3(PO4)2 (NH4)3PO4 Fuente de nitrógeno Fuente de fósforo Fuente de nitrógeno y fósforo La solución la aportó la geoquímica del petróleo. Desde hacía bastante tiempo se venían utilizando algunos otros biomarcadores, con el objetivo de caracterizar tipos de petróleo en yacimientos profundos. Uno de ellos era el 17a(H), 21b(H)-hopano, terpeno no biodegradable, que permitiría establecer una relación segura frente a los hidrocarburos del petróleo biodegradables. Por fin, se consiguió verificar estadísticamente la degradación biológica gracias al uso de este hopano. Además, los datos obtenidos mostraron que los niveles de nitrógeno en las aguas intersticiales eran el factor limitante de la biodegradación, al menos con el tipo de materiales geológicos que hay en las playas de Alaska. Estudios posteriores han demostrado que la tasa de oxígeno también es un factor fundamental, por lo que el volteo o suave arado en zonas arenosas es útil. Cortesía de ‘Exxon Valdez Oil Spill Trustee Counci BIODEGRADADOFOTODEGRADADO 50% INFRAESTRUCTURAS EN SEDIMENTOS 13% VOLATILIZADO 20% agresión al ya dañado ecosistema frente a cualquier otra técnica que se hubiera empleado para la remediación a largo plazo. De alguna forma, la experiencia puso de manifiesto, una vez más, que el petróleo es un producto natural, y que si su inoportuna aparición en tiempo y lugar inadecuado daña los ecosistemas y destruye vida, hay otro tipo de vida microscópica que puede verse favorecida. Fomentar su acción, biorremediar, no es más que aprovecharse del ciclo del carbono (figura 5). Figura 4. Operarios aplicando INIPOL EAP22). RECUPERADO 14% DISPERSO EN EL AGUA 1% más de tres años después del accidente. Conclusiones Oficialmente, las labores de limpieza terminaron en 1992. Años después sabemos que la biorremediación fue una herramienta muy importante, que demostró una efectividad en principio no exenta de dudas. A pesar de todas las imperfecciones, supuso un importante ahorro y una menor PLAYAS 2% ARTÍCULO yas se demostraron capaces de degradar también estos Figura 5. Estimación de la National Oceanic hidrocarburos ramificados, si and Atmospheric no tan rápidamente como Administration (NOAA) los lineales, sí de una manera sobre la distribución del crudo vertido en 1992, importante. Sea como fuere, e independientemente de las técnicas que se utilizaron, el desastre del Exxon Valdez (como Minamata, como Chernobyl, como Bhopal, como Aznalcóllar, ¿cómo el Prestige?) abrió las puertas a una nueva percepción sobre los riesgos que comporta nuestra relación con la naturaleza. Así, actualmente se realizan en Alaska evaluaciones periódicas, páginas web y varios programas educativos y de investigación a propósito de la experiencia del Exxon Valdez. Tampoco han faltado las compensaciones económicas a los afectados, ni los cambios legislativos. Tampoco faltan los voluntarios, científicos y no científicos, que siguen trabajando en recuperar el petróleo que aún duerme en muchos sedimentos. Bibliografía seleccionada Bragg, J.R.; Prince, R.C.; Harner, E.J. y Atlas, R.M. (1994). Effectiveness of bioremediation for the Exxon Valdez oil spill. Nature 368: 413-418. Bragg, J.R. et al. (1992). Bioremediation for shoreline cleanup following the 1989 Alaskan oil spill Exxon Company, U.S.A., Houston, TX. Head, I.M. y Swannell, R.P. (1999). Bioremediation of petroleum hydrocarbon contaminants in marine habitats. Curr. Op. Biotechnol. 10: 234-239. Kelso, D.D. y Kendziorek, M. (1991). Alaska response to the Exxon Valdez oil spill., Environmental Science and Technology, 25, 202209. Pain, S. (1993). The two faces of the Exxon disaster, New Scientist, 138, 11-13. Prince, R.C. (1997). Bioremediation of marine oil spills. Tibtech 15:158-160. Pritchard, P.H. y Costa, C.F. (1991). EPA's Alaska oil spill bioremediation project. Environmental Science and Technology, 25, 3, 372-379. Pritchard, P.H. (1997). Cuestiones reglamentarias y de eficacia en la biorrecuperación de los derrames de petróleo: experiencias con el derrame del Exxon Valdez en Alaska. En: Levin, M. y Gealt, M.A. –editores- Biotratamiento de residuos sólidos y peligrosos. Cap. 12, pp 273-311. McGraw Hill. Madrid. Röling, W.F; Milner, M.G.; Jones, D.M.; Lee, K.; Daniel, F.; Swannell, R.P. y Head, I.M. (2002). Robust hydrocarbon degradation and dynamics of bacterial communities during nutrient-enhanced oil spill bioremediation. Applied and Environmental Microbiology Vol. 68 (11), pp 5537-5548. Swannell, R.P; Lee, K. y McDonagh, M. (1996). Field evaluations of marine oil spill bioremediation. Microbiological Reviews vol. 60 (2), pp 342-365. 27 ARTÍCULO Experiencia de Repsol YPF en biorremediación de suelos Se resume la experiencia alcanzada por una empresa de refino de petróleo en la biorremediación de terrenos contaminados por hidrocarburos, desde las primeras actuaciones, en 1976, limitándose a tomar contacto con la técnica, hasta el momento presente en que ya se emplea cuando es preciso y la investigación se orienta hacia la aplicación en situaciones reales de las distintas opciones conocidas de la biodegradación. a curiosidad por estos temas en Repsol YPF data de 1976, cuando en el Centro de Investigaciones de la empresa en Cartagena se iniciaron las primeras experiencias de selección y desarrollo de cepas bacterianas especialmente efectivas en la degradación de hidrocarburos. L This paper deas with the experience reached by a petroleum refining company in the bioremediation of soils contaminated by hydrocarbons. This covers from the first performances, in 1976, when there was just a first contact with the technique, until present, when it is already used and the investigation is guided towards the application in real situations of the different well-known options of biodegradation. Lo que había sido una mala práctica de algunas refinerías americanas, en los años cuarenta y cincuenta, extendiendo los lodos aceitosos, de limpiezas de tanques y otras actividades, por los terrenos de sus alrededores, había dado lugar a una técnica que en aquellos años setenta se presentaba como promete- Vista de la biopila de experimentación de la refinería de Puertollano. En primer plano se aprecia la soplante. Carlos García Fandiño Coordinador de Medio Ambiente Repsol YPF, Refino y Logística Europa dora: los lodos de hidrocarburos, extendidos sobre el terreno, se iban degradando como consecuencia de la actividad microbiana; si se estimulaba esa actividad aportando nutrientes, humedad y, por supuesto, oxígeno –ya que de vida aerobia se trataba– se podría contar con un procedimiento de descontaminación de suelos. Realmente, las primeras aplicaciones experimentales a escala industrial, en terrenos de la refinería de Cartagena, no se llevaron a cabo hasta 1980. Al igual que las refinerías americanas de entonces, se pretendía conocer la cantidad máxima de hidrocarburos (kg/m2) que podía degradarse en un tiempo razonable en terrenos representativos de los alrededores. Para ello se eligieron unas parcelas, se prepararon convenientemente para recoger por pendiente los lixiviados y, manifestando una preocupación por el subsuelo poco frecuente entonces, se hizo un seguimiento de la calidad del freático mediante pozos piezométricos. La aireación del terreno para proporcionar el oxígeno requerido por los microorganismos se efectuaba mediante el arado de las parcelas ("land farming"). Lo único que se buscaba era el conocimiento de la técnica, ya que en ninguna de las refinerías de la empresa, mucho más recientes que las americanas, se acostumbraba a extender los lodos aceitosos sobre el terreno próximo. 28 ARTÍCULO Con la misma intención, en 1982, se repitieron experiencias similares, en pequeña escala, en la refinería de Puertollano. Con estas pruebas, la biorremediación llegó a ser una técnica conocida en las refinerías de Repsol YPF, aunque no se aplicara como método de descontaminación habitual. En la actualidad, cuando ya la biorremediación ha dejado de ser una técncia prometedora para ser una herramienta habitual y eficaz, la Central de Ingeniería, de Repsol YPF, responsable del desarrollo de todos los grandes proyectos del Grupo, dispone de una dependencia especializada que diseña, contrata y supervisa todos los trabajos de prevención y remediación de la contaminación del subsuelo, acumulando gran experiencia en todas estas tareas, que transmite a los técnicos interesados del Grupo. La expansión de la Empresa por Latinoamérica ha permitido incorporar al conocimiento general la experiencia de los técnicos de aquella zona, destacando las aplicaciones en tierras contaminadas de yacimientos y refinerías, como en Mendoza (República Argentina), donde se está apli- Vista del “land farming” de experimentación de la refinería de Puertollano. cando un "land farming" y van a poner en marcha experiencias de fitorremediación, o en Lima (Perú), donde se va a iniciar un gran proyecto de compostaje de lodos aceitosos. Pruebas de compostaje en la refinería de Puertollano. Aquí en España, es de destacar el "land farming" que se está desarrollando en la refinería de Cartagena, con la autorización de la Consejería de Medio Ambiente de Murcia, en el que se eliminan una serie de lodos residuales. Esta práctica va unida a una experiencia que se realiza con el Centro de Edafología y Biología Aplicada del Segura (CEBAS), del Consejo Superior de Investigaciones Científicas, por el que se pretende demostrar que la aplicación de lodos al terreno y su tratamiento por "land farming" no sólo es una buena técnica de depuración, sino una forma de recuperar terrenos degradados, especialmente en zonas semidesérticas como las del SE peninsular. Ocasionalmente los terenos de alguna estación de servicio se ven afectados por derrames y requieren ser recuperados. En esas circunstancias, son habituales las técnicas de tratamiento "in situ", descontaminando los terrenos sin retirarlos de su emplazamiento, 29 ARTÍCULO estimulando la actividad de la vida microbiana local, mediante aireación subsuperficial ("bioventing") y, en su caso, aporte de nutrientes. Una de las experiencias de biorremediación más importantes que se han llevado a cabo en los últimos años en España tuvo lugar en Málaga; durante 35 años un terminal y un parque de almacenamiento habían sido la cabecera del oleoducto que alimentaba desde aquella población la refinería de Puertollano (Ciudad Real). Cuando llegó el momento de abandonar el lugar, al construirse el nuevo Oleoducto Cartagena-Puertollano, se acordó adecuar los terrenos a los usos futuros mediante técnicas de biorremediación en sus distintas variantes, por ser una técnica "blanda", poco agresiva con el entorno. Se llevaron a cabo experiencias a escala de laboratorio e industrial para confirmar la biodegradabilidad de los hidrocarburos presentes en aquellos terrenos, tanto por "land farming" como por biopilas. Se efectuaron también pruebas novedosas, como la aplicación al "land farming" de lodos biológicos del tratamiento de aguas residuales de la refinería de Puertollano (para aportar materia orgánica, nutrientes y, sobre todo, Pruebas de fitorremediación en la refinería de Puertollano. En la actualidad, y desde hace más de dos años, se están realizando en la refinería de Puertollano experiencias de compostaje de tierras previamente impregnadas con hidrocarburos, con la intención de profundizar en el conocimiento de dicha técnica y disponer de ella como una alternativa a la gestión como residuos peligrosos de las tierras sucias resultantes de pequeños derrames internos. microorganismos especializados); o la preparación de inóculos de cepas de los lodos biológicos y su incorporación al "land farming". También en el Terminal, se estudió la disponibilidad para la revegetación de los terrenos con la aplicación de especies seleccionadas (festuca rubra, medicago sativa, lolium perenne y trifolium alba), y se comparó el grado de desarrollo alcanzado entre adicionar fertilizantes comerciales y lodos biológicos de depuradora. Vista del “land farming” de experimentación de la refinería de Puertollano. Finalmente, se contrató a una empresa especializada -aunque hubo un seguimiento permanente por técnicos de Repsol YPF-, y se trataron unos 25.000 m3 de tierras por "land farming" y unos 150.000 m 3 por "bioventing", alcanzando en un plazo de meses los resultados definidos como objetivo de la biorremediación en los terrenos del Terminal. También en Puertollano se dispone de un área de trabajo para realizar pruebas de "land farming" y biopilas. Para proporcionar aire en la biopilas se dispone de una soplante, unida a una red de tubos ranurados que permanecen en el interior de la pila de tierra, que da un caudal próximo a 900 m3/h, para una presión diferencial de 220 mbar. El criterio de selección ha sido tener capacidad para suministrar 2 m3/h de aire por m3 de tierra. Por su carácter experimental, se ha previsto la posibilidad de aspirar aire a través de la tierra e impulsarlo al exterior, o de aspirar del exterior e impulsarlo a través de la tierra. También se están iniciando experiencias de fitorremediación. Aunque pueda resultar paradógico que la máquina más sofisticada que se emplea en un "land farming" sea un arado, para remover y airear las tierras, cualquiera de las técnicas de biorremediación que experimentamos son, en definitiva, de alta tecnología: no hay producto de ingeniería que supere a la complejidad de un ser vivo; y hay un consumo energético importante, pero lo aportan con su actividad y su metabolismo los propios microorganismos. En Repsol YPF sabemos que la biotecnología no está haciendo más que empezar a mostrarnos sus posibilidades, también en nuestro Sector. Sabemos que hay que seguir investigando en esa línea. 30 Técnicas analíticas: identificación de familias de compuestos En este artículo se estudian las técnicas más utilizadas para el análisis de compuestos orgánicos (petróleo) en muestras sólidas y líquidas. Se describirá más detenidamente la técnica de "Cromatografía de Gases – Espectrometría de Masas" por ser muy útil en la identificación de compuestos individuales. Introducción Antes de comenzar con los métodos de análisis propiamente dichos, es importante tener unas ligeras nociones acerca de cómo se ha de recoger y almacenar la muestra hasta su momento de análisis. Esta consideración, que a menudo se pasa por alto, es muy importante, dado que si no se hace de for- In this paper, the most used techniques for organic compounds (oil) analysis in solid and liquid samples are studied. The "Gas Chromatography – Mass Spectrometry" technique will be described in more detail because of its usefulness in the individual compounds identification. ma correcta, la muestra que analicemos al final no va a ser representativa de nuestro problema y no nos va a ser útil. Los métodos de análisis que vamos a estudiar van a estar referidos al análisis de compuestos orgánicos, por lo que todas las muestras que se recojan han de guardarse en recipientes de vidrio, dado que los recipientes Esquema 1. Distintas fracciones y técnicas de análisis de una muestra de petróleo. M.J. García Martínez Ingeniero de Minas J.E. Ortiz Dr. Ingeniero de Minas Laboratorio de Estratigrafía Biomolecular ARTÍCULO Extracción y Análisis de Muestras de Petróleo E.T.S.I. de Minas de Madrid de plástico (botes, bolsas) contaminan la muestra debido a que contienen productos orgánicos. También es muy importante conservar las muestras a una temperatura igual o inferior a 4 ºC. De esta forma, estamos inhibiendo la actividad de las bacterias que, de otro modo, estaría variando la composición de nuestra muestra, tanto más cuanto más tiempo pase entre la recogida y el análisis de la muestra. Esto es especialmente necesario hacerlo en estudios de biorremediación en los que precisamente se estudia la capacidad que tienen estas bacterias para degradar los compuestos que vamos a analizar. En el esquema 1 aparecen los distintos tipos de análisis más utilizados para determinar los constituyentes de una muestra de petróleo. En ningún momento se va a hacer referencia a volátiles, dado que se supone que las muestras que estamos recogiendo han perdido ya prácticamente todos los volátiles (que han sido liberados a la atmósfera). De todas formas si se quieren estudiar se podría hacer un análisis por headspace o espacio en cabeza, que consistiría en coger la muestra de hidrocarburo, meterla dentro de un frasco que tuviera una membrana de silicona en la parte superior, cerrar bien el frasco y cuando se llega al laboratorio se pincharía sobre esta membrana de silicona y se extraerían así los gases, sin necesidad de abrir el frasco. En este artículo se van exponer los métodos más utilizados para la extracción y análisis de muestras de petróleo, es decir, todos los pasos que hay que dar, des- 31 ARTÍCULO de que una muestra llega al laboratorio, hasta que obtenemos la información acerca de la composición de la misma. nominados parafinas) y cicloalcanos (naftenos). • Los hidrocarburos aromáticos incluyen compuestos puros aromáticos, moléculas cicloalcanoaromáticas y compuestos cíclicos del azufre. Lo primero que hay que tener en cuenta cuando hablamos de petróleo es que bajo este término englobamos a una serie de familias de productos que tienen distintas propiedades físicas y químicas y que una vez liberadas en el medio natural, tienden a separarse. Unas familias tienden a disolverse, otras a sobrenadar y otras a precipitar. Estas dos fracciones se suelen analizar con cromatografía de gases-espectrometría de masas que es la técnica más utilizada en este tipo de estudios para controlar la biodegradación de los hidrocarburos. Las resinas y los asfaltenos están constituidos por fracciones de alto peso molecular que contienen átomos de N, S y O. Los asfaltenos son insolubles en alcanos ligeros, de ahí que precipiten con el hexano. Las resinas son más solubles, pero, al mismo tiempo, son muy polares y suelen quedarse retenidas en la alúmina cuando se realiza la cromatografía líquida, o necesitan utilizar disolventes muy polares como el metanol para su liberación de la alúmina. El hecho de que sean fracciones que contengan compuestos con alto peso molecular, implica que no se van a poder analizar mediante cromatografía de gases-espectrometría de masas, por lo que se recurre a la utilización de otras técnicas, como pueden ser el análisis elemental y la espectrofotometría de infrarrojos. El petróleo está constituido por una fase gaseosa (compuesta fundamentalmente por hidrocarburos de bajo peso molecular: metano, etano, propano, butano...) y por una fase líquida (compuesta por hidrocarburos con más de cinco átomos de carbono). En este artículo nos vamos a centrar en el análisis de la fase líquida. Dentro de esta parte líquida del petróleo, encontramos tres fracciones principales: los asfaltenos, las resinas y los hidrocarburos. Los asfaltenos y las resinas son compuestos pesados que contienen N, S y/o O (peso molecular>500), mientras que los hidrocarburos son moléculas con menor peso molecular. La forma de analizar estos petróleos se basa en separarlos en distintas fracciones, correspondientes a los tipos estructurales principales. Para ello, y como veremos más adelante, se utiliza hexano, para disolver todas las fracciones (a esta fracción disuelta se le denomina maltenos), menos la de los asfaltenos, que va a precipitar. Mediante cromatografía líquida (que estudiaremos más adelante) vamos a ser capaces de separar el resto de las fracciones (maltenos) en una fracción alifática, otra aromática y por otro lado las resinas: • Los hidrocarburos saturados comprenden alcanos normales y ramificados (de- 32 Tabla I. Composición química general de una muestra del fuel del Prestige tomado el 18/11/02 por el Ailette en una mancha en el mar (Fuente Cedre, 2002). Es muy importante tener en cuenta que estos cuatro parámetros no son independientes, ya que los petróleos consisten en estos cuatro grupos de compuestos. Normalmente, a medida que se van obteniendo cada una de estas fracciones de com- puestos, se suele eliminar el disolvente y pesar la cantidad de compuestos que hay en cada una de las fracciones, obteniéndose los porcentajes relativos de cada una de las fracciones. Por ejemplo, en el caso de una muestra del fuel del Prestige tomada en una mancha sobre la superficie del mar, obtendríamos la siguiente composición (ver tabla I). A partir de los resultados de la tabla I, se deduce que se puede obtener información aproximadamente del 70% de los compuestos presentes en una muestra, mediante el análisis por cromatografía de gases-espectrometría de masas (GC-MS). Para los compuestos más pesados, tendríamos que recurrir a otras técnicas analíticas, como la Espectroscopía de Infrarrojos, que se basa en el estudio de los enlaces de las moléculas. El hecho de que nos centremos en la Cromatografía de gases – Espectrometría de masas es debido a que es una técnica analítica muy potente, que proporciona muchísima información a partir de muy poca cantidad de muestra y que es de vital importancia en el estudio de las técnicas de biorremediación. Esta importancia radica, como se verá más adelante, en que se va a poder tener información acerca de la eficiencia con la que distintos microorganismos son capaces de degradar los hidrocarburos. Vamos a empezar viendo las técnicas de análisis que se utilizan principalmente para Hidrocarburos saturados (%) Hidrocarburos aromáticos (%) Resinas (%) Asfaltenos (%) 26.6 52.8 8.4 12.2 IFP (original) 23 54 12.5 10.3 IFP (émulsion) 21 54 27.7 CSIC Barcelone 21.6 50.7 34.7 Muséem National d'Histoire Naturelle ARTÍCULO la muestra, tal cual se recibe; es decir, el análisis elemental y la espectrofotometría de infrarrojos. Análisis Elemental Determinación del contenido en carbono e hidrógeno Figura 1. Determinación de C e H mediante combustión de la materia orgánica. El contenido en carbono e hidrógeno se determina por combustión total de la materia orgánica y midiéndolos como CO2 y H2O (ver figura 1). Por lo tanto, el agua presente en la muestra puede ser interpretada como hidrógeno, por lo que es imprescindible, antes de utilizar los datos, asegurarse de que está hecha la corrección pertinente. Con la mayoría de los equipos utilizados en el análisis elemental también se puede obtener el contenido en cenizas. Este dato no se corresponde exactamente con el determinado según normas, ya que las condiciones del ensayo son mucho más oxidantes, pero sí da una estimación del porcentaje de fracción mineral. Determinación del contenido en Oxígeno Aunque existen métodos específicos para la determinación del contenido en oxígeno, en realidad son mucho más laboriosos y producen mayor dispersión de resultados que el método más utilizado: el de determinación por diferencia: %O = 100 - [(%C) + (%H) + (%N) + (%S)] Esta forma de cálculo deriva de suponer que la materia orgánica está compuesta únicamente por C, H, N, S y O. Pero, además, la expresión anterior supone que el 100% es materia orgánica. Esto exige que dicha expresión sólo será válida en base seca total exenta de materia mineral (STEMM). Determinación del contenido en nitrógeno petróleo inicial (sin separar en fracciones). Su determinación es necesaria para el cálculo del contenido en oxígeno. Actualmente existen equipos que dan el contenido en nitrógeno, junto con los del análisis elemental clásico. Al oxidar la materia orgánica, no sólo miden el CO2 y el H2O producidos, también miden el NO2 y a partir de ese dato, calculan el contenido de nitrógeno en la muestra. El nitrógeno deriva de las proteínas, alcaloides y clorofila, presentes en la materia orgánica inicial. Para el caso de muestras sólidas (norma ISO 11046) (suelos o arenas en las que ha habido un derrame de hidrocarburos), habría que tomar unos 15 gramos de muestra de suelo y triturarlos. Se tritura para que el tamaño de grano sea fino, aumentando así la superficie de contacto entre disolvente y muestra. Después se mezcla con sulfato sódico anhidro, que es un desecante químico que va a retener la humedad, dado que la muestra que se va a analizar por infrarrojos no ha de tener agua en su composición. Determinación del contenido en azufre También es necesaria su determinación para poder calcular el oxígeno. Existen equipos, diseñados principalmente para el análisis de carbones, que permiten determinar el contenido total en azufre de una forma barata, precisa y rápida. El procedimiento más utilizado es, también, mediante su combustión y la posterior medida del SO2 producido. El problema, o la ventaja, de esta técnica es que, dependiendo de la temperatura de análisis, puede ser que parte del azufre contenido en la muestra permanezca en ella sin llegar a ser medido. Por ejemplo, algunos sulfatos. En el caso del petróleo, al no llevar pirita incorporada, se simplifica el problema analítico. Espectrofotometría de Infrarrojos La determinación que se suele hacer mediante esta técnica es la de hidrocarburos de petróleo totales (TPH) por lo que normalmente se hace a partir del análisis de la muestra de Una vez preparada la muestra, se procede a su extracción, para lo que se mezcla con 20 ml de CFE-113 y se agita con una placa agitadora, durante 30 minutos. Una vez pasado este tiempo se espera a que decante el suelo, se filtra y se recoge el disolvente. Al suelo se le añaden otros 20 ml de CFE-113 y se repite el proceso. Al extracto final se le añaden 5 gramos de silicato magnésico, que va a limpiar la muestra (es decir, retener aquellos compuestos que no se consideran como TPHs), y se agita durante otra media hora, se filtra, llevamos el volumen final del extracto a 50 ml y ya tenemos nuestra muestra lista para ser analizada en el equipo de infrarrojos. En el caso de muestras líquidas (método EPA 413.2) (aguas donde ha habido un derrame de hidrocarburos), la extracción se suele realizar con un litro de muestra. En primer lugar, se acidifica la muestra hasta un pH<2 con HCl. Una vez hecho esto, se procede a la extracción de la muestra de agua, para lo que se coloca en un embudo de decan- 33 ARTÍCULO tación como el de la figura 2, se añaden 30 ml de CFE-113 y se agita durante 3 minutos. Son líquidos inmiscibles y el CFE-113 va a quedar en la parte inferior del embudo de decantación. Se recoge el CFE-113, filtrándolo sobre un filtro con sulfato sódico para evitar recoger las gotas de agua que puedan quedar en la interfaz entre los dos fluidos. Se vuelve a añadir otros 30 ml de disolvente en el embudo de agitación y se vuelve a agitar durante otros tres minutos, repitiéndose el proceso otras dos veces. El extracto final se lleva a un volumen final de 100 ml y ya está en condiciones de ser analizado por infrarrojos. Sin embargo, lo que nosotros queremos es dar un valor cuantitativo, para lo se calibra el equipo con patrones de hexadecano, isooctano y benceno, con seis concentraciones diferentes. se pueden analizar aquellos compuestos cuyo peso molecular no sea muy elevado, por lo que no vamos a poder analizar ni las resinas ni los asfaltenos. Extracción de Muestras de Hidrocarburos Las distintas técnicas de extracción que se pueden usar dependen fundamentalmente de la matriz en la que se encuentren dichos hidrocarburos (ver esquema 2). Para nuestros propósitos, cabe diferenciar tres matrices distintas: Figura 2. Embudos de decantación para la extracción de muestras de agua. En la figura 3 podemos ver un equipo de infrarrojos. Este equipo va a estudiar los enlaces de las moléculas. Por lo tanto, lo que va a hacer es estudiar las distintas longitudes de onda (abcisas) en las que absorben estos enlaces; en ordenadas se tiene la absorbancia: a mayor absorbancia en un determinado enlace, mayor cantidad de compuestos que tienen ese enlace tiene la muestra. En la figura 4 vemos los seis patrones en distintas concentraciones y se estudia las bandas de enlace donde absorben los aromáticos, los alifáticos y los cícliclos. A partir de los resultados, se dibujan las rectas de calibración como la de la figura 5. En este caso tendríamos tres rectas de calibración, una para cada longitud de onda de estudio. La que tenemos en la figura corresponde a los aromáticos. Aunque la figura 6 corresponde a cómo evoluciona la materia orgánica a medida que se va viendo sometida a mayor 34 presión y temperatura, nos puede servir para ilustrar cómo se aplicaría esta técnica al estudio de la biodegradación. Normalmente, cuando una muestra se biodegrada, lo que suele ocurrir es que disminuye el contenido en cadenas alifáticas, que son las primeras que metabolizan los microorganismos; por lo tanto, lo primero que se detectará será una disminución del pico correspondiente a las cadenas alifáticas. Análisis mediante Cromatografía de GasesEspectrometría de Masas (GC-MS) Mediante las técnicas que se describirán a continuación (cromatografía de gases-espectrometría de masas) sólo Figura 3. Espectrofotómetro de Infrarrojos. • Muestra sólida. Cuando se quieran estudiar los compuestos de un suelo en el que ha habido un derrame de hidrocarburos. Requiere la extracción para separar los compuestos de interés de la matriz sólida. El método de extracción que se utilizará será el de extracción con Soxhlet. • Muestra líquida. En el caso de que se desee analizar un agua que ha estado en contacto con un derrame de hidrocarburos. Requiere la extracción para separar los compuestos de interés de la matriz líquida. El método de extracción que se utilizará será el de extracción en fase sólida (SPE). • Muestra del crudo de petróleo. No requiere extracción, ya que la muestra está compuesta por hidrocarburos. Extracción de Hidrocarburos en Muestras Sólidas con Soxhlet A continuación se verá cuál es el proceso a seguir cuando una muestra sólida en la que ha habido un derrame de hidrocarburos llega al laboratorio. El primer paso consiste en la preparación de las muestras: • Se coge entre 5 y 20 gramos de muestra, en función de la cantidad de compuestos orgánicos que suponemos tiene la muestra; es decir, si se sospecha que la muestra tiene muchos compuestos, se coge menor cantidad, y a la inversa. En el caso de que haya habido un derrame de hidrocarburos, normalmente valdrá con 5 gramos, o incluso con menor cantidad. • Se tritura la muestra, para permitir obtener una mayor superficie de contacto entre la muestra y los disolventes que van a extraer los compuestos. • Se mezcla con sulfato sódico anhidro, que es un desecante químico que va a retener el agua que pudiera tener la muestra; también se puede meter la muestra en la estufa durante una noche para eliminar parte de la humedad. En este último caso, la temperatura no ha de ser muy alta (máximo 50ºC) ya que si no, se perderían los compuestos más volátiles. • Se calcula el peso en seco de la muestra, tomando una cantidad de muestra similar a la que se va a extraer, metiéndola en la estufa una noche a 110ºC y pesándola Figura 4. Espectros de infrarrojos de los patrones de calibración. Una vez que se han preparado las muestras, se comienza con la extracción propiamente dicha, según el método de extracción de la EPA 3540 C. • La muestra se introduce en un cartucho de extracción de fibra de cuarzo. Si se quiere realizar el análisis cuantitativo de unos compuestos determinados, se añade el patrón subrogado que sirve para medir la eficiencia de la extracción. Este patrón subrogado está formado por uno o dos compuestos, que se eligen con propiedades similares a las de los compuestos orgánicos que se quieren cuantificar. De esta forma, se añade una determinada cantidad conocida al inicio del análisis, para determinar la cantidad de dichos compuestos que perdemos durante la extracción. • El cartucho de extracción se introduce en un Soxhlet como el de la figura 7. • Debajo del soxhlet se coloca un matraz de vidrio, donde va a estar inicialmente el disolvente con el que se van a extraer los compuestos orgánicos de la muestra. La mezcla de disolventes que se suele usar es: Diclorometano-Metanol (2:1). • Debajo del matraz se colocar una manta calefactora, que va a hacer que el disolvente se evapore. ARTÍCULO antes y después de meterla en la estufa. Hay que tener en cuenta que esta muestra no se va a extraer porque, junto con el agua, ha perdido aquellos compuestos cuya temperatura de vaporización sea inferior a 110ºC. Esquema 2. Extracción y análisis mediante GC-MS. Figura 5. Ejemplo de recta de calibración. 35 ARTÍCULO • Debajo de la manta se coloca un agitador magnético, que va a permitir que el calor se reparta por igual en el disolvente que se encuentra en el matraz. • Encima del Soxhlet se coloca un refrigerante, que permite que el disolvente que se ha evaporado condense y vaya lavando la muestra, a medida que va llenando el Soxhlet. Cuando el nivel de líquido llega a una posición cercana a la parte superior, sifona y cae en el matraz, de tal manera que lo que se evapora es disolvente puro y lo que queda en el matraz son los compuestos extraídos de la muestra. Figura 7. Esquema de una extracción con Soxhlet. da, que consta de cinco pasos (ver figura 8): Extracción de Hidrocarburos en Muestras Líquidas A continuación se explicará en qué consiste la extracción de los compuestos orgánicos disueltos en el agua (tras un vertido de hidrocarburos). Este método consiste en la separación de los componentes de un líquido en un medio de extracción sólido. El método que se utiliza es el de extracción en fase sóli- 36 Figura 6. Espectros de infrarrojos que muestran cómo evoluciona la materia orgánica, a medida que se va viendo sometida a mayor presión y temperatura. a) Se elige un tubo de tipo SPE adecuado, que va a depender de los compuestos que queremos extraer y de la matriz en la que se encuentren. Estos tubos tienen una pequeña cantidad de sólido (25-500 mg), donde se van a quedar retenidos los compuestos de interés. b) Se acondiciona el tubo, pasando disolventes adecuados y agua ultrapura, para, por un lado, eliminar las impurezas que pudiera haber y, por otro, para prepararlo para que retenga los compuestos que se quieren extraer de la muestra. Al humedecer la fase sólida previamente a la extracción de la muestra, se va a mejorar la reproducibilidad del método. c) Se añade la muestra de agua que llevará el patrón subrogado, para ver la eficiencia de la extracción. Este patrón se añade a la muestra justo antes de comenzar la extracción. d) Se añade agua ultrapura, para lavar el tubo y tratar de eliminar aquellos compuestos "no retenidos" que todavía permanezcan en el interior de la fase sólida. e) Se utiliza diclorometano u otro disolvente adecuado, en función de la naturaleza de los compuestos que se quieren extraer. Limpieza en columna (cromatografía líquida en columna) Una vez extraída la muestra por cualquiera de los métodos anteriores, se van a tener los compuestos de interés disueltos en un determinado volumen de disolvente. Antes de realizar esta cromatografía líquida en columna, es necesario reducir el volumen de disolvente a dos mililitros. Esto se hace mediante un aparato denominado rotavapor, como el de la figura 9. El matraz con el disolvente al que se hace girar, se coloca en un baño de agua caliente. Al mismo tiempo, se aplica el vacío a la muestra. Tanto el vacío como el calor, van a hacer que el disolvente se vaya evaporando. El vapor llega a una zona donde hay un refrigerante que hace que el disolvente condense y caiga en otro matraz de residuos, de tal manera que en el matraz de la muestra, el volumen del extracto disminuye hasta llegar a un volumen final de 2 ml. Una vez que se tienen compuestos de interés concentrados en un volumen de 2 ml, se procede a realizar la limpieza (fraccionamiento) en columna pero, ¿por qué es interesante realizar esta limpieza? Tiene fundamentalmente dos objetivos: a) Evitar que pasen sustancias que puedan dañar al equi- po de análisis (sustancias de elevado peso molecular, que pueden dañar la columna), en nuestro caso un cromatógrafo de gases con espectrómetro de masas. b) Separar los compuestos que tenemos en la muestra en varias familias de distinta polaridad, de tal manera que después sea más fácil su identificación. Hay que tener en cuenta que en estas muestras procedentes de hidrocarburos existe una gran cantidad de compuestos orgánicos, lo cual va a dificultar su posterior identificación, por lo que es buena idea el ir separando los compuestos en distintas fracciones. Este paso de limpieza en columna de la muestra va a ser previo a su análisis y conviene hacerlo siempre que se estén analizando muestras sólidas o muestras de hidrocarburos. En el caso de muestras de agua no es tan interesante, dado que va a haber una mucho menor cantidad de compuestos orgánicos a extraer. Estos compuestos suelen ser de bajo peso molecular (dado que los de alto peso molecular no se disuelven, por lo general), por lo que no van a dañar el equipo de análisis. ¿En qué consiste la limpieza en columna? Figura 8. Extracción de compuestos orgánicos disueltos en agua. (2 ml); después se van añadiendo, sucesivamente, las fases móviles. En nuestro caso van a ser 3, que van de menor a mayor polaridad: • 60 ml de hexano, que va a permitir separar compuestos poco polares, tales como los hidrocarburos alifáticos. • 70 ml de diclorometano:hexano (4:1), que va a permitir separar compuestos de polaridad intermedia, tales como los hidrocarburos aromáticos. • 60 ml de metanol, que va a permitir separar los compuestos de mayor polaridad. En el caso de que estemos separando una muestra de petróleo, se puede hacer una medida aproximada de la cantidad de compuestos de distinta naturaleza química que contiene. Se toma una pequeña cantidad de muestra (menos de un gramo) y se pesa. A continuación se disuelve con hexano. La parte que no se disuelve, que corresponde ARTÍCULO a los asfaltenos, se pesa, para determinar el porcentaje de asfaltenos, comparándolo con el peso total. Después se procede a hacer la separación en columna, de tal manera que: • Al obtener la primera fracción, se puede evaporar el disolvente y pesar el residuo (compuestos separados con hexano). De esta forma, se tendrá el porcentaje de hidrocarburos alifáticos. • Si se evapora el disolvente de la segunda fracción y se pesa el residuo, se tendrá el porcentaje de hidrocarburos aromáticos. • Si se evapora el disolvente de la tercera fracción y se pesa el residuo, se tendrá el porcentaje de lípidos. Al final, se van a obtener 3 fracciones con familias de distinta polaridad, cuyo volumen se va a reducir en un rotavapor hasta 1 mililitro. Cromatografía de gases – Espectrometría de masas (GC-MS) (ver figura 11) La cromatografía de gases es una técnica en la que una mezcla de compuestos se pasa sobre una superficie de material inmóvil (o fase estacionaria que puede ser sólida o líquida) que tiene distinta Figura 9. Detalle de un rotavapor. Las columnas son de vidrio (ver figura 10). En la parte inferior se coloca lana de vidrio y se rellenan, en nuestro caso, con sílice y alúmina, que va a ser la fase estacionaria. Se moja la columna con hexano y se añade la muestra 37 ARTÍCULO Figura 10. Columna de Cromatografía. afinidad por los distintos tipos de compuestos de la mezcla. Esta mezcla se mueve sobre la superficie de la fase estacionaria en un fluido adecuado (un gas en el caso de la cromatografíad de gases), que se denomina fase móvil, y la separación de los compuestos se produce en función del distinto grado de retención de la fase estacionaria. En la aplicación de la cromatografía de gases al análisis de hidrocarburos líquidos, la fase estacionaria es una película fina, situada en la pared interior de una columna capilar, larga y tubular. Estas columnas suelen estar hechas de sílice, con unos 25 m de longitud y un diámetro interno de 0,25 mm. La fase estacionaria suele ser una película líquida de metilsilicona de unos 0,25 mm de espesor, que puede inmovilizarse mediante enlaces químicos a la pared de vidrio de la columna. La fase móvil es un gas inerte, normalmente helio, que pasa a través de la columna bajo presión. El nombre exacto de esta técnica es cromatografía gas-líquido, dado que implica una fase móvil gaseosa (también llamada gas portador) y una fase estacionaria líquida. Teóricamente, los compuestos presentes en la muestra emergen de la columna de forma individual y a distintos intervalos, transportados por la fa- 38 se móvil (proceso conocido como elución), de tal forma que no hay dos compuestos que eluyan al mismo tiempo. Los compuestos se separan como resultado de la retención producida por la fase estacionaria. Dado que un compuesto sólo se puede mover a lo largo de la columna cuando se encuentra en fase gaseosa, el tiempo que tarda en eluir (su tiempo de retención) depende de su presión de vapor (punto de ebullición) y de su afinidad química por la fase estacionaria (por ejemplo, solubilidad). Cuanto menor sea su presión de vapor (mayor punto de ebullición) y/o mayor sea su solubilidad, más tiempo tardará en eluir, debido a que la proporción de tiempo que pa- Figura 11. Cromatógrafo de Gases – Espectrómetro de Masas. sará en fase gaseosa será inferior. Para una serie homóloga, como los n-alcanos, la naturaleza química de los miembros individuales es similar, así que su interacción con la fase estacionaria será similar. El orden de elución está, por lo tanto, determinado por su volatilidad, la cual desciende cuando aumenta el número de carbonos. Se introduce una mezcla en extracto en una pequeña cantidad de disolvente (por ejemplo, 1 ml de hexano) en cabeza de columna. Un sistema de introducción típico es mediante una jeringa, se inyecta a través de un septum (lo que causa una mínima alteración del flujo de gas portador) en un puerto de inyección que se calienta (300ºC) para que toda la muestra se vaporice rápidamente y entre en la columna en un corto período de tiempo. La cromatografía gaslíquido requiere que los componentes se encuentren en fase gaseosa, por lo que deben tener presiones de vapor suficientemente altas. Los compuestos no volátiles no pueden analizarse mediante esta técnica, dado que nunca saldrán de la columna. La elución de los compuestos menos volátiles de una mezcla se ARTÍCULO consigue aumentando la temperatura de la columna uniformemente a lo largo del análisis. El tiempo que pasa entre que emerge la primera y la última molécula de un mismo compuesto es muy corto. Abundance TIC: 207F1A1.D 9e+07 8.5e+07 8e+07 7.5e+07 7e+07 6.5e+07 6e+07 5.5e+07 5e+07 4.5e+07 4e+07 3.5e+07 3e+07 Una vez que las moléculas salen de la columna del GC, entran en la región de ionización del espectrómetro de masas. Una vez allí, son bombardeadas con electrones energéticos, que expelen al menos un electrón de cada molécula, produciendo iones moleculares cargados positivamente, que son acelerados hacia el sistema de detección. El espectrómetro de masas trabaja a una presión muy baja (cerca de un vacío perfecto), para facilitar el paso de los iones hacia el detector. Los iones moleculares tienen una gran cantidad de energía, por lo que suelen ser bastante inestables, lo que hace que se fragmenten en iones más pequeños, relativamente estables. Mediante la aplicación de campos electromagnéticos, puede modificarse la trayectoria de estos iones de tal forma que va a depender del ratio masa/carga (representado normalmente por m/z) de un ión individual. Estos campos hacen que en cada momento sólo los iones de un valor m/z determinado lleguen al detector (normalmente un multiplicador de electrones), produciendo una corriente medible. Modificando estos campos, se puede barrer un rango de valores m/z durante un determinado periodo de tiempo (1 s). La corriente de iones, que es proporcional al número de iones producidos, se registra para cada valor de m/z durante el barrido, lo que permite construir un espectro de masas. También se puede obtener un gráfico (ver figura 12) (denominado cromatograma) de la corriente total de iones versus el tiempo. 2.5e+07 2e+07 1.5e+07 1e+07 5000000 0 Time 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 > Figura 12. Cromatograma de una muestra de hidrocarburo poco degradado. Se pueden ver una serie de picos correspondientes principalmente a los n-alcanos. Estos compuestos son muy biodegradables. También se puede observar un abultamiento en la base del cromatograma, que se conoce como mezcla compleja de sustancias (UCM) que no han sido separadas por cromatografía. A medida que aumenta la biodegradación, va a ir aumentando la UCM y disminuyendo la altura de los picos de alcanos. Evaluación de la distribución de los distintos compuestos Como se puede observar en la figura 12, es imposible identificar aquellos compuestos que no han podido ser separados del resto y forman el abultamiento (UCM) en la base del cromatograma. Sin embargo, dado que los iones de fragmentación producidos a partir de un ión molecular son característicos de la estructura de un compuesto, ayudan en la identificación estructural de un compuesto previamente desconocido. Algunos iones de fragmentación son particularmente abundantes y pueden pertenecer a compuestos relacionados que tienen unidades estructurales en común. Por ejemplo, en el caso de los nalcanos, un ión de fragmentación característico de dicha familia es el de m/z=57. A partir del cromatograma inicial, se pueden seleccionar sólo aquellos compuestos que tienen el ión 57 y obtendríamos el cromatograma de la figura 13. La selección de un ión de fragmentación característico se realiza para la identificación de todas las familias de compuestos que contiene nuestro extracto (figuras 14 y Abundance Ion 71.00 (70.70 to 71.70): 207F1A1.D 3000000 2800000 2600000 2400000 2200000 2000000 1800000 1600000 1400000 1200000 1000000 800000 600000 400000 200000 Time--> 0 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 Figura 13. Cromatograma con sólo aquellos compuestos que contienen el ión 57. Podemos observar en este caso que la UCM ha disminuido debido a que ya no aparecen aquellos compuestos que no tengan el ión 57. Quizá en este caso no facilita demasiado la identificación de los n-alcanos porque eran fácilmente identificables, pero en otras ocasiones es muy útil esta opción. 39 ARTÍCULO 15): alcanos metil substituídos, insaturados, cicloalcanos, aromáticos… y, por lo tanto, una gran cantidad de información. Normalmente, al estudiar una muestra nos solemos centrar en una o varias familias de compuestos que nos permiten obtener la información Como podemos observar, en una sola muestra existe una gran cantidad de compuestos Abundance Abundance A 9e+07 8.5e+07 Ion TIC: 207F1A1.D B 2800000 2600000 7e+07 2400000 6.5e+07 2200000 6e+07 2000000 5.5e+07 1800000 5e+07 1600000 4.5e+07 4e+07 1400000 3.5e+07 1200000 3e+07 1000000 2.5e+07 800000 2e+07 600000 1.5e+07 400000 1e+07 200000 5000000 0 71.00 (70.70 to 71.70): 207F1A1.D 3000000 8e+07 7.5e+07 0 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 10.00 45.00 Time--> Time--> Abundance Abundance Ion 183.00 (182.70 to 183.70): 207F1A1.D 1400000 1200000 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 Ion 191.00 (190.70 to 191.70): 207F1A1.D C 1300000 2000000 D 1800000 1600000 1100000 1000000 1400000 900000 1200000 800000 1000000 700000 600000 800000 500000 600000 400000 400000 300000 200000 200000 100000 0 0 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 10.00 45.00 Time--> Time--> Abundance Abundance Ion 217.00 (216.70 to 217.70): 207F1A1.D 2800000 2600000 E 600000 550000 15.00 Ion Ion 650000 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 83.00 (82.70 to 83.70): 207F1A1.D 55.00 (54.70 to 55.70): 207F1A1.D F 2400000 2200000 500000 2000000 450000 1800000 400000 1600000 350000 1400000 300000 1200000 250000 1000000 200000 800000 150000 600000 100000 400000 50000 0 200000 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 0 45.00 Time--> 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 Time--> Figura 14. Cromatograma de la primera fracción (A) (hidrocarburos saturados) de la muestra de chapapote y de distintas familias presentes en dicha fracción mediante la selección de iones de fragmentación característicos: (B) alcanos (ión 71), (C) isoprenoides (ión 183), (D) hopanos (ión 191), (E) esteranos (ión 217) y (F) cicloalcanos (iones 83 y 55). Abundance Abundance TIC: 207F2A1.D 2.2e+07 Ion 128.00 (127.70 to 128.70): 207F2A1.D 500000 A 2.4e+07 450000 2e+07 B 400000 1.8e+07 350000 1.6e+07 300000 1.4e+07 1.2e+07 250000 1e+07 200000 8000000 150000 6000000 100000 4000000 50000 2000000 0 0 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 10.00 45.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 Time--> Time--> Abundance Abundance Ion 134.00 (133.70 to 134.70): 207F2A1.D Ion 252.00 (251.70 to 252.70): 207F2A1.D Ion 253.00 (252.70 to 253.70): 207F2A1.D Ion 125.00 (124.70 to 125.70): 207F2A1.D 340000 320000 500000 C 300000 280000 260000 D 450000 400000 240000 350000 220000 300000 200000 180000 250000 160000 200000 140000 120000 150000 100000 80000 60000 40000 20000 0 Time--> 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 100000 50000 0 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 Time--> Abundance Abundance Ion 191.00 (190.70 to 191.70): 207F2A1.D Ion 212.00 (211.70 to 212.70): 207F2A1.D 1200000 1000000 1100000 1000000 900000 E 900000 800000 800000 700000 700000 600000 600000 F 500000 500000 400000 400000 300000 300000 200000 200000 100000 100000 0 Time--> 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 0 45.00 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 40.00 45.00 Time--> Figura 15. Cromatograma de la segunda fracción (A) (hidrocarburos aromáticos y benzotiofenos) de la muestra de chapapote y de distintas familias presentes en dicha fracción mediante la selección de iones de fragmentación característicos: (B) naftaleno (ión 128) y dimetilnafatalenos (ión 156, 141 y 128), (C) benzo(a)pireno (iones 252, 253 y 125), (D) metilbencenos (ión 134), (E) metilfenantrenos y metilantracenos (ión 191) y (F) benzotiofenos (ión 212). 40 que andamos buscando. Es prácticamente imposible estudiar todas las familias de compuestos, no sólo cuantitativamente (dada su cantidad) sino tampoco cualitativamente, dado que hay compuestos para los cuales no existen ni patrones comerciales. Sin embargo, es importante tener en cuenta que existen muchísimas más familias de compuestos que no se estudian, y que también pueden proporcionar información. El cromatograma de corriente total de iones frente al tiempo, para cada muestra, se almacena después del análisis, para que en cualquier momento tengamos toda esta información a nuestro alcance. Para hacernos una idea de la cantidad de compuestos (y, por lo tanto, la cantidad de información) que hay en un solo cromatograma, baste decir que la información contenida en un cromatograma puede llegar a ocupar unos 12 Megabytes. Bibliografía Bordenave, L. 1993. Applied Petroleum Geochemistry. París, 1993. Killops, Stephen, D. y Killops, Vanessa J. 1993. An introduction to Organic Geochemistry. Longman Group. U. K. Ltd. Llamas, J. F.; García, E. y Canoira, L. Quimiometría y Métodos de Análisis Instrumental. (Notas de clase). Tissot, B. P. y Welte, D. H. 1978. Petroleum Formation and Occurrence. Springer-Verlag Berlin Heidelberg. Germany. Métodos de análisis de la Agencia Medioambiental Estadounidense (U.S.E.P.A.) (www.epa.gov). Norma ISO TR 11046: "Soil Quality – Determination of mineral oil content – Method by infrared spectrometry and gas chromatographic method. El empleo de biomarcadores es útil en el estudio de la evolución de la degradación del petróleo cuando se emplean microorganismos. En función de la resistencia a la degradación, existen biomarcadores que sirven para evaluar mejor la eficacia de la biorremediación en las primeras etapas, como es el caso de los hidrocarburos alifáticos, mientras que otros, como los hidrocarburos aromáticos o los hopanos, permiten determinar la degradación a más largo plazo. Introducción Los biomarcadores presentan una gran utilidad en el estudio de la eficiencia de la biorremediación. Se conoce como biomarcadores a aquellos compuestos que pueden ligarse de forma inequívoca con sus precursores biológicos y cuyo esqueleto de carbonos base se preserva de tal forma que es reconocible a pesar de la diagénesis y de gran parte de la catagénesis. Muchos biomarcadores tienen inicialmente grupos funcionales que contienen oxígeno (dado que muchos de ellos derivan de los lípidos de los organismos) y se ven sometidos al mismo proceso de pérdida de grupos funcionales que el resto de la materia orgánica. Por lo tanto, los productos diagenéticos son generalmente hidrocarburos, aunque pueden sobrevi- B i o m a r k e r s a re u s e f u l compounds for the determination of the oil degradation when microorganisms are used. There are some biomarkers such as the aliphatic hydrocarbons which are used to evaluate the bioremediation in the first stages after an oil spill, while others, aromatic hydrocarbons or hopanes, are used to determine the contamination at longer stages. Figura 1. Esquema de la degradación de la clorofila-a, que puede derivar mediante procesos diagenéticos a pristano (vía de la izquierda) o fitano (vía de la derecha). vir a la diagénesis pequeñas cantidades de compuestos con grupos funcionales, como los ácidos grasos. Al mismo tiempo, los compuestos no saturados (aquellos que contienen doble enlace C=C) tienden a re- H C H C H3C H C 2 N 3 C2H5 N g M H3C H N N H H C H C O H 2 O C O C C H C O O Clorofila-a 3 2 3 Diagénesis X N N X X X X X X N M N X X X N M N X N N X X X X X ARTÍCULO Biomarcadores y su utilidad en la evaluación de la biodegradación del petróleo J.E. Ortiz Dr. Ingeniero de Minas M.J. García Ingeniero de Minas Laboratorio de Estratigrafía Biomolecular E.T.S.I. de Minas de Madrid J.L. Rodríguez Gallego Ingeniero de Minas Dpto. Explotación de Minas-Metalogenia E.T.S.I. de Minas de Oviedo ducirse (mediante hidrogenación), lo que resulta en la formación de hidrocarburos alifáticos (esteranos, hopanos…), o a aromatizarse. Los biomarcadores son muy importantes dado que, en general, pueden proporcionar información acerca de: fuentes biológicas de materia orgánica sedimentaria, medios deposicionales, madurez de la materia orgánica, edad geológica… Estos compuestos son tan sólo constituyentes traza, pero pueden ser muy útiles, especialmente en el caso de los petróleos: se emplean una gran cantidad de tipos estructurales en la geoquímica del petróleo y, lo que es más importante en el tema que nos ocupa, también se ha demostrado su gran utilidad en la evaluación de la efectividad 41 ARTÍCULO de la biorremediación de vertidos de petróleo como se expondrá a continuación. Aplicación de los biomarcadores a la biorremediación El estudio de biomarcadores permite obtener información sobre el rendimiento de los distintos métodos de degradación de los residuos del petróleo, principalmente los que se refieren el empleo de microorganismos. Asimismo se puede evaluar la eficacia del uso de diferentes fertilizantes o catalizadores que intervienen en la proliferación de las bacterias y, en consecuencia, en la degradación de los productos del petróleo. Los biomarcadores son moléculas que retienen el esqueleto básico hidrocarbonado de los compuestos biológicos a través de los procesos de maduración. La mejor opción para el control van a ser algunos tipos de biomarcadores, en especial aquellos cuya degradación biológica es muy lenta o directamente no va a tener lugar. En concreto, los compuestos que se utilicen deberían ser referencias que no se originen en el crudo ni en ningún derivado en procesos de envejecimiento o biodegradación. Además, sea cual fuere el tipo de analítica utilizada se debe demostrar que la eficiencia en la extracción del biomarcador es la misma que para el resto de los compuestos (Riser-Roberts, 1998). Además, en la aplicación de las técnicas de biorremediación es de vital importancia la selección de compuestos que dentro de la mezcla compleja del petróleo no sean biodegradables. Este hecho será aprovechado para conseguir referencias que permitan medir si la degradación que tiene lugar es biológica o no y, si es así, qué microorganismos 42 Figura 2. Cambios en las relaciones n-C18/fitano en playas de guijarros de Alaska. Modificado de Pritchard (1997). y de qué manera están degradando los contaminantes y cuáles no. Como criterio general, partiremos de que la proporción entre compuestos biodegradables y no biodegradables en una mezcla de contaminantes disminuye si hay biodegradación. Entre los hidrocarburos del petróleo es fácil encontrar cantidades relativamente pequeñas de biomarcadores (usualmente por debajo del 1% en peso) de origen lipídico. Al final de la diagénesis sus precursores son transformados en hidrocarburos que, después de la catagénesis, todavía permiten fijar los precursores específicos. Cualquier programa de ensayo sobre biorrecuperación que implique la desaparición de residuos de petróleo o de hidrocarburos, presentará dificultades analíticas. Ello es debido a que existen otros procesos que implican la desaparición de residuos de petróleo o de hidrocarburos medidos mediante cromatografía de gases, que pueden afectar o contribuir a la desaparición de los residuos. Para hacer frente a estos problemas, se supone que la desaparición de algunos grupos de hidrocarburos se puede utilizar como indicador definitivo de la biodegradación. Los indicadores de la biodegradación estarían asociados a cambios sustanciales en la composición de varias fracciones del petróleo, especialmente los hidrocarburos aromáticos. También se supone una correlación entre los cambios en la composición de los hidrocarburos y los cambios de peso residual del petróleo, para poder calcular tasas de desaparición de los pesos residuales como primer indicativo cuantitativo del efecto del fertilizante y, en consecuencia, de la eficacia de la limpieza durante períodos de tiempo más largos. Existen varios parámetros que se pueden emplear para determinar el grado de biodegradación. En primer lugar, se puede usar la concentración de hidrocarburos alifáticos, aunque presenta algunas desventajas, ya que constituyen la fracción más fácil de degradar, son los menos tóxicos y suponen solamente un pequeño porcentaje en peso del petróleo. También se pueden determinar los cambios producidos por los organismos y fertilizantes en la fracción aromática, que es más resistente a la degradación y más tóxica. Por último, otro método eficaz para estimar la eficacia de la biorremediación se basa en la separación de las distintas fracciones del petróleo: alifática, aromática, heterocíclica, polar y asfáltica, y determinar la disminución del peso de cada una (Jobson et al., 1972). No obstante, todos estos índices se verán afectados en mayor o menor medida por los et al., 1992). Por lo tanto, estudiando la evolución en el tiempo del ratio n-C18/fitano, se puede estimar el grado de biorrecuperación de una zona afectada por un vertido de petróleo (figura 2). Su utilización solamente es válida al comienzo del tratamiento; si se analizan cuando el proceso ha avanzado mucho, pueden subestimar la biodegradación. Concretamente, durante la remediación del vertido del Exxon Valdez, el pristano y el fitano se degradaron rápidamente y sólo pudieron utilizarse como biomarcadores adecuados en las primeras semanas (Bragg et al., 1994). Ratio de n-alcanos normales respecto a n-alcanos ramificados Este ratio se determina calculando la relación del peso entre un hidrocarburo de biodegradación fácil, principalmente los n-alcanos de 17 y 18 átomos de carbono (n-C17 y n-C18), y un hidrocarburo que se biodegrada más lentamente, generalmente hidrocarburos ramificados como el pristano (Pr) y fitano (Ph). Estos dos últimos compuestos son isoprenoides que derivan de la degradación de la clorofila-a (Figura 1), generalmente mediante oxidación y reducción, respectivamente. Se seleccionan el pristano y el fitano para realizar las comparaciones debido a que son los isoprenoides más abundantes en el petróleo. Se emplean, por tanto, las relaciones n-C17/pristano o n-C18/fitano, aunque es preferible emplear la última, ya que, en ocasiones, el agua del mar presenta pristano de forma natural. La base del estudio se basa en que, por un lado, la mayor parte de los procesos (meteorización física, lixiviación, etc) no producen pérdidas acusadas de hidrocarburos ramificados y alifáticos y, por otro, los alcanos ramificados se biodegradan a distinta velocidad que los alcanos lineales, que en general es más rápida en los primeros (Prinik, et al., 1977; Mueller Biodegradación del Fitano En la utilización de los biomarcadores influyen también las condiciones locales de cada zona. De hecho, en ciertas costas, como en la de Prince William Sound de Alaska, se desarrollan bacterias con gran capacidad de degradar alcanos ramificados como el fitano, por lo que el estudio de la evolución del ratio n-C18/fitano no es útil como indicador de biorremediación. Es más, en el vertido del Exxon Valdez se observó en algunas zonas de Alaska una degradación similar de fitano y de n-C18 (Pritchard, 1997). En estos casos, el contenido total de fitano por sí solo se puede emplear como marcador biológi- co interno al igual que el del n-C18 (figura 3). Cambios en la composición de hidrocarburos aromáticos ARTÍCULO otros procesos, ya citados que puedan contribuir a la desaparición de los hidrocarburos. Es aquí cuando entra el uso de los biomarcadores, en concreto de aquellos que no son biodegradables, como forma de evaluar qué parte desaparece por biodegradación y cuál por otros procesos diferentes. A continuación se expondrán los diversos biomarcadores que se emplean en los estudios de degradación del petróleo. Para poder determinar de forma absoluta la efectividad de la biorrecuperación, no es suficiente únicamente con el estudio de la biodegradación de la fracción alifática. Se debe también estudiar el comportamiento y evolución de la fracción aromática, ya que es la más complicada de degradar (Kennicutt, 1988; Rowland et al., 1986) debido a que presenta una baja solubilidad. Esto es importante no sólo porque permite evaluar la capacidad de recuperación de una zona, sino porque algunos hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAHs) son altamente tóxicos y potencialmente cancerígenos bajo ciertas condiciones. Para evaluar la capacidad de degradación, se suelen emplear compuestos de forma individual y familias de PAHs (naftalenos, fenantrenos, crisenos, etc). Asimismo, se puede determinar la eficiencia de los microorganismos en una zona sometida a biodegradación del petróleo, mediante el estudio de la evolución de la abundancia de la suma total de PAHs con el tiempo (Figura 4). Generalmente, el estudio se realiza comparando la proporción de los diferentes hidrocar- Figura 3. Cambios en la concentración de fitano y n-C18 (expresado como cambio porcentual en relación a la concentración media a t=0) en las muestras de petróleo en arena y grava de las playas tratadas en Sung Harbour (Alaska). Modificado de Pritchard (1997). 43 ARTÍCULO Figura 4. Contenido total de PAHs en distintas áreas sometidas a la acción de las mareas en Prince William Sound (Alaska) después de haber sido sometidas a degradación biológica. Modificado de Boehm et al. (1995). buros aromáticos con el contenido del hopano C30-17a(H), 21b(H), ya que es sumamente resistente al ataque biológico y, por consiguiente, proporciona un estándar constante para normalizar el contenido en hidrocarburos aromáticos. Más adelante se realiza una descripción más detallada de los hopanos y de su empleo en la biorremediación. Cambio de composición y cambio en el peso residual En principio se podría pensar que la rápida reducción en la relación n-C18/fitano no va acompañada de un cambio importante en el peso residual del petróleo. Sin embargo, diversos estudios han confirmado que cuando comienza la degradación de la fracción alifática, se inicia también la descomposición de otras fracciones del petróleo, aunque a velocidades diferentes. Existe, por lo general, una correlación entre las variaciones del ratio n-C18/fitano y del peso residual, con el tiempo de actuación de los organismos. Con este estudio comparativo y a partir de la ecuación de la recta resultante, se puede determinar la vida media de permanencia del petróleo en la costa, es decir, la tasa de descomposición del mismo y los días que tardará en desaparecer. 44 Entre todos los hopanos, el C30-17α(H), 21β(H)-hopano es un buen biomarcador, porque tiene baja solubilidad y muy baja volatilidad, con lo que no sólo la biodegradación, sino también la disolución o la evaporación son prácticamente descartables. Para calcular la eficiencia de la biodegradación del petróleo a partir de los hopanos se puede utilizar la siguiente ecuación (Douglas et al., 1994): En el caso del vertido del Exxon Valdez, se observó un aumento de más del doble en la velocidad de desaparición del petróleo residual sobre los cantos al añadir un fertilizante (tabla I). % petróleo degradado = (1- Ho/Hs) x 100 Donde Ho es la concentración del hopano C30-17α(H), 21β(H) en el petróleo originariamente y Hs es la concentración del hopano C30-17α(H), 21β(H) en la muestra después de haber sido sometida a biodegradación. Hopanos Derivan del acoplamiento de seis unidades de isopreno. Son abundantes en sedimentos y en el petróleo, si los comparamos con otros biomarcadores. Proceden de precursores con grupos funcionales (biohopanoides) presentes en las bacterias. Los hopanoides (bacteriohopanotetroles) están presentes en las membranas de numerosos organismos procariotas, tanto aerobios como anaerobios, y su función parece ser la de mejorar la estabilidad de las paredes celulares. En este sentido, no sólo su función, sino su estructura está muy relacionada con la de los esteroles (el más conocido de estos es el colesterol) en organismos eucariotas (Madigan et al., 2000). Los grupos funcionales se pierden durante la diagénesis aunque, en general son resistentes a la degradación. Además de a los ho- panos, los productos diagenéticos de los biohopanoides incluyen a los hopanoles, ácidos hopanoicos y hopenos. Pese a todo, algunos autores (Sasaki et al., 1998; Pollard et al., 1999) ponen en duda su utilización por varios motivos: • En algunos crudos pesados su presencia es muy limitada, con lo que el error analítico podría ser muy grande. • Parece que existe alguna evidencia de su degradación en arenas asfálticas. Tabla I. Análisis de las tasas de descomposición en playas de Snug Harbor (Alaska). Modificado de Pritchard (1997). Las alternativas existentes no son muchas, ya que los mismos problemas se pueden aducir si se usa algún otro compuesto del petróleo, o bien metales pesados seleccionados de entre los más abundantes (vanadio o níquel). Playa Pendiente Vida media del residuo Tiempo para eliminar el 90% T (días) Tratada No tratada -0.016 -0.006 44 124 146 411 ción, existen biomarcadores que sirven para evaluar mejor la eficacia de la biorremediación en las primeras etapas, como es el caso de los hidrocarburos alifáticos, mientras que hay otros, como los hidrocarburos aromáticos o los hopanos, que permiten determinar la degradación a más largo plazo y la recuperación de las zonas contaminadas. Como alternativa a los compuestos ya señalados, se podría elaborar una lista de otros posibles biomarcadores que se podrían utilizar para cuantificar la biodegradación del petróleo: • Esteranos: Son compuestos con una estructura similar a la de los hopanos (cuatro anillos frente a cinco). El más conocido entre ellos es el colestano cuyo precursor es el colesterol de los organismos eucariotas. • Esteroides: También con estructura similar a los hopanos, pero con anillos bencénicos en ella. Son, por tanto, hidrocarburos aromáticos. • Porfirinas: Son un grupo extremadamente complejo de compuestos tetrapirrólicos. Se originan en el mismo proceso diagenético (precursor: clorofila) en el que se formaban pristano y fitano. • Metales: Por diversos motivos (Sasaki et al., 1998) se ha propuesto el vanadio como marcador interno de la biodegradación. Referencias Existen otros biomarcadores, entre los cuales se encuentran: compuestos con NSO, tales como porfirinas, carbazoles, fenoles, ácidos carboxílicos y compuestos del azufre. Conclusiones En este artículo se pone de manifiesto la utilidad de los biomarcadores en el estudio de la evolución de la degradación del petróleo cuando se emplean microorganismos. Generalmente, en función de la resistencia a la degrada- Figura 5. Representación habitual del hopano C3017a(H), 21b(H) y su verdadera estructura tridimensional. Boehm, P.D.; Page, D.S.; Gilfillan, E.S.; Stubblefield, W.A. y Harner, E.J. (1995). Shoreline ecology program for Prince William sound, Alaska, following the Exxon Valdez oil spill: Parts 2-Chemistry and toxicology. En: Exxon Valdez Oil Spill; Fate and Effects in Alaskan Waters (Wells, P.G., Butler, J.N., Hughes, J.S., Eds.). American Society of Testing and Materials Special publication, pp 347-397. Bragg, J.R.; Prince, R.C.; Harner, E.J. y Atlas, R.M. (1994). Effectiveness of bioremediation fro the Exxon Valdez oil spill. Nature 368: 413-418. Douglas, G.S.; Prince, R.C.; Butler, E.L. y Steinhauer, W.G. (1994). The use of internal chemical indicators in petroleum and refined products to evaluate the extent of biodegradation. In: Hydrocarbon Bioremediation (Hinchee, R.E., Alleman, B.C., Hoeppel, R.E., Miller, R.N.). Lewis Publishers, Boca Raton, pp: 219-236. Jobson, A.M.; Cook, F.D. y Westlake, D.W.S. (1972). Microbial utilization of crude oil. Applied Microbiology 23: 1082-1089. Kennicutt, M.V. (1988). The effect of biodegradation on crude oil bulk and molecular composition. Chemical Pollutans 4: 89-112. Madigan, M.T.; Martinko J.M. y Parker, J. (2000). Brock, Biología de los Microorganismos. Prentice Hall, Madrid. Mueller, J.G.; Resnick, S.M.; Shelton, M.E. y Pritchard, P.H. (1992). Effect of inoculation on the biodegradation of weathered Prudhoe Bay crude oil. Journal of Industrial Microbiology. Pollard, S.J.T.; Whittaker, M. y Risden, G.C. (1999). The fate of heavy oil wastes in soil microcosms I: a performance assessment of biotransformation indices. The Science of the Total Environment 226: 1-22. Prinik, M.P.; Atlas, R.M. y Bartha, R. (1977). Hydrocarbon metabolism by Brevibacterium erythrogenes: normal and branched alkanes. Journal of Bacteriology 119: 868-878. Pritchard, P.H. (1997). Cuestiones reglamentarias y de eficacia en la biorrecuperación de los derrames de petróleo: experiencias con el derrame del Exxon Valdez en Alaska. En: Biotratamiento de residuos sólidos y peligrosos (Levin M.; Gealt, M.A. Eds.). McGraw Hill. Madrid. cap. 12, pp 273-311. Riser-Roberts, E. (1998). Remediation of petroleum contaminated soils. CRC Press. Lewis publishers. Rowland, S.J.; Alexander, R.; Kazi, R.I.; Jones, D.M. y Douglas, A.G. (1986). Microbial degradation of aromatic components of crude oils: a comparison of laboratory and field observatios. Organic Geochemistry 9: 153-161. Sasaki, T.; Maki, H.; Ishihara, M. y Harayama, S. (1998). Vanadium as an internal marker to evaluate microbial degradation of crude oil. Environmental Science and Technology 32, 3618-3621. ARTÍCULO Otros biomarcadores 45 ARTÍCULO La dinámica marina En este trabajo se realiza una revisión general de los aspectos generales de la dinámica marina, especialmente centrado en playas y la parte más cercana a la costa de la plataforma. Es evidente que la dinámica de erosión, transporte y depósito de sedimentos, jugará un papel fundamental en la removilización de contaminantes. Formas de acumulación más profundas, jugarán un papel fundamental como reservorios de contaminantes. También es importante, especialmente en el caso de aplicar biorremediación, el efecto que producirá el desplazamiento ligado a las mareas de la interfase agua dulce-agua salada. n el entorno de informaciones referidas al desastre del Prestige, se pone de manifiesto, con cierta claridad, el perfecto desconocimiento del medio físico en el que se escenifica el desastre. Este medio, por su propia dinámica, merece algo más de consideración, siendo preciso contemplarlo en sus muchas facetas. Ellas reflejarán, para bien ó para mal, todas las actuaciones E 46 This paper deals with a general overview of marine dynamics, mostly focused on beaches and near shore continental platform e n v i ro n m e n t . T h e ro l e p l a y e d b y t h e e ro s i o n , transport and further sediment deposit in pollutant feedback processes seems to be crucial . Deeper accumulation forms will act as important pollutant reservoirs. In the case of bioremediation mechanisms application, the continuous migration of the tidelinked freshwater/saline water interface will be very important too. posteriores como: reinicio de las actividades extractivas pesqueras, uso turístico de la zona, limpieza, remediación, información mediática y política. Pues bien, valgan estas consideraciones para aquellos que parecen necesitarlas, no para aquellos que las conocen sobradamente: mariñeiros, marinos y todos los científicos, predominantemente ignorados, que trabajan en el estudio del medio marino. T. Torres Dr. Ingeniero de Minas Catedrático J. E. Ortiz Dr. Ingeniero de Minas Profesor Asociado Laboratorio de Estratigrafía Biomolecular E.T.S.I. de Minas de Madrid El medio marino Figura 1. Esquema del desarrollo de un acantilado. 1-acantilado con zapamiento basal; 2- plataforma de abrasión. El dominio marino se puede dividir en dos ambientes de extensión desigual: el medio nerítico, hasta 200 m de profundidad, y el medio oceánico, la zona restante y arealmente mucho más importante. El medio litoral se divide en varios subambientes: • Supralitoral o supramareal (backshore), por encima de la zona de alcance de las mareas altas. • Interlitoral o intermareal (foreshore), zona comprendida entre las mareas alta y baja. • Sublitoral o infralitoral (shoreface) hasta la zona del donde rompe bruscamente la pendiente la plataforma costera. En esta zona se identifica una parte, denominada nearshore, que va desde la línea de costa a la zona de rotura. ARTÍCULO El medio oceánico también se subdivide en varias zonas, de acuerdo a su batimetría y morfología (pendiente). • Zona batial, que corresponde al talud • Zona abisal, el fondo oceánico por debajo de 4.000 m. • Zona hadal, las partes más profundas. Digamos que, de una manera descriptiva, tendríamos que el conjunto del problema del Prestige abarca dos ambientes claramente diferenciados: el medio próximo y el medio lejano. En el primero se situarán los dos puntos del fondo oceánico, abisal, en el que están los dos pecios en los que se ha convertido el petrolero naufragado. En el medio lejano, la zona litoral, es la que alberga la biomasa principal y la zona de interés económico y social. Ello no quiere decir que el medio próximo no esté, por su posición remota, contribuyendo a la contaminación del medio lejano por fugas en "fisuras". Algunas de estas fisuras, en televisión al comentar algunas de las pocas imágenes, se denominan bitas, que son, de acuerdo al "Seco" "una columna de acero afirmada sobre una base a cubierta, alrededor de la cual se sujetan los cabos de amarre". Parte del fuel podrá alcanzar, cuando se "solidifique" otras áreas, al ser transportado por corrientes geostróficas que transportan y depositan sedimentos en zonas muy profundas, dando lugar a unos depósitos que se denominan contouritas (Essen et al. 1966). Aunque en esta nota no nos ocuparemos más de ellas, ahí quedan. Si volvemos nuevamente a la zona nerítica, figura 1, también podemos establecer otras divisiones que serán de interés a la hora de analizar como y porqué el fuel del Figura 2. Zonación de un perfil de playa (según Guillén 1992, tomado de Gracia et al 2000). Prestige se deposita en una zona u otra. • La zona intermareal o interlitoral (foreshore), ocupa la parte más elevada del perfil de la costa, de forma que solo está mojada entre mareas. • La zona que está afectada por el oleaje normal (oleaje de buen tiempo), se denomina upper shoreface o zona infralitoral superior. • La zona que está afectada por el oleaje de tormentas se llama zona infralitoral inferior o lower shoreface. • Por debajo, generalmente inafectada está la zona de mar abierto: plataforma (offshore). Es obvio que estas divisiones son variables, según zonas geográficas y regímenes climáticos; no obstante, se puede decir que el límite de profundidad del mar abierto varía entre poco más de 20 metros hasta 50-200 m. La dinámica de las aguas marinas El movimiento de las aguas marinas va a ser el gran elemento modelador de la morfología de las costas. Existen tres tipos fundamentales de movimiento de las aguas marinas (Nichols 2000): • Oleaje • Mareas • Corrientes El agente modelador más importante, al menos a simple vista, es el del oleaje, que puede definirse como el movimiento ondulatorio del agua, del mar en este caso, que generalmente será generado por la acción del viento. Sus características dependerán de la intensidad del viento, de su duración y del su recorrido sobre la superficie del mar. De aquí que el oleaje continúe durante un cierto tiempo, aunque el viento que lo originó ya hubiera cesado. Durante la mayor parte del tiempo las olas "no se mueven", en otras palabras, no se trasladan, al ser un movimiento oscilatorio de las partículas del agua marina, que describen trayectorias circulares, de radio menor cuanto mayor es la profundidad a la que se encuentran, hasta que su movimiento cesa, por ello se denominan olas de oscilación. Por lo tanto, es el viento, como muy bien sabemos el que va haciendo derivar los materiales que flotan, los hidrocarburos entre otros, hasta acercarlos a la costa. Cuando las olas se van acercando a la costa, las partículas, que rotaban libremente según trayectorias circulares, en las partes más profundas de la zona afectada por el oleaje oscilatorio, comienzan a rozar con el fondo del mar y se retrasan respecto las que giran en órbitas más cercanas a la superficie. A partir de este 47 ARTÍCULO punto la ola comienza a "levantarse" aparece la cresta (zona de surf en la literatura anglosajona) y, finalmente, se desploma en la zona de rotura. Obviamente, se produce una gran liberación brusca de energía que es un agente erosivo de gran importancia. pueden resumir en la sucesión, dos veces al día, de subidas y bajadas del nivel de mar. Fundamentalmente por la acción de la atracción solilunar, aunque se reconoce también la influencia del efecto Coriolis. Las mareas no solamente alteran la posición relativa del nivel de base del oleaje sino que también inundan con agua marina zonas llanas de la interfase continental-marino, marismas s.l., que suelen ser de alta productividad biológica y de gran fragilidad e interés medioambiental. Las olas no se comportan de una manera caprichosa, ya que su paso de movimiento ondulatorio a traslación viene definido por un parámetro: la profundidad efectiva. Este es equivalente a la mitad de la longitud de onda del oleaje: la mitad de la distancia que separa dos crestas o dos valles sucesivos de olas de oscilación. Por debajo de esta profundidad, el roce de las partículas con el fondo, provoca que empiecen a describir órbitas ligeramente elípticas, y afectarán al fondo. Esta afección no es mala en sí, ya que transporta oxígeno y nutrientes, pero no impedirá que los contaminantes de densidad similar a la del agua, el chapapote p.e., no se quede estático, rodando y formando masas alargadas que atraparán animales que viven asociados al fondo marino (bentónicos) muchos de los cuales son objeto de interés económico. Cuando las olas se acercan a la costa, sufren un fenómeno que es realmente importante: la refracción del oleaje: la líneas del oleaje (crestas) tienden a colocarse paralelas a la línea de la costa. Esto explica que los cabos o promontorios son batidos por el oleaje por todos los lados y sometidos, por lo tanto, a una erosión mecánica muy importante. Por el contrario, los fondos de bahía se suelen irse rellenando por aportes de detríticos, que no son sino los aportes del oleaje casi paralelo a la línea de costa. Las mareas, aunque no merecen especial descripción, se 48 El oleaje es también responsable de dos tipos de corriente que afectan profundamente los depósitos costeros, en especial a las playas: las corrientes de deriva litoral: Figura 3. Formas generadas por acumulación de sedimentos en la zona de plataforma (Modificado de Nichols 2000). 1-crestas arenosas (sand ridges ); 2- cordones arenosos (sand ribbons)¸ 3- barras arenosas (sand waves). • Dado que el oleaje incidente es asimétrico, ya que la refracción no suele ser total, hay un transporte hacia tierra. • El oleaje, por sí mismo, provoca una elevación longitudinal del nivel del mar en la zona costera de playa y se crea una corriente de fondo que transporta material mar adentro. • Transporte hacia mar abierto de sedimento por oscilaciones infragravitatorias debidas a la asimetría del oleaje incidente. En cualquier caso el material no acumulado (erosionado) directamente en la zona de incidencia del oleaje va a seguir dos caminos: • Una parte del material se moverá longitudinalmente a lo largo de la playa por las corrientes de deriva debidas al oleaje. • Otra parte del material irá a parar a la parte sumergida de la playa, donde se acumulará formando barras, cuya posición será variable a lo largo del tiempo, aunque en general tenderá a migrar hacia tierra. Las costas Las costas son susceptibles de numerosas clasificaciones, según su contexto geológico, oceanográfico o geomorfológico (ver Gracia et al., 2000). Valga decir que la costa gallega, de acuerdo con la clasificación de Johnson (1919) sería una costa de hundimiento, en la que predomina la morfología de ría, denominación que coincide con la clasificación más reciente de Kelletat (1995). De acuerdo con la clasificación de Cotton (1952) sería una costa de región estable, con formas derivadas tanto de emersión previa como de hundimiento reciente. De acuerdo con Valentín (1952) sería una costa en retrocesoretrogradante en la zona de acantilados. Posteriormente Sephard (1976) daría una clasificación en las que las costas gallegas se incluirían en el grupo denominado de "costas primarias". De cualquier forma, las costas oceánicas de la Península Ibérica constituyen sistemas muy complejos en los que parece existir una sucesión de estadios evolutivos, generalmente bien reconocidos: • Un levantamiento relativo de la costa, con la exhuma- Figura 4. Fenómenos que se producen en la zona de batida del oleaje (Pedraza 2000). 1-no afectado por el oleaje; 2-trasporte por rodadura; 3- turbulencias y generación de ripples; 4-ciazalla paralela al lecho marino y laminación paralela en su caso; 5-erosión del fondo por cavitación, suspensión de nubes de area, sedimentación gradada; 6-cizalla paralela al fondo sobre material más grueso, en su caso laminación paralela. ción de rasas costeras previamente cubiertas por el mar. • Un hundimiento tardío debido a la transgresión del Flandriense (6.000 BP) que inundó valles fluviales preexistentes, propiciando la generación de las rías. La costa gallega, además, tiene numerosas peculiaridades, fundamentalmente ligadas a su desarrollo irregular, de forma que hay zonas rocosas sometidas a fuerte erosión mecánica por el oleaje (acantilados), mientras que hay fondos de bahía, sea cual sea su escala, en la que se produce acumulación de materiales clásticos. Tampoco hay que olvidar el desarrollo de zonas de marisma y las dunas de transplaya. En cualquier caso, hay que tener en cuenta que todos los ambientes descritos van a estar sometidos durante largo tiempo a una exposición variable, siempre importante, a la acción de los agentes contaminantes derivados del vertido del Prestige, que a continuación se pasará a describir. Dunas de transplaya Aunque los sistemas dunares no son parte dominante del sistema marino de la zona afecta por el vertido, no hay duda de su afección futura o presente. El trasiego de personas y residuos durante las operaciones de recogida de chapapote indudablemente ha afectado a la la geometría de los sistemas dunares, degradando la frágil cubierta biológica También habrá aportado por accidente, fragmentos de chapapote caídos. En el futuro habrá que esperar un aporte importante de clastos de chapapote, una vez que se solidifique más profundamente y se haga frágil, siendo, gracias a su baja densidad, transportado por el viento, hasta quedar retenido en trampas de sedimento en las zonas dunares. Marismas Si se entiende como tal el conjunto de marismas bajas (slikke), inundables con cualquier marea y marismas altas, que solamente se inundan en las mareas vivas (schorre), se trata de medios muy sensibles a la afección medioambiental. Si fueron previamente protegidas, habrán quedado protegidas de la llegada de contaminantes, aunque no hay que ignorar la posibilidad de que, conforme se vayan desprendiendo de las películas sobre roca, puedan alcanzarlas. ARTÍCULO ción y transporte de los materiales aportados por el oleaje, corrientes marinas y mareas. Existe una amplia serie de clasificaciones aunque aquí vamos a citar de forma rápida las clases definidas por Zenkovitch (1967): • Formas adosadas: playas, bermas y promontorios arenosos • Formas libres: flechas • Barreras • Formas de conexión playas barrera y tómbolos • Formas desconectadas: playas barrera, islas. Estas zonas habrán sufrido una enorme agresión por la llegada de chapapote y las labores de limpieza. Acantilados y zonas rocosas En zonas costeras rocosas aparecen dos formas dominantes: las plataformas de abrasión y los acantilados, ver figura 2. Las plataformas de abrasión se generan en la base de los acantilados, tras su retroceso por zapamiento. Los acantilados generalmente están sometidos a procesos de retroceso, bien por la acción mecánica del oleaje, bien por la meteorización, muy intensa sobre materiales graníticos en los que el oleaje y la bioerosión desagregan las capas superficiales de la roca, sobre la que se asientan numerosas comunidades biológicas y, actualmente, el chapapote. La acción de raspado de la película de hidrocarburos también arrastrará la capa superficial de roca meteorizada en la que, como se ha indicado, se asientan numerosas comunidades animales y vegetales. Formas subacuáticas Zonas arenosas emergidas Las zonas arenosas emergidas forman parte de los ambientes de acumulación, transi- Aunque las formas subacuáticas se caracterizan por ser efímeras, no pueden ser dejadas de tener en cuenta, toda vez 49 ARTÍCULO que actúan como reservorio o sumidero de sedimentos, es decir, se producirán lo que en geomorfología de denomina "reagrupamientos y estabilizaciones" es decir aparecerán formas de "acreción-agradación" en el sentido propuesto por Pedraza (1996). En este caso consideraremos al chapapote como un tipo más de sedimento, aunque de origen antrópico. del tiempo. Su migración estará ligada a las corrientes geostróficas, corrientes de marea, en mares de gran amplitud de marea, y de fondo durante episodios de tormenta. Estos procesos, aunque menos perceptibles, resultan de enorme importancia ya que pueden actuar como reservorio de sedimentos y, obviamente, de contaminantes, como es el chapapote, que podrá irse liberando lentamente conforme las formas, metaestables en cualquier caso, vayan migrando lentamente según las corrientes de la zona, o incluso de la época del año. Dado el carácter mixto de la costa gallega, donde coexisten condiciones meteorológicas en las que son frecuentes los episodios de tormenta y en la que, de acuerdo con la amplitud de las mareas, se dan condiciones mesomareales, se tendrá una superposición de corrientes debidas al oleaje y otras debidas a las mareas. Donde el carácter efímero de las formas se manifiesta de forma más palpable es en el área afectada por la batida del oleaje, figura 4. En esta zona se producirá una fuerte alteración de la morfología del fondo en la zona de rom- De forma general, las formas subacuáticas responden a dos entornos distintos: las que aparecen asociadas a la playa, es decir, las partes mas someras del fondo marino y las más profundas, por debajo del nivel de base del oleaje. En las zonas de fondo de playa habrá formas menores como ripples (rizaduras), megarripples (dunas) o fondos planos, según estados de energía creciente. En zonas más profundas de la zona infralitoral, figura 3, aparecerán trenes de barras litorales (acumulación) y surcos (erosión), en una disposición que los autores anglosajones denominan "ridge and runnel", seguidos hacia zonas más profundas por cordones arenosos (sand ribbons) y barras arenosas (sand waves). Unos apuntes sobre dinámica Las formas de gran tamaño que se desarrollan por debajo del nivel de base del oleaje no serán estables a lo largo 50 Figura 5. Relaciones entre nivel de base y ciclos mareales en la zona interlitoral (Duncan 1964). I- marea baja; II- punto medio del flujo de marea; III punto culminante del flujo de marea; IV-punto medio del reflujo de marea; V-marea baja. 1-nivel de base; 2-zona de efluente; 3-zona de infiltración; 4-acumulación; 5- excavación. pientes: se producirá una sobre-excavación. El material arrancado permanecerá suspendido corto tiempo y al caer podrá dar lugar a la aparición de sedimentación gradada (tempestitas). También aparecerán formas propias, si se trata de una tempestad (hummocky cross bedding). En el fondo se generarán turbulencias que darán lugar a la aparición de ondulaciones del lecho (ripples), de corta vida, y laminación paralela de alta energía, por esfuerzos de cizalla paralelos al perfil del fondo. Cuando se conjugan las acciones de subida y bajada de marea y el oleaje, se observa que existe un importante cambio morfológico diurno, que conlleva la excavación de surcos asociados a la rompiente, el cual, con las subidas y bajadas de la marea, se irá desplazando a lo largo del perfil trans- ARTÍCULO versal de la playa. Algo similar se producirá con las crestas de las barras efímeras generadas por la acumulación de sedimentos en la zona interlitoral. Si ahora se contempla el sistema playa desde un punto de vista de biorremediación, habrá que tener en cuenta también la compleja interrelación que se establece con el agua aportada por el sistema marea-oleaje y el agua subterránea propia de un medio extremadamente poroso, como es el de una playa arenosa, figura 5. El balance final de estos procesos se puede resumir en que el sistema playa pueda evolucionar hacia una pérdida de sedimento, algo que ocurre frecuentemente cuando se interrumpen las corrientes litorales de deriva mediante espigones incontrolados. También puede ocurrir que la playa tenga una ganancia de sedimentos, que puede estar condicionada por su posición topográfica-fondo de bahía, o por la acción de espigones de retención de sedimentos. Como ejemplo de pérdidas y ganancias de sedimentos en una playa, se incluye en la figura 6, la evolución de una playa oceánica como la de Las Canteras en Gran Canaria (Alonso et. al. 2000) donde se describe la tendencia general de la playa, aunque es especialmente notable el valor del rango de variación de las tasas de erosión/acumulación, que alcanzan volúmenes de más de 70.000 m3. Pero no solamente es un sistema dinámico en orden al transporte de sedimentos, sino que también lo es desde un punto de vista hidrogeológico. En la figura 6 se observa detalladamente el sistema, se puede apreciar que hay periodos en los que el agua subterránea tiene carácter efluyente al ascender; en otros momentos predomina un ré- Figura 6. Variaciones plurianuales de volumen de sedimentos en la playa de Las Canteras, Gran Canario (tomado de Alonso et al. 2000). gimen influente ya que el agua marina superficial se infiltra, modificando el contorno del nivel de base. Este aspecto es muy importante ya que asegura un aporte bidiurnal de oxígeno nutrientes (aportados en su caso), aunque en zonas topográficas algo distintas. Conclusiones Los sistemas marinos y costeros muestran una dinámica cambiante difícil, posiblemente imposible de predecir. Cualquier intento de limpieza, en su caso biorremediación, deberá realizarse tomando en cuenta su idiosincrasia específica. Además, no se ha de olvidar que el uso de reactivos/abonos podrá afectar negativamente a la fauna intersticial, que deberá ser controlada. Referencias Alonso, I.; Vilas, F. y Alcantará-Carrió, J. (2000) Importancia de la escala temporal en estudios de dinámica litoral (2000). de Andrés, J.R. y Gracia F.J. Gracia eds. Geomorfología litoral, procesos activos. Instituto Geológico Tecnológico GeoMinero de España, Ministerio de Ciencia y Tecnología. 31-43. Cotton, C.A. (1952) Criteria for the classification of coasts, 17th Int. Geogr. Congr. Abs. Paper 15. Duncan, J.R. (1964) The effects of water table and tidal cycles on swash-backwash sediment distribution and beach profile development. Marine Geol,2: 186-197. Gracia, F.J.; Benavente, J. y Anfuso, G. (2000). Clasificación de costas y ambientes litorales en (de Andrés, J.R. y Gracia, F.J. Gracia eds). Geomorfología litoral, procesos activos. Instituto Geológico Tecnológico GeoMinero de España, Ministerio de Ciencia y Tecnología. 13-30. Heezen, B.Z.; Hollister, D.C. y Ruddiman, W.F. (1966) Shaping if the continental rise by deep geostrophic currents. Science 152, 502508. Johnson, D.W. (1919) Shore processes and shoreline development. John Wiley & sons N.Y. 584pp. Kelletat, D.H. (1995) Atlas of coastal geomorphology and zonality. J. Coastal Research Spec. Iss. 13. Fort Lauderdale, Florida. 286pp. Nichols, G. (1999). Sedimentology and Stratigraphy. Blackwell Science Ltd 355 pp. McLane, M. (1995). Sedimentology Oxford University Press 423 pp. Seco, M.; Andrés, O. y Ramos, G. (1999) Diccionario del español actual Aguilar 2V. Sephard, F.P. (1976) Coastal classification and changing coastlines. Geosciences and Man, 14: 53-64. Valentin, H. (1952) Die küsten der Erde Petermannns Geographische Mitteilungen, 246: 1-1118. Zenkovichhh, Vp.P (1967) Processes of Coastal Development. Oliver and Boyd 378 pp. 51 ARTÍCULO Bases para una valoración de riesgo ambiental del derrame del Prestige La Voz de Galicia Esta valoración implica conocer los efectos o alteraciones, a corto, medio y largo plazo, que va a ocasionar ese vertido, sobre los organismos vivos y sus hábitats. Al valorar el riesgo ambiental del derrame, tratamos de valorar el grado de implicación que tiene una agresión como ésta, sobre los seres vivos que conforman el medio donde el derrame se ha producido. Además, el resultado debería de poder utilizarse como mecanismo de gestión ambiental. Usando este procedimiento intentamos, mediante un planteamiento científico, ofrecer una información técnica que puede utilizarse como punto de partida para actuaciones diversas que tengan como objetivo paliar los efectos de la agresión. 52 This assessment implies to know the effects of the oil spill on the organisms and their habitat in short to long periods. When assessing the environmental risk of the spill, we try to evaluate the degree of implication of an aggression like this on the alive beings that conform the environment where the spill took place. Likewise, the result should be able to be used as a mechanism of environmental management. Using this procedure we attempt, by means of a scientific position, to offer technical information that can be used as a starting point for diverse performances which objective is to palliate the effects of the aggression. Labores de limpieza en Cabo Touriñán, dificultadas por el fuerto viento, las condiciones del mar y la dispersión del fuel. A. de la Torre Dr. en Ciencias Biológicas M. Carballo Dr. en Ciencias Biológicas M. J. Muñoz Dr. en Ciencias Biológicas CISA-INIA Consideraciones principales El riesgo medioambiental implica la consideración de tres factores que condicionan que exista riesgo y que son: 1. las características del agente que se introduce en el medioambiente, 2. su capacidad por alcanzar un receptor biológico y 3. el daño que sea capaz de ejercer en él. Traducido al caso que nos ocupa, la consideración de estos tres factores supone, que para poder valorar el riesgo de un vertido que se ha producido en el mar, deberemos conocer: La toxicidad de ese vertido, la migración que experimenta según las características del medio, la exposición a la que van a verse sometidos los organismos y, como consecuencia, el efecto que produce en cada uno de ellos. El riesgo medioambiental asume que no puede producirse daño en el medioambiente si no existe algún agente con capacidad de producirlo, si dicho agente no tiene posibilidad de exponerse a un receptor biológico y, por último, si considerando que existe dicha exposición, ésta no se traduce en un efecto. En nuestro caso, y siguiendo este esquema básico, si queremos conocer el riesgo ambiental del derrame de petróleo en el medio donde se ha vertido, tenemos que conocer: A la vista de la información que se necesita para valorar adecuadamente el riesgo de este derrame, está claro que este trabajo puede llegar a ser tan exhaustivo que requiera más tiempo del que se dispone para una toma de decisiones sobre aspectos tan importantes como por ejemplo: conocer la gravedad del problema, conocer las impli- Sobre las características del vertido La caracterización química de la muestra obtenida mediante homogenización de los tanques del buque y procesada por el CSIC (Instituto de Investigaciones Químicas y Ambientales de Barcelona), puede servir de punto de partida para conocer los componentes del fuel. A este respecto destacamos que los porcentajes de aparición de compuestos son los siguientes: ARTÍCULO La Voz de Galicia • La composición del vertido, para lo cual deberá hacerse una caracterización química de la mezcla. • Las características del vertido, fundamentalmente la toxicidad del vertido, para lo cual se aconseja, en principio, realizar una valoración mediante una búsqueda e interpretación de información toxicológica procedente de los bancos de datos actualmente disponibles. • La migración o transporte que experimentan los componentes del petróleo, de acuerdo no sólo a sus propiedades físico-químicas sino también a las condiciones del medio. Para ello, buscaremos entre las propiedades físico-químicas de los compuestos, aquellas que van a condicionar su biodisponibilidad como son: el coeficiente de solubilidad, el de lipofilia, su peso molecular, etc. Necesitaremos saber cuales son las condiciones del medio que van a aumentar o disminuir esa biodisponibilidad como p.e.: presencia de materia particulada, en suspensión o sedimentable, la intensidad lumínica, la temperatura en la columna de agua, etc. • El daño que va a producir la mezcla o sus componentes, en los niveles de organización del ecosistema. Esto se debe de traducir en la valoración de los efectos sobre los individuos, las poblaciones, comunidades, sus relaciones y sobre la estructura y función del ecosistema. • Hidrocarburos saturados: 19 % • Hidrocarburos aromáticos: 46,4 % • Resinas y asfaltenos: 34,7 % Aguiño Un grupo de mariscadores de Aguiño recogen fuel en la zona de Sagres. caciones sanitario-ambientales, las implicaciones ecológicas y el futuro de los recursos pesqueros, entre otros. Por tanto, un abordaje coherente con la gravedad de una situación como ésta, que requiere tomar conciencia cuanto antes, debe de considerar un abordaje que, teniendo en cuenta todo lo que hemos comentado, seleccione aspectos que puedan suministrar una información del daño a corto plazo, medio plazo y largo plazo. Veamos que es lo que se debería hacer inicialmente, asumiendo desde el principio los factores que condicionan cualquier situación de riesgo. Estos son: 1. Estado del medio ambiente. 2. Receptores biológicos potenciales. 3. Características del vertido. 4. Dinámica del vertido: Comportamiento y transporte . 5. Vías de exposición de los receptores a los agentes tóxicos. 6. Mecanismos de toxicidad de los agentes tóxicos en el receptor. 7. Parámetros de expresión del efecto adverso en el receptor. Resaltamos a continuación algunos de estos factores: De la caracterización analítica del vertido del Prestige, se observa que la fracción de hidrocarburos aromáticos es la fracción mayoritaria. En este grupo destacan los denominados hidrocarburos aromáticos policíclicos (PAHs), muchos de los cuales son relevantes desde el punto de vista ambiental ya que sus características de toxicidad, persistencia y bioacumulación, hacen que representen un riesgo biológico para los organismos que puedan verse expuestos. Este grupo comprende una gran cantidad de compuestos cuya molécula está constituida por anillos de benceno y su variabilidad estructural se refiere al número de anillos y a su disposición. Desde el punto de vista ecotoxicológico parece ser que los que resultan relevantes son aquellos que presentan entre dos a cinco anillos, estando incluidos 16 de ellos en la Lista de Compuestos Prioritarios de la Agencia de Protección Ambiental Americana (US.EPA, 1984), de la Organización Mundial de la Salud (WHO) y de la Unión Europea (Diario Oficial de las Comunidades Europeas, 2001), precisamente por sus características de peligrosidad. 53 ARTÍCULO Otras características generales de estos compuestos se refieren a su baja solubilidad en agua y presión de vapor, y a su fuerte afinidad para adsorberse a las superficies. Sin embargo, existen diferencias entre unos y otros compuestos, si bien se puede observar ciertas tendencias; por ejemplo: • A mayor peso molecular del compuesto, menor es la solubilidad en agua, o viceversa. Es decir, compuestos como el naftaleno o acenafteno, con bajos p.m., bien podrían encontrarse en agua en concentraciones tóxicas. Moléculas con estructuras lineales tales como el naftaleno y antraceno, son menos solubles que los que disponen de estructuras angulares como el criseno o fenantreno. • Las moléculas aromáticas con sustitución alkil, disponen de baja solubilidad en agua. Dinámica de los compuestos a partir del derrame Cuando se produce un derrame, los PAHs del petróleo tendrán una dinámica variable. Aquellos que dispongan de un Coeficiente de Henry por encima de 1 x 10 –4 (p.e. naftaleno, pireno) tendrán más tendencia a volatilizarse, y permanecerán, por tanto, menos tiempo en la superficie. Aquellos que sean más sensibles a la fotolisis como el fenantreno y fluoranteno, se degradarán más rápidamente si se encuentran en la superficie por algún tiempo. Los PAHs con mayor solubilidad se incorporarán a la columna de agua y, podrán ser absorbidos por los organismo del medio dependiendo, entre otros factores, de su p.m., su tamaño molecular, etc. p.e. el naftaleno con un p.m. de 128,19 gramos presenta una solubilidad de 31 mg/L. Sin embargo, como hemos dicho, estos compuestos presentan, en general, una gran capacidad para adsorberse a las superficies de la materia particu- 54 PERSISTENCIA • La persistencia es el factor que define la velocidad de degradación de un compuesto en el medio y por tanto la probabilidad que exista mayor o menor exposición a los seres vivos y que produzcan más o menos daño. • La degradación se puede producir por factores abióticos (hidrólisis, fotolisis, etc.) o bióticos (degradación microbiana en aerobiosis y/o anaerobiosis). • La biodegradación aerobia descrita para varios compuestos requiere la aclimatación previa de los microorganismos del medio a estos compuestos. Ante un vertido accidental esta situación no ocurre de forma inmediata, por lo que no se ve favorecida la degradación de estos compuestos. BIOACUMULACIÓN • Se produce la acumulación de un compuesto en los tejidos de un organismo cuando la ingestión es más rápida que la suma de degradación y de eliminación. La facilidad de acumulación de una sustancia en un organismo viene definida por el potencial de bioconcentración (BCF). • Las características estructurales importantes que presentan estos compuestos y que determinan la bioacumulación son: * Estructuras aromáticas sustituidas en los dobles enlaces * Lipofilia mediana a alta (2,7 < log Pow <6) * Solubilidad en agua baja (<1 mg/l) * Peso molecular de mediano a alto (de 100 a 500) * Diámetro de la molécula no demasiado alto (Limite 9,5 A) * Baja degradabilidad • El BCF solo considera la exposición vía agua y se basa en ensayos de laboratorio. Expresa la relación que se establece entre la concentración en tejido y la encontrada en agua. Se expresa en unidades de mL por gramo de peso corporal. • El factor de bioconcentracion indicará cuantas veces una sustancia se acumula en un organismo vivo, respecto al medio en el que se encuentra. Cuando el valor de BCF es de 102 se considera de importancia. El factor de bioconcentración para los PAHs considerados, se ha descrito entre 103 y 104, es decir, presentan una capacidad media alta de bioacumularse. Los compuestos con mayor BCF, son los que presentan mayor lipofilicidad y menor hidrosolubilidad. • Adicionalmente a esta capacidad de bioacumularse hay que considerar que ciertos PAHs se pueden metabolizar, aunque no todas las especies presentan esta capacidad. Esta se ha descrito en algunos invertebrados, como ciertos poliquetos, y en algunos vertebrados, como peces y aves. Los sistemas enzimáticos hepáticos, sistema de oxigenasas de función mixta, citocromos P450, son las enzimas que juegan un papel decisivo en la oxidación de éstas y otras sustancias xenobióticas. La eficacia de la actuación de estos enzimas es mayor para los compuestos de cadena larga. BIOMAGNIFICACIÓN • Este termino describe la amplificación que toma un contaminante por vía alimenticia respecto a su presa y representa la transferencia de contaminante de un nivel a otro, en la cadena trófica. Tabla 1. Algunas características relevantes que influyen en la dinámica de los compuestos en el medio. lada. Coeficientes Koc mayores de 104 están presentes en todos los PAHs. Así pues, la posibilidad de que se incorporen a la materia orgánica, que es alimento básico de los organismos que sustentan el medio marino, y con ello que pasen a formar parte de la red alimenticia, será muy grande. Además, habrá que contar con que su factor de bioconcentracción (BCF) es también elevado. Si nos fijamos en los BCFs de los PAHs, por regla general superiores a 100, habrá que considerar que el potencial de bioacumularse en organismos vivos es muy alto. grasa (blubber) de mamíferos marinos. Así, se han detectado mayores niveles en animales cuya alimentación se basa en peces y cefalópodos, que en los que se alimentan exclusivamente de macroplancton, los cuales se verán involucrados sólo ante episodios que se produzcan en corto periodo de tiempo. Estos compuestos serán fundamentalmente los de bajo peso molecular y cadena corta (2-4 anillos), como naftaleno, acenafteno, fluoranteno y fenantreno, por su mayor biodisponibilidad, su capacidad de bioacumulación y su escasa degradación. A largo plazo, estos compuestos podrán acumularse progresivamente en la cadena trófica. Así, los predadores son los que presentarán mayor concentración Por ello no es raro encontrar determinados PAHs en la Por otra parte, los compuestos más pesados que son menos solubles, van a poder sedimentarse, y en su movilidad a través de la columna de agua, podrán afectar a organismos pelágicos en la medida que sus caracterís- Dentro de este grupo está el naftaleno, el compuesto más relevante (CL50 24h crustáceos =6,5–15 mg/L; CL50 96h peces=6,08 mg/L). La toxicidad aguda puede incrementarse en los compuestos que tienen hasta 4-5 anillos. Así, el benzo(a)antraceno presenta una CL50 96h para Daphnia pulex de 0,01 mg/l –es decir, es muy tóxico– sin embargo, su baja solubilidad y gran absorción hace improbable que puedan alcanzar en el agua estas concentraciones agudas, menos cuando hay derrames de petróleo. La toxicidad aguda disminuye en los compuestos con más de 5 anillos. No hay que descartar las sinergias que se pueden establecer entre los distintos componentes de un crudo determinado, que pueden incrementar su toxicidad aguda. Así, la valoración de la fracción soluble de un crudo, rico en compuestos de bajo peso molecular, puede producir CL50 de 0,9 mg/l. Toxicidad crónica. Toxicidad a largo plazo No se conocen muy bien los efectos de cronicidad con respecto a la alteración del crecimiento, reproducción, supervivencia, etc. que marcan los efectos a largo plazo. Sin embargo, la mayor preocupación de estos compuestos se refiere a su potencial cancerígeno, en general favorecido con las estructuras de 4, 5 y 6 anillos, y con estructuras angulares. Destaca, entre ellos el benzo(a)pireno. Es bien conocido el potencial neoplásico favorecido por estos com- Todas estas consideraciones habría que hacerlas también extensibles al hábitat costero, donde el vertido llega en sucesivos episodios. Toxicidad puestos. Sin embargo, otros efectos a largo plazo a tener en cuenta son su potencial inmunotóxico, que daña el sistema inmune, o la respuesta de los organismos (peces y mamíferos) frente a agentes patógenos, y su potencial como disruptores endocrinos. Así, se consideran con actividad anti-estrogénica: el acenafteno, benzo(a)antraceno, benzo(a)pireno y dibenzo (a,h) antraceno. Otros dismunuyen los niveles de hormonas sexuales en sangre (testosterona y estradiol) y también pueden afectar a la viabilidad del esperma y reducir el numero de huevos. Muchos de estos compuestos son genotóxicos (efectos cancerígenos y mutagénicos) (NRCC, 1983). ARTÍCULO ticas lo permitan (Koc, Kow, p m., etc.), pero también se depositarán en el fondo, formando manchas más o menos consistentes, las cuales, dependiendo de su tamaño, podrán ser más o menos inertes o, por el contrario, podrán incorporarse a los organismos bentónicos. La medida por la cual puedan permanecer como reservorio en el fondo durante años o décadas, va a depender de las condiciones del medio a esa profundidad, que serán las que marquen la baja o alta biodisponibilidad para los organismos del nivel trófico detritívoro y en general para los organismos bentónicos. La biodegradación –si se produce- es muy lenta en los sedimentos, debido a las condiciones anóxicas que rigen en estas profundidades. Pero siempre habrá que tener en cuenta que los compuestos depositados pueden ser movilizados de nuevo a la columna de agua, cuando un cambio de condiciones lo favorezcan. Los organismos acuáticos, cuyo ciclo vital, o parte de él, esté en relación con los sedimentos, son los que tendrán una posibilidad de exposición mayor a estos compuestos por diferentes rutas, como, p.e., por contacto directo con el sedimento, respiración del agua intersticial, ingestión de sedimento, alimentación de invertebrados contaminados, etc. Valoración de riesgo A la vista de esta información, sabemos que el riesgo a corto plazo, está asociado fundamentalmente a la fracción hidrosoluble del vertido, por su inmediata biodisponibilidad para los organismos del medio. Si queremos realizar una cuantificación de este riesgo, podemos emplear los esquemas tradicionales de valoración de riesgo ecológico de la Unión Europea, que están basados en la comparación de la concentración del contaminante en el medio (PEC), con la concentración "umbral" que se considera segura para los organismos vivos (PNEC). La primera podemos estimarla a partir de los datos de monitorización disponibles, mientras que la segunda puede ser derivada de los datos de ecotoxicidad. Toxicidad aguda Sabón Pequeñas bolitas de fuel se confunden entre las algas. La Voz de Galicia La toxicidad aguda de los hidrocarburos está en relación a la riqueza que presenta en componentes de bajo peso molecular. Esta peligrosidad se debe a que estos compuestos son los que presentan las CL50 menores, mayor solubilidad, menor lipofilia y menor adsorción. 55 ARTÍCULO Sin embargo, el abordaje de la valoración de riesgo a medio y largo plazo es bastante más complicado, debido fundamentalmente a la falta de información existente. El Comité Científico de la UE identifica a este respecto, los siguientes puntos críticos (CSTEE, 2002): • Los datos de biodegradación y persistencia, necesarios para el cálculo de las PEC en el medio, responden a una realidad más próxima al medio dulceacuícola, puesto que se han desarrollado en experimentos de laboratorio que contemplaban ese medio. Ante la necesidad de disponer de estos datos, deberían revisarse y adaptarse los protocolos de ensayo a las condiciones específicas de aguas salobres, como por ejemplo las especies de microorganismos que intervienen en el proceso de degradación o las cinéticas de degradación marinas. Además, la estimación de la concentración del contaminante en el medio (PEC) sólo tiene en cuenta la concentración del contaminante disuelto en la columna de agua, pero no la fracción presente en el sedimento o la asociada a la materia particulada. Para que esta valoración fuera realista debería considerar los diferentes compartimentos del medio marino y desarrollar modelos específicos para predecir el transporte e intercambio de concentración de los contaminantes. • Los datos de bioacumulación y biomagnificación, necesarios para estimar la PEC por alimento, no son suficientemente representativos. Ante la necesidad de disponer de estos datos, deberían considerarse más niveles tróficos, hasta 4, e incluir niveles organizativos inferiores (invertebrados), dada la gran relevancia que esta vía de exposición representa para los grandes predadores. • Los datos de ecotoxicidad en organismos marinos son 56 bastante escasos. Además, actualmente existen diferentes opiniones sobre cómo derivar la PNEC a partir de estos datos. • Los datos de toxicidad en mamíferos marinos son prácticamente inexistentes. Su extrapolación a partir de ensayos de laboratorio en vertebrados requiere una revisión y estudio previos debido a las grandes diferencias fisiológicas y de otra índole, existentes entre ellos. Como conclusión a los déficits planteados, la Unión Europea señala la gran necesidad de generar información y desarrollar y validar métodos y modelos científicos aplicables a las casuísticas especiales del medio marino. Así mismo, recomienda que este desarrollo considere dos escenarios característicos: • un medio costero, donde prime la valoración de tres niveles tróficos (algas, invertebrados y peces) expuestos a través de agua y sedimento; • y el mar abierto, donde el efecto de dilución es aún mayor, por lo que la valoración de riesgo debe estar basada en la vía de exposición más representativa: el riesgo para grandes predadores a través del alimento. Aunque la realidad, hoy por hoy, es que la valoración de riesgo marino no puede ser aplicada como una herramienta de gestión, es nuestra obligación plantearnos cuáles son los déficits existes y qué información deberíamos obtener DIARIO OFICIAL DE LAS COMUNIDADES EUROPEAS, 2001 • • • • • • • Naftaleno Fluoranteno Benzo-a-pireno Benzo-b-fluoranteno Benzo-g,h,i-perileno Benzo-k-fluoroanteno Pindeno-1,2,3,cd-pireno Tabla 2. PAHs incluidos en la lista de sustancias prioritarias de la UE. del suceso sufrido, para implementarlos. Esta información se refiere fundamentalmente a: • Conocer la degradación, adsorción y bioacumulación real de estos contaminantes en el medio marino. • Conocer la dinámica de los contaminantes, es decir, las tasas de transporte desde la zona de vertido a la costa, así como la capacidad de recirculación del contaminante entre la columna de agua y el sedimento marino o materia en suspensión, tanto en la zona litoral como en mar abierto. • Conocer los efectos agudos y crónicos del vertido, utilizando especies representativas del medio de estudio para los distintos niveles tróficos. Conclusiones Por ello, el abordaje que deberíamos plantearnos después de estas consideraciones debería ir encaminado hacia la realización de un buen estudio de control y seguimiento, haciendo hincapié en las peculiaridades de nuestros hábitats, y en los procesos específicos de arrastre, transporte, sedimentación y transformación de contaminantes, en especial los producidos por las situaciones específicas que han rodeado el episodio que tratamos y que se refiere a la "corriente de navidad". También se deberá de tener en cuenta la diversidad y singularidad ecológica de nuestros hábitat y, en especial, la trascendencia en las especies de pesquerías. La base de un abordaje que sirviera para cumplir el objetivo principal del estudio: la valoración ambiental del vertido del prestige, debería constituirse a través de una reflexión sobre la selección de los parámetros a estudiar, tanto bióticos como abióticos, representativos del medio de estudio y capaces de responder a los interrogantes que hemos planteado. Se presenta una breve introducción a la metodología de evaluación de riesgos ambientales como instrumento de caracterización de emplazamientos contaminados y de toma de decisiones en la gestión del riesgo. Se exponen, adicionalmente, la filosofía y los principios operativos de cada una de las fases de una evaluación de riesgos ambientales y se incluyen referencias a los principales documentos guía utilizados en la actualidad. Introducción El concepto de contaminación química implica que, para una situación determinada, se produce la superación de un nivel de concentración de un elemento o una sustancia. Este valor límite suele establecerse, bien como aquél por encima del cual las concentraciones presentes no serían probables sin la contribución de actividades antrópicas (es decir, se supera significativamente el nivel de fondo natural de la zona), bien como aquél del cual podrían derivarse A brief introduction to the process of environmental risk assessment, as a tool for contaminated - site characterization and risk m a n a g e m e n t , i s h e re i n p re s e n t e d . T h e g e n e r a l idea and operational approaches relevant to each phase of an environment a l r i s k a s s e s s m e n t a re discussed, and the main s o u rc e s o f i n f o r m a t i o n pertaining to this topic are provided. efectos negativos para la salud de las personas o para los ecosistemas. El primer enfoque no tiene aplicación para productos sintéticos, que, exceptuando las concentraciones residuales de productos persistentes acumulados en el medio natural desde el comienzo de su producción y utilización, no existen en la naturaleza. Tampoco se definen niveles de fondo operativos para los contaminantes orgánicos no sintéticos, fundamentalmente los hidrocarburos del petróleo, debido a que, fuera de zonas de Figura 1. Etapas de la evaluación de riesgos ambientales y productos de cada una de ellas. ARTÍCULO La evaluación de riesgos ambientales Eduardo de Miguel Dr. Ingeniero de Minas Profesor Titular Grupo de Geoquímica Ambiental E.T.S.I. de Minas de Madrid aparición específicas y puntuales (indicios superficiales, como pantanos de asfalto), sus concentraciones en el medio natural no alterado son muy bajas o inexistentes. El segundo enfoque, centrado en la promoción de efectos, lleva aparejada la necesidad de analizar el riesgo que para un receptor supone una situación particular o genérica de exposición al elemento o sustancia tóxica, así como de acordar cuándo dicho riesgo se considera inadmisible. El examen científico y técnico de la naturaleza y magnitud de este riesgo para las personas y otros receptores se denomina Evaluación de Riesgos Ambientales. En este contexto, se acepta que la aparición de riesgo implica el encadenamiento necesario de tres factores: la existencia de un elemento o sustancia tóxica ("peligro"), la presencia de un receptor sensible a dicho peligro y la posibilidad de migración del contaminante hasta un punto de contacto con el receptor ("exposición"). Cuando se cumplen las premisas anteriores, el riesgo que una situación supone puede llegar a ser inaceptable, en función de la potencia tóxica de la sustancia dañina y de la magnitud de la exposición. Identificación de peligros Evaluación toxicológica Factor de potencia Dosis de Referencia Evaluación de la exposición Caracterización del riesgo Riesgo para el individuo Concentraciones objetivo Concentraciones Dosis Esquema de la evaluación de riesgos para la salud humana La evaluación de riesgos para la salud humana persigue determinar la probabilidad de aparición de consecuencias adversas para la salud humana (y las incertidumbres asociadas a las mismas) provocadas por la presencia de uno o varios 57 ARTÍCULO contaminantes en un emplazamiento. La metodología de evaluación del riesgo para receptores humanos puede esquematizarse en cuatro fases: identificación de peligros (o formulación del problema), evaluación toxicológica, evaluación de la exposición y caracterización del riesgo (Figura 1). La primera etapa consiste en la formulación del problema, en función de la naturaleza y alcance de la contaminación de los medios naturales y de las zonas potencialmente afectadas. Se persigue identificar el catálogo de sustancias tóxicas presentes en el emplazamiento investigado, las poblaciones que podrían verse expuestas a las mismas, así como la existencia de posibles vías de migración de dichos contaminantes desde la fuente hasta los puntos de exposición para los receptores identificados. La evaluación toxicológica tiene por objetivo caracterizar cuantitativamente la potencia tóxica de los contaminantes hallados. Los productos finales de esta etapa son valores numéricos ("factor de pendiente" o "potencia cancerígena", para sustancias carcinogénicas, y "dosis de referencia", para contaminantes no-cancerígenos) obtenidos a partir de datos epidemiológicos y ensayos con organismos, o, incluso, ensayos in vitro y relaciones es- Fuente primaria Vertido de hidrocarburos en superficie 58 Mecanismo de salida Figura 2. Ejemplo de Modelo Conceptual para exposición en escenario residencial fuera de la zona fuente, constituida por suelo superficial contaminado por vertidos de hidrocarburos del petróleo. Se supone que el abastecimiento de agua potable y sanitaria se realiza mediante un pozo de captación de aguas subterráneas (∑ = vía de exposición completa). Fuente secundaria tructura-actividad. En paralelo a la etapa anterior, la evaluación de la exposición busca establecer las dosis diarias de exposición para los receptores potenciales a partir de la determinación, bien por medidas directas, bien mediante estimaciones resultantes de un código de simulación ("fate and transport models"), de las concentraciones de los contaminantes en cada uno de los medios y para cada una de las rutas de exposición contemplados en el modelo conceptual planteado para el emplazamiento. Finalmente, la etapa de caracterización del riesgo consiste en la combinación de la información toxicológica referente a los contaminantes presentes y de la información relativa a las dosis de exposición de los receptores potencialmente afectados, para alcanzar una estimación cuantitativa del riesgo que supone la situación analizada. Si, una vez evaluada la incertidumbre asociada a la estimación numérica del riesgo, se determina que el nivel del mismo es inaceptable deben ponerse en marcha herramientas de gestión del riesgo identificado (eliminación de la fuente, aislamiento, inmovilización, tratamiento, etc.), las cuales toman en consideración la información proporcionada por las distintas etapas de la metodología expuesta previamente. En particular, el cálculo Mecanismo de salida Medio/mecanismo de transporte inverso al descrito para la fase de caracterización del riesgo permite determinar las "concentraciones objetivo" que deberían alcanzarse en un proceso de depuración para reducir los niveles de riesgo hasta valores aceptables. Identificación de peligros / formulación del problema La primera fase de la evaluación del riesgo ambiental acomete la investigación de las propiedades físico-químicas y toxicológicas de los contaminantes potencialmente presentes en el emplazamiento y de las características físicas (climáticas, geológicas, hidrogeológicas, edafológicas, etc.) y de uso del terreno del mismo, así como de las actividades humanas que tienen o pueden tener lugar y de los grupos de población potencialmente afectados, con especial atención a aquellos factores que puedan influir en la exposición y en la sensibilidad a los agentes tóxicos. Los dos productos más relevantes de esta etapa de la evaluación del riesgo son la relación de contaminantes de (potencial) interés (CO(P)Cs, Contaminants of (Potential) Concern) y el modelo conceptual del emplazamiento (CSM, Conceptual Site Model). La relación de contaminantes de (potencial) interés recoge todos aquellos agentes conta- Fuente terciaria Ruta de exposición Receptor potencial Residente Off site Ingestión Inhalación C. dérmico • Ingestión Inhalación C. dérmico • • • Aire Ingestión Inhalación C. dérmico • Aire Ingestión Inhalación C. dérmico • Escorrentía superficial Aguas superficiales Precolación lixiviación Suelos Sub-superficiales Volatilización Resuspensión Lixiviación Flujo de aguas subterráneas Agua potable y sanitaria Un modelo conceptual del emplazamiento (CSM, Conceptual Site Model) es una representación esquemática de las áreas fuente del contaminante, los mecanismos de liberación del mismo, los medios de transporte, potenciales rutas de exposición y receptores potenciales (Figura 2). Sólo las vías de exposición que, según el modelo, sean completas serán posteriormente consideradas en el proceso de evaluación del riesgo. Para que una vía ARTÍCULO minantes que serán incluidos en las fases posteriores de la evaluación del riesgo (evaluación de la relación dosis respuesta y de la exposición). Aunque los criterios específicos para la consideración o no de una sustancia como COPC varían de una agencia medioambiental a otra, muchas de ellas coinciden en algunos principios generales: Las sustancias que, en el proceso de adquisición de datos, se encuentran por debajo del límite de detección de un método aprobado por las autoridades correspondientes se consideran ausentes del emplazamiento y se excluyen, por tanto, del catálogo de COPCs. Se incluyen todos los compuestos que superan los niveles genéricos (establecidos a partir de criterios de riesgo), y se evalúan todas las sustancias clasificadas como probables cancerígenos en humanos y aquellas para las que no se ha establecido un umbral en cuanto a sus efectos sobre la salud humana. También se evalúan los compuestos bioacumulables que, además, son persistentes y tóxicos, así como los productos de degradación de sustancias que pueden transformarse en compuestos tóxicos. Bajo determinadas consideraciones, los contaminantes que superen sus valores de fondo naturales pasan a formar parte de la relación de contaminantes de potencial interés. Figura 3. Distribución de riesgos individuales resultante de una Evaluación Probabilística del Riesgo, en la cual la frecuencia de la exposición se ha caracterizado mediante una distribución triangular, y la tasa de ingestión y el peso corporal mediante dos distribuciones log-normales. de exposición sea completa debe incluir necesariamente los siguientes elementos: una fuente de contaminante y un mecanismo de salida o liberación del mismo, un medio de transporte o de contacto, un punto de exposición donde el receptor pueda entrar en contacto con el medio contaminado; y una ruta de exposición (o ingesta). En caso de ausencia de alguno de estos elementos, la vía se considera incompleta y se descarta la posibilidad de riesgo para la misma (para situaciones de exposición al contaminante exclusivamente en la zona fuente - por ejemplo, trabajadores en el área contaminada o visitantes de la misma – el punto de exposición coincide con la localización de la fuente de contaminación y no se consideran vías de migración en el modelo: exposición on site). Evaluación toxicológica Una sustancia tóxica es aquella que es dañina para los organismos vivos debido a sus efectos perjudiciales sobre tejidos, órganos o procesos biológicos (Manahan, 1994). Estos efectos son función del grado de exposición o dosis del agente tóxico, y el daño que eventualmente se produzca dependerá, además, de la capacidad del organismo expuesto para absorber (a través de la piel, el sistema respiratorio, el tracto gastrointestinal, etc.), distribuir, acumular, degradar y eliminar (en orina, heces y bilis, acompañando al sudor, la leche materna, etc.) la sustancia peligrosa. La evaluación toxicológica arranca desde la fase de identificación de peligros, en la cual se pretende determinar la naturaleza de los posibles efectos adversos en los receptores por exposición a los agentes químicos presentes, y prosigue con la evaluación de la "relación dosis-respuesta": la relación entre la magnitud de la exposición y el incremento de la probabilidad de aparición o de la seriedad de los efectos dañinos previamente especificados (Ontario Ministry of Environment and Energy, 1996; U.S. Environmental Protection Agency, 1989b). Esta relación dosis-respuesta se evalúa para cada una de las tres rutas de exposición que se toman en consideración (ingestión oral, inhalación y contacto dérmico) y, a efectos de su expresión numérica, las sustancias tóxicas se dividen en dos grandes categorías: contaminantes cancerígenos y contaminantes no cancerígenos (es importante señalar que una misma sus- 59 actualiza la base IRIS, Integrated Risk Information System, (U.S. Environmental Protection Agency, 2003), que sirve como primera referencia para las evaluaciones de riesgos ambientales en los Estados Unidos. Información similar o complementaria puede consultarse en otros departamentos de la propia U.S. EPA, como las Health Effects Assessment Summary Tables, HEAST, o en las bases de datos compiladas por otras agencias, como la Agency for Toxic Substances and Disease Registry, ATSDR (Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 2002). En el caso de las sustancias tóxicas no cancerígenas, se admite que existe un rango de magnitudes de exposición, desde cero hasta un valor umbral, que puede ser tolerado por el organismo sin que se manifieste significativamente el efecto tóxico. Para estos elementos o compuestos es posible, por tanto, estimar un nivel de exposición diaria, para cada ruta de exposición y generalmente promediado a lo largo de una vida (dosis crónica), por debajo del cual se asume que no existe riesgo para la salud humana. A esta dosis de exposición se le denomina "dosis de referencia" (RfD, Reference Dose). Para los agentes cancerígenos, al contrario de lo expuesto anteriormente, se considera que no existe un nivel de exposición que no lleve aparejada una probabilidad finita, por pequeña que sea, de desarrollar una respuesta cancerígena. En este caso, la expresión de la potencia tóxica del contaminante se realiza a través del "factor de pendiente" (SF, Slope Factor) o "potencia de cáncer", que indica el incremento en la probabilidad de desarrollar un cáncer, a lo largo de una vida, por exposición crónica a una dosis unitaria del contaminante. Consecuentemente, la probabilidad de un receptor de desarrollar un cáncer a lo largo de su vida, se calcula como el producto del factor de pendiente y la dosis diaria de exposición crónica. La información toxicológica relevante para la evaluación de riesgos ambientales se encuentra recogida en diferentes bases de datos de libre acceso. La Agencia de Protección Ambiental Estadounidense, U.S. EPA, mantiene y 60 Evaluación de la exposición Muros Silueta de una ave marina en la costa. El propósito de esta fase de la evaluación de riesgos es estimar el tipo y magnitud de la exposición de receptores, actuales o futuros, a los contaminantes de interés, presentes en o migrando desde un emplazamiento (U.S. Environmental Protection Agency, 1989a). La manera más común de expresar la magnitud de la exposición es en forma de dosis diaria, con unidades de masa de contaminante contactada (o absorbida, en el caso de exposición por contacto dérmico) por kilogramo de peso corporal y día. Para la evaluación de la exposición se toman en consideración tres rutas de exposición: inhalación (de vapores y partículas en suspensión), ingestión (de suelo y polvo, de agua potable, de alimentos) y contacto dérmico (con el suelo y con agua durante el baño). La evaluación de la exposición se lleva a cabo para cada agente tóxico y por cada vía de exposición completa, y requiere recopilar y combinar información acerca de dos tipos de variables de exposición independientes: En primer lugar, es necesario determinar o estimar las concentraciones de las sustancias tóxicas en los distintos medios (aire, agua, suelo, alimentos, etc.) con los que puede entrar en contacto el receptor en el punto de exposición. En segundo lugar, se han de caracterizar aquellas variables que describen a las poblaciones expuestas y que permiten calcular las dosis de exposición, conocidas las concentraciones en los distintos medios: tasa de contacto con el agente tóxico, frecuencia y duración de la exposición, peso corporal y tiempo de promedio. La fórmula genérica de cálculo de las dosis diarias de exposición toma la siguiente forma: C ↔ CR ↔ EF ↔ ED I = –––––––––––––––––– BW AT La Voz de Galicia ARTÍCULO tancia puede provocar, tanto respuestas cancerígenas, como no cancerígenas). La Voz de Galicia donde: I: Ingesta – cantidad de contaminante en la frontera de intercambio con el organismo (mg kg -1 peso corporal día-1). C: Concentración de contaminante – promedio de concentración contactado durante el período de exposición (mgkKg-1, mg L-1, etc.). EF: Frecuencia de la exposición (días año-1). ED: Duración de la exposición (años). BW: Peso corporal (kg) – peso corporal medio durante el período de exposición. AT: Tiempo de promedio – período sobre el cual se promedia la exposición (días). Para contaminantes no cancerígenos, se considera, por defecto, que AT = 365 x ED; para contaminantes cancerígenos, el tiempo de promedio se considera que es una vida completa (70 años, por defecto), es decir, AT = 365 x 70 = 25.550 días. El término de concentración puede determinarse mediante medidas directas en el punto de exposición o, en caso de no ser éstas posibles o más comúnmente - de perseguirse la caracterización de una exposición futura, puede Algunas manchas son de difícil limpieza al ser arrastradas por la marea hacia calas de complicado acceso. estimarse a partir de los resultados de modelos: de destino y transporte ("fate and transport models"), de bioconcentración y bioacumulación (para riesgos ecológicos), de exposición en el hogar (modelo de Ettinger-Johnson), etc. Cuando la concentración en el punto de exposición se establece tras la realización de una campaña de medidas, el término numérico que se emplea en la formula de cálculo de la ingesta es el límite superior del intervalo de confianza en torno a la media para un nivel de confianza del 95%, en el supuesto de que constituye una estimación de la exposición más elevada que se puede esperar que razonablemente aparezca en dicho lugar (RME, Reasonable Maximum Exposure). Si la serie de datos de concentración es corta, puede ocurrir que el límite de confianza mencionado resulte superior al valor máximo de dicha serie; en este caso, la U.S. EPA, recomienda emplear como RME, en la ecuación de cálculo de la ingesta diaria, el valor máximo de la serie. Los valores que toman las variables de la población, especialmente la tasa de contacto y la frecuencia y duración de la exposición, son fuertemente dependientes del uso pre- ARTÍCULO sente o previsto del terreno. A efectos del establecimiento de valores de exposición por defecto, se suelen considerar los siguientes tipos de uso posible del terreno: residencial, agrícola, industrial y comercial (los dos últimos son, en ocasiones, agrupados en una única categoría). Con los escenarios de exposición genéricos establecidos para dichos usos del terreno, pueden establecerse niveles (concentraciones) genéricos de referencia, fundamentados en criterios de riesgo para la salud de receptores humanos o ecológicos (en contraposición a los establecidos a partir de valores de fondo naturales), que sirvan como guía para la investigación preliminar de emplazamientos potencialmente contaminados (U.S. Environmental Protection Agency, 1991; Canadian Council of Ministers of the Environment, 1999). Por último, las características de las variables que intervienen en la evaluación de la exposición y los modelos que se emplean en la misma difieren según dicha exposición tenga lugar directamente a la fuente de contaminante (exposición on site) o, tras un proceso de transporte, en un punto de exposición distante de la misma (exposición off site), y según la exposición se produzca dentro del hogar (indoor exposure) o fuera del mismo (outdoor exposure). Caracterización del riesgo La etapa final de la evaluación del riesgo ambiental consiste en la caracterización cualitativa y cuantitativa del mismo a partir de la integración de la información aportada por las etapas de evaluación toxicológica y de la exposición. Esta integración difiere según el contaminante investigado sea cancerígeno o no y, como primera aproximación, se lleva a cabo inde- 61 ARTÍCULO pendientemente para cada sustancia tóxica y para cada vía de exposición. El riesgo para la salud que supone la exposición a una sustancia no cancerígena se caracteriza cuantitativamente mediante el Índice de Peligro (HI, Hazard Index), en el que se compara el nivel de exposición al contaminante y la Dosis de Referencia para la ruta de exposición y el período de exposición correspondientes: HI = donde: E: Nivel de exposición (mg kg-1 peso corporal día-1). RfD: Dosis de Referencia (mg kg-1 peso corporal día-1). La Voz de Galicia Risk = CDI ↔ SF Aunque existen numerosas consideraciones que deben tenerse en cuenta a la hora de aplicarse, se acepta el principio general de la aditividad de riesgos individuales (U.S. Environmental Protection Agency, 1986 a y b), tanto para compuestos individuales (en el caso de mezclas) por una vía común de exposición, como para el riesgo conjunto por varías vías de exposición. El riesgo resultante de la exposición a un agente cancerígeno se considera inaceptable si el producto (I x SF) supera un nivel subjetivo, generalmente establecido entre 10-4 y 10-6 (es frecuente emplear 10 -6 como referencia para exposiciones a un único compuesto, y 10-5 para el riesgo conjunto correspondiente a más de una sustancia). Se considera que existe un riesgo inaceptable para la salud por exposición a un contaminante no cancerígeno cuando el Índice de Peligro supera la unidad. La magnitud del riesgo es tanto mayor cuanto mayor sea el valor numérico de este cociente. 62 de toxicidad crónica, sino que han de ser confrontadas con la información toxicológica correspondiente (sub-crónica, aguda, etc.) (U.S. Environmental Protection Agency, 1989c). donde: Risk: Probabilidad de desarrollar un cáncer a lo largo de una vida. CDI: Dosis diaria de exposición crónica (mg kg -1 peso corporal día-1). SF: Factor de Pendiente (mg kg -1 peso corporal día-1)-1. E –––––– RfD El riesgo para la salud que supone la exposición a una sustancia cancerígena se caracteriza cuantitativamente como la probabilidad incremental de desarrollar un cáncer a lo largo de una vida, que resulta de combinar la exposición al agente cancerígeno, promediada para una vida, y la potencia cancerígena del mis- mo, evaluada mediante el factor de pendiente (descrito en un apartado anterior). Para niveles de riesgo bajos (por debajo de 0.01) la ecuación de cálculo del riesgo cancerígeno es: Voluntarios venidos de toda España limpian el petróleo en las rocas de "A Pedriña", en la costa de Muxía. Para los contaminantes cancerígenos, los valores de exposición empleados en la fórmula anterior se promedian siempre a lo largo de una vida completa. En el caso de sustancias tóxicas no cancerígenas, sin embargo, las exposiciones inferiores a una vida no deben convertirse a exposiciones crónicas para poder ser comparadas con valores Por último, si en esta fase de caracterización del riesgo se concluye que el valor del mismo es superior a los niveles establecidos como admisibles, pueden determinarse, mediante un cálculo inverso con las expresiones del Índice de Peligro y del Riesgo cancerígeno, las concentraciones de contaminante ("concentraciones objetivo") hasta las que habría que descender (en una operación de descontaminación) para alcanzar los límites acordados como aceptables. Evaluación probabilística del riesgo La evaluación de riesgos ambientales suele llevarse a cabo a partir de estimaciones puntuales de las variables que intervienen en el cálculo de la ingesta (PERA, Point Estímate Risk Assessment). El valor puntual que se asigna a estas variables pretende reflejar la exposición máxima razonable que cabe esperar en el punto de exposición. El término de concentración es específico de cada emplazamiento y, como se ha expuesto previamente, la manera de reflejar en el mismo la exposición máxima razonable, cuando se ha determinado a partir de medidas directas en el Sin embargo este procedimiento no permite evaluar de forma estricta la variabilidad y la incertidumbre de los resultados obtenidos en la caracterización del riesgo. Por variabilidad se entiende la heterogeneidad o diversidad intrínseca de la población bajo estudio y es, por tanto, una propiedad inherente a dicha población que no puede eliminarse ni reducirse. Por el contrario, el concepto de incertidumbre alude a la falta de fiabilidad de las estimaciones de las variables que intervienen en el modelo o de la estructura del modelo en sí, y puede disminuir si se emplea más o mejor información. El desconocimiento de la incertidumbre asociada a los valores de riesgo determinados para un emplazamiento (y a los parámetros que intervienen en su fórmula de cálculo), supone un grave problema a la hora de decidir si se acometen o no medidas de mitigación del riesgo cuando los valores del mismo están próximos al límite legal correspondiente (por ejemplo, Variable RME Tasa ingestión agua potable 2 L día-1 Tasa ingestión suelo - adulto 100 mg día-1 - infantil 200 mg día-1 Tasa inhalación– adultos (interior) 15 m3 día-1 Frecuencia exposición (residencial) 350 días años-1 Duración exposición (residencial), ED 30 años ARTÍCULO punto de exposición, es mediante el límite superior del intervalo de confianza en torno a la media de dichas determinaciones para un nivel de confianza del 95%. Para las variables que caracterizan la población, se puede trabajar con los resultados de encuestas específicas en el emplazamiento (y calcular valores máximos o percentiles elevados de las distribuciones obtenidas) o se pueden emplear directamente los valores correspondientes a la exposición máxima razonable calculados por agencias gubernamentales a partir de estadísticas nacionales. La Tabla 1 presenta algunos valores por defecto sugeridos por la Agencia de Medioambiente Norteamericana para un escenario de exposición residencial (U.S. Environmental Protection Agency, 1997). (6 niño + 24 adulto) Peso corporal Tiempo de promedio Tabla 1. Ejemplo de valores por defecto empleados por la U.S. Environmental Protection Agency para el cálculo de la exposición. - adulto 70 Kg - infantil 15 Kg - Cancerígenos 25.550 días - No cancerígenos ED x 365 días año-1 HI = 1 o Risk = 10-5). Dadas las enormes implicaciones económicas, en el caso de decidirse adoptar acciones correctoras, (o potencialmente) para la salud humana, en caso de tomar la decisión contraria, sería deseable contar con una medida de la fiabilidad de los resultados de una evaluación del riesgo, si el valor obtenido para el mismo es, por ejemplo, HI = 0.97 o Risk = 1.2 x 10-5. La alternativa para solventar este inconveniente es la evaluación probabilística del riesgo (PRA, Probabilistic Risk Assessment), en la cual una o más de las variables que intervienen en el cálculo del riesgo quedan definidas mediante distribuciones de probabilidad, con el fin de caracterizar la variabilidad o la incertidumbre de las estimaciones del riesgo. En la evaluación probabilística del riesgo, las variables que intervienen en la fórmula de la exposición se muestrean repetidamente mediante algoritmos como el método de Monte Carlo o el Hipercubo Latino, de manera que el producto final de la fase de caracterización del riesgo es una distribución de resultados de riesgo individuales (Figura 3). Este enfoque permite realizar análisis de sensibilidad para determinar qué variable(s) en un modelo de riesgo influencia(n) más fuertemente el re- sultado final. En caso de obtenerse valores de riesgo cercanos a los límites que implican actuaciones correctoras, un análisis de sensibilidad permite identificar la(s) variables(s) sobre las que debe recogerse más y mejor información, a fin de disminuir su incertidumbre y, consecuentemente, la incertidumbre de la estimación del riesgo. Las distribuciones de probabilidad que se utilizan en la fórmula de cálculo del riesgo pueden determinarse a partir de los datos obtenidos en un muestreo específico para el emplazamiento de interés, a partir de los datos contenidos en estadísticas regionales, nacionales, etc., o puede recurrirse a distribuciones de probabilidad previamente caracterizadas en otras investigaciones similares y disponibles en la literatura científica. Una vez introducidas dichas distribuciones en la fórmula de cálculo del riesgo, el resultado final es, a su vez, una distribución de valores de riesgo cuya interpretación se realiza mediante juicio experto. Como norma general, las decisiones administrativas se fundamentan sobre el análisis de la cola superior de la distribución de riesgos, y se utiliza, comúnmente, el percentil 95 de tal distribución como punto de partida del proceso de comparación con los valores límites legales. 63 La evaluación de riesgos ambientales no sólo permite poner en perspectiva de efectos para la salud humana (o los ecosistemas) un problema de contaminación, sino que tiene fuertes implicaciones en el establecimiento de niveles reguladores de sustancias tóxicas en el medio natural y en las actuaciones de investigación y gestión de emplazamientos contaminados. La posibilidad de relacionar la probabilidad de aparición de efectos adversos, o la magnitud de los mismos, con valores de concentración de compuestos químicos en un medio permite calcular niveles de dichas sustancias para los cuales el riesgo resultante es aceptable. En el caso de evaluaciones de riesgo para emplazamientos específicos, estos valores de concentración constituyen las concentraciones objetivo que deben alcanzarse tras las actuaciones de descontaminación correspondientes. Si, por el contrario, se establecen escenarios estándar de exposición en función del uso presente o previsto de un terreno, las concentraciones obtenidas mediante un cálculo inverso como el que acaba de mencionarse, constituyen niveles guía o de referencia de aplicación genérica. La legislación ambiental de varios países incluye ya niveles establecidos de esta manera, como límites normativos para la definición de contaminación en suelos. Si en un emplazamiento se superan estos valores de referencia genéricos, las actuaciones de descontaminación que vendrían obligadas pueden ser obviadas, si una rigurosa evaluación del riesgo, específica para el terreno en cuestión, demuestra la ausencia de riesgo para la salud de los receptores implicados. Finalmente, la evaluación de riesgos ambientales introduce posibilidades de gestión del 64 riesgo diferentes de las actuaciones técnicas de tratamiento y que, sin provocar una disminución de las concentraciones de contaminantes, eliminan el riesgo o lo reducen hasta niveles aceptables, al prevenir la exposición: controles institucionales (restricción de acceso a emplazamientos contaminados, prohibición de uso de pozos de agua potable afectados, etc.) y técnicas de aislamiento y contención. Bibliografía A Coruña Fuel en la playa de As Lapas. La Voz de Galicia ARTÍCULO Implicaciones legales y para la gestión del riesgo Agency for Toxic Substances and Disease Registry (2002): Toxicological Profile Information Sheet. http:// www.atsdr.cdc.gov/toxpro2.ht ml. Canadian Council of Ministers of the Environment (1999): Canadian Soil Quality Guidelines for the Protection of Environmental and Human Health. Summary of A Protocol for the Derivation of Environmental and Human Health Soil Quality Guidelines. http://www.ec.gc.ca/ceqg-rcqe/English/Pdf/soil_protocol. pdf. Manahan, S.E. (1994): Environmental Chemistry, 6th Edition. CRC Press. Boca Raton, Fl. (U.S.A.). Ontario Ministry of Environment and Energy (1996): Guidance on Site Specific Risk Assessment for Use at Contaminated Sites in Ontario. http://www.ene.gov.on.ca/envision/gp/326701e.pdf. U.S. Environmental Protection Agency (1986a): Carcinogen Risk Assessment. 51 Federal Register 33992. U.S. Environmental Protection Agency (1986b): Guidelines for Health Risk Assessment of Chemical Mixtures. 51 Federal Register 34014. U.S. Environmental Protection Agency (1989a): Risk Assessment Guidance for Superfund (RAGS) Part A. Chapter 6: Exposure Assessment. http://www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/ ragsa/ch6-1.pdf. U.S. Environmental Protection Agency (1989b): Risk Assessment Guidance for Superfund (RAGS) Part A. Chapter 7: Toxicity Assessment. http://www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/ ragsa/ch7.pdf. U.S. Environmental Protection Agency (1989c): Risk Assessment Guidance for Superfund (RAGS) Part A. Chapter 8: Risk Characterization. http://www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/ ragsa/ch8.pdf. U.S. Environmental Protection Agency (1991): Risk Assessment Guidance for Superfund: Volume I – Human Health Evaluation Manual (Part B, Development of Risk-based Preliminary Remediation Goals). EPA/540/R-92/003. http:// www.epa.gov/oerrpage/superfund/programs/risk/ragsb. U.S. Environmental Protection Agency (1997): Exposure Factors Handbook. U.S. EPA. Office of Research and Development. Washington, D.C. EPA/600/P-95/002Fa. August. U.S. Environmental Protection Agency (2003): Integrated Risk Information System, IRIS. http:// www.epa.gov/iris.
