nueva página del texto (beta)
Español (pdf)
Artículo en XML
Referencias del artículo
Traducción automática
Enviar artículo por email
Citado por SciELO 
Similares en
SciELO 
Permalink
INTRODUCCIÓN
Un gran número de estudios de degradación de hidrocarburos en el suelo van dirigidos a promover la desorción y solubilización de hidrocarburos recalcitrantes para hacerlos biodisponibles en la fase libre mediante la aplicación de métodos físicos, químicos, térmicos o biológicos. Sin embargo, en algunos casos se han desarrollado efectos adversos que ocasionan la perturbación del sitio. Por ejemplo, la generación de subproductos aún más tóxicos y carcinogénicos que el contaminante principal (Satyanarayana et al. 2012). En el caso de los métodos biológicos si no existen la condiciones ideales de nutrientes, humedad, textura, pH y microorganismos, entre otros, se pueden presentar efectos antagónicos entre la microbiota nativa y los microorganismos adaptados (Mihelcic et al. 1993, Antizar et al. 2006). En México, el crudo Maya es el más producido respecto a otros tipos, lo que lo convierte en un contaminante potencialmente perjudicial en los ecosistemas costeros puesto que es generalmente en estas zonas donde se encuentran los yacimientos de crudo y a su vez una intensa actividad petrolera. En México la actividad petrolera tiene más de 50 años, por lo que en las últimas décadas el número de sitios sin remediar ha aumentado significativamente. Lo anterior, resulta en una acumulación de hidrocarburos intemperizados, los cuales son difíciles de degradar por los microorganismos nativos incluso en condiciones controladas (Hueseman et al. 1993, Adams et al. 2009). Por lo tanto es necesario llevar a cabo procedimientos que permitan incrementar la biodisponibilidad de los hidrocarburos persistentes de manera más eficiente, a un bajo costo y sin ocasionar daños al ambiente.
Un diseño de experimentos del tipo Plackett Burman factorial fraccionado con 12 experimentos es un diseño de barrido (Montgomery 1991) que puede emplearse para maximizar la biodegradación de los hidrocarburos persistentes en el ambiente mediante el control de parámetros como: humedad, temperatura, aireación, biomasa y nutrientes. La adición óptima de nutrientes es determinante para hacer más eficiente el metabolismo microbiano. Se requiere profundizar en los requerimientos nutrimentales y en la influencia que tienen las condiciones del suelo, la naturaleza de la microbiota y las características del contaminante, que afectan la bioasimilación de los nutrientes.
La biodisponibilidad es la facilidad relativa con la que un compuesto puede ser usado, biotransformado o degradado por los microorganismos presentes en el suelo. Esto se entiende como el efecto neto entre la desorción y la biodegradación (García 2003), es aquí donde la aportación de nutrientes es determinante para establecer un equilibrio entre ambos efectos. La adición optima de nutrientes durante el tratamiento de un suelo contaminado y la aplicación de un consorcio microbiano adaptado a la fracción pesada del crudo Maya promueven la desorción y biotransformación de los hidrocarburos químicamente complejos al desarrollar en los microorganismos la actividad enzimática mediante cofactores específicos. Estos influyen en el rompimiento de las estructuras complejas de los hidrocarburos que la microbiota nativa no puede realizar. En este sentido los microorganismos adaptados son capaces de sintetizar subproductos como ácidos carboxílicos, alcoholes y ácidos grasos, que promueven la solubilización de los contaminantes secuestrados en los poros del suelo y de los nutrientes ligados mediante enlaces químicos a la fracción mineral, los cuales son aprovechados como fuente de energía por los mismos microorganismos.
El monitoreo y manejo de los parámetros de operación en una tecnología de biorremediación implica tiempo y costo. No obstante, es determinante controlar la adición de nutrientes ya que un exceso o una baja concentración de éstos puede inhibir el proceso metabólico de los microorganismos. Los hidrocarburos intemperizados son altamente persistentes, por lo que la ventaja de implementar un proceso de bioestimulación es la poca o nula perturbación al suelo, así como el costo-beneficio en comparación a otros métodos de remediación de suelos. El objetivo de este trabajo se enfocó en alcanzar la mayor degradación de los hidrocarburos intemperizados mediante la optimización de un proceso de bioestimulación al adicionar una concentración de nutrientes mínima necesaria para eficientizar el metabolismo de los microorganismos asociados a la degradación de los hidrocarburos.
MATERIALES Y MÉTODOS
Suelo
El suelo contaminado con hidrocarburos intemperizados se colectó de una región costera, en el municipio de Agua Dulce, Veracruz, México, que está ubicado en las coordenadas 18º09" latitud norte y 94º08" longitud oeste y una altitud de 20 msnm. La vegetación cercana al sitio está compuesta por totora (Typha latifolia), cañas (Phragmites australis) y leguminosas (Mimosa spp.). La temperatura promedio es de 25.6 ºC y la precipitación anual de 2041 mm (INAFED 2010). El sitio se ubica entre dos municipios (Coatzacoalcos y Minatitlán), en los cuales existe una intensa actividad petrolera. Esta región ha sido fuertemente afectada por los derrames de crudo, el sitio ha estado contaminado por los desechos petroleros desde hace décadas y los hidrocarburos han experimentado un proceso de intemperización. En este estudio las muestras de suelo se extrajeron de los primeros 15 cm de profundidad y se analizaron siguiendo las especificaciones de la NOM-138-SEMARNAT/SSA1-2012. Las muestras contaminadas presentaron textura franco arcillosa, materia orgánica de 6.8 %, densidad bacteriana 1.7 x 105 de unidades formadoras de colonias (UFC)/g de suelo seco, conductividad eléctrica del suelo (CE) de 0.508 ± 0.1 µS/cm y un contenido de hidrocarburos de fracción pesada (HFP) de 80 926.4 ± 50 mg HFP/kg suelo seco.
Consorcio adaptado
Previamente a este estudio se evaluó el potencial de biodegradación de dos consorcios microbianos procedentes de sitios contaminados con hidrocarburos desde hace décadas. Después de dos meses de adaptación se utilizó el consorcio microbiano con mayor potencial de biodegradación el cual fue adaptado al 1 % de fracción pesada del crudo Maya y como fuente de nutrientes se empleó Bushnell Haas. Al final del periodo de adaptación el inóculo con mayor potencial de biodegradación tenía una densidad bacteriana de 7 × 107 UFC/mL. En dicho incóulo fueron identificadas las siguientes especies bacterianas: Flavobacterium salisperosum, Flavobacterium terrae, Flavobacterium saliperosum, Pseudomonas citronellolis, Pseudomonas delhiensis, Pseudomonas knackmussisi, Ochrobacterium intermedium, Ochrobactrum cytisi, Ochrobactrum anthrop y Ochrobactrum tritici, todas con un porcentaje de identidad del 98 %.
Evaluación de la actividad microbiana
La actividad microbiana puede ser expresada en forma de dióxido de carbono (CO2) producido, que está correlacionada con la capacidad de biodegradación al ser los hidrocarburos intemperizados la principal fuente de energía. Para la estimación de la actividad microbiana, se utilizó NaOH para atrapar el CO2 generado de la respiración de los microorganismos. Para lo anterior, se introdujo al frasco que contenía el suelo contaminado un vial con 30 mL de NaOH, el cual se colocó en otro frasco de 1 L con 50 mL de agua para mantener condiciones de humedad. Los frascos fueron guardados a temperatura ambiente y en condiciones de oscuridad para evitar efectos de foto oxidación. Posteriormente, los viales fueron extraídos para su cuantificación a los tiempos de 7, 14 y 28 días. Se tomaron alícuotas de 5mL de NaOH y fueron titulados con una solución de HCl a una concentración de 1 N y 0.1 N, usando como indicadores fenolftaleína y naranja de metilo, respectivamente. Los análisis se realizaron por duplicado.
Cuantificación de carbono orgánico
La cantidad de materia orgánica se determinó mediante el método de Walkley y Black (1934), descrito en el apartado AS-07-2000 de la NOM-021-RECANAT-2000. El mecanismo de reacción se basa en la oxidación del carbono orgánico presente en el suelo. El suelo se trató con una solución de dicromato de potasio (K2Cr2O7), seguida de la adición de ácido sulfúrico (H2SO4) concentrado. A la muestra, enfriada y diluida, se le adicionó ácido fosfórico (H3PO3) y el exceso de ácido crómico (H2CrO4) se tituló con difenilamina-sulfonato de bario como indicador. El contenido de materia orgánica se valora con sulfato ferroso (FeSO4). El aumento de biomasa durante el proceso de biodegradación puede ser cuantificado mediante esta técnica. Se ha reportado que los hidrocarburos altamente recalcitrantes no son oxidados durante la reacción exotérmica llevada a cabo entre los compuestos petrolíferos y el H2SO4, por lo que los resultados derivados de esta técnica deben ser cuidadosamente estudiados y evaluados en conjunto con otros análisis, como la determinación de HFP/kg suelo para corroborar la disminución de la fracción orgánica correspondiente a los hidrocarburos.
Determinación de las características fisicas y químicas
Además del monitoreo de la actividad microbiana, se estudiaron otros parámetros físicos y químicos que permitieron identificar las mejores condiciones nutrimentales y que influyeron en el incremento de la biodisponibilidad de los hidrocarburos, alcanzando la máxima biodegradación de los hidrocarburos intemperizados.
El pH se determinó por la norma NOM-021-RECANAT-2000. Se utilizó un potenciómetro modelo "Oakton pH/Conductivity/TDS/ºC/ºF Meter" con una relación suelo-agua de 1:2. La determinación de la humedad se realizó conforme a la NOM-021-SEMARNAT-2000, la cual establece su método en el apartado AS-06. Se empleó un equipo de secado marca "Sartorius MA 35", a partir de una muestra de 0.5 g y se registró la humedad inicial. La conductividad eléctrica del suelo contaminado se determinó mediante la NOM-021-RECANAT-2000, por el método AS-18-2000. Para ello, se añadió agua desionizada a una muestra de suelo, se agitó y posteriormente se dejó reposar. La conductividad eléctrica del sobrenadante se estimó con un conductímetro "Hach TDS Meter". La determinación de los HFP se realizó siguiendo las especificaciones de la norma NMX-AA-145-SFCI-2008.
Diseño de experimentos
En el proceso de biodegradación se debe considerar todas las fuentes de nutrientes que pueden ser empleadas por los microorganismos. Por ejemplo, aquellos que interactúan mediante uniones físicas y químicas a la fracción mineral del suelo y la materia orgánica o los nutrientes presentes en compuestos agroindustriales. Todas estas fuentes pueden actuar como medios para obtener nutrientes y ser utilizados en los procesos metabólicos de los microorganismos. El diseño de Plackett-Burman es un diseño de barrido que establece relaciones entre los factores de estudio y la variable de respuesta. Permite reducir el número de experimentos considerablemente al tratarse de un modelo ortogonal (Montgomery 1991). El diseño de experimentos consiste en 11 factores, que fueron las sales inorgánicas estudiadas en 12 tratamientos. El experimento consideró dos réplicas para llevar a cabo el análisis estadístico.
Los dos niveles de concentración para el diseño de experimentos fueron: nivel alto (1) y nivel bajo (0) como se muestra en el cuadro I. La concentración de sales se estableció con base en lo reportado por otros autores en la biodegradación de hidrocarburos persistentes al ser los compuestos que aportan los nutrientes necesarios para promover la actividad microbiana eficientemente.
Configuración del proceso de biodegradación a nivel laboratorio
El estudio de la biodegradación de los hidrocarburos intemperizados se llevó acabo en 12 tratamientos simulando un ambiente húmedo dentro de un recipiente de vidrio de 1 L al añadir 50 mL de agua destilada bajo condiciones de oscuridad y temperatura ambiente. Adicionalmente se introdujo al frasco de 1 L, otro frasco de vidrio con 30 g de suelo contaminado más un vial con 30 mL de NaOH para capturar el CO2 producido durante la actividad microbiana. A cada frasco con el suelo se adicionó 1 % del consorcio adaptado. El consorcio se adaptó en 270 mL de medio Bushnell Haas por dos meses, el inóculo se incubó a 28 ºC con agitación a 200 rpm con un agitador marca "Brunswick modelo C-25". Cada tratamiento contenía microbiota nativa en una concentración al 1 × 103 UFC/g con excepción de los testigos positivo (P) y negativo (N). El primero consistió en un suelo contaminado sin la adición de nutrientes y agua, mientras que el segundo fue ladrillo molido incinerado a una temperatura de 600 ºC. Asimsimo, se realizó otro testigo que consistió en preparar bajo las mismas condiciones experimentales un suelo estéril con la adición de nutrientes para observar algún posible efecto físico o químico ocasionado por las sales inorgánicas adicionadas al suelo contaminado.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Respiración microbiana
Se estimó la actividad microbiana (expresada como mg CO2/kg suelo seco) que fue llevada a cabo por los microorganismos para los 12 tratamientos. La figura 1a muestra la producción de CO2 para los 12 tratamientos a los 7, 14 y 28 días de biodegradación. Esta medición es un parámetro indirecto para medir la capacidad de degradación de los microorganismos hidrocarbonoclastas (Anderson 1982, D'Annibale et al. 2004). Se observó un aumento progresivo de la actividad microbiana en los tratamientos 4, 9 y 12 con un valor de 132 180, 94 246 y 92 107 mg CO2/kg suelo a los 28 días, respectivamente, siendo el tratamiento 9 el de mayor producción de CO2. El diagrama de Pareto (Fig. 1b) muestra las sales inorgánicas NH4NO3 y (NH4)2PO4, consideradas estadísticamente significativas durante la respiración microbiana. Tales compuestos intervinieron de manera importante con un nivel alto en la producción de CO2 y por consiguiente en la actividad metabólica de los microorganismos presentes en el suelo. El nitrógeno y potasio influyen en la formación de nuevas células, intervienen en los procesos cometabólicos y en la formación de productos intermediarios específicos como los ácidos grasos y los ácidos carboxílicos, los cuales serán asimilados por otras especies microbianas.
Fig. 1 Producción de CO2: (a) Estimación de la producción de CO2 a los 7, 14 y 28 días de la degradación de los hidrocarburos intemperizados del suelo, las barras de error muestran la desviación estándar de la generación de CO2 de los 12 experimentos a partir de dos réplicas, (b) Diagrama de Pareto donde se muestran únicamente los factores (A-K) correspondientes a las sales minerales que resultaron ser más significativos en la producción de CO2. El análisis de varianza mostró los valores de R2 = 93.5 %, Rajustada = 87.6 % y un error estándar = 16 963 de todos los experimentos. La producción de CO2 en el suelo tratado se comparó con dos suelos: un testigo positivo (P) y un testigo negativo (N)
La producción de CO2 fue nula para los controles P y N, al igual que en el tratamiento 8. Esto sugiere que la aplicación de nutrientes y su concentración son determinantes para incrementar la actividad microbiana.
pH
El pH en los suelos costeros afecta la solubilización de los nutrientes y de los hidrocarburos persistentes. Los suelos contaminados con hidrocarburos tienden a ser suelos ácidos, sin embargo, para que la biodegradación sea llevada a cabo se requiere un pH neutro entre 7.4 y 7.8. Los tratamientos que se encuentraron dentro de este rango de pH a los 28 días de biodegradación fueron: 3, 4, 6, 9 y 10 (Fig. 2a). Esto demuestra que el tipo de nutriente y su concentración influyen en la alteración de las propiedades fisicas y químicas. El cambio de pH ligeramente ácido a neutro favorece los procesos metabólicos de las especies microbianas involucradas en la degradación de hidrocarburos (Arrieta 2011). La formación de subproductos ocasiona cambios de pH durante el proceso de biodegradación de los hidrocarburos. Las especies iónicas formadas en ocasiones tienden a inhibir la actividad microbiana por la formación de metabolitos que ocasionan un ambiente tóxico en la fase líquida del suelo, lo que disminuye el crecimiento de bacterias hidrocarbonoclastas, o bien ciertos subproductos de la biodegradación pueden ser empleados como fuente de energía por otras especies que no participan en la degradación del contaminante. De acuerdo con el diagrama de Pareto las sales que mostraron mayor significancia en la alteración del pH son: KH2PO4, (NH4)2PO4, MgSO4∙7H2O, FeSO4 (Fig. 2b). Estas sales contienen fósforo en forma de fosfato (PO4), compuesto que participa en la síntesis síntesis de enzimas. El pH afecta la solubilidad de los nutrientes y el transporte de metales traza o metales pesados presentes en el suelo (Riser-Roberts 1998).
Fig. 2 Medición de pH: (a) Estimación del pH para los 12 tratamientos durante la degradación de los hidrocarburos intemperizados durante 28 días, así mismo, las líneas de error representan la desviación estándar de cada uno de los tratamientos a partir de dos réplicas. Los valores 1 a 12 corresponden a los experimentos, en tanto, P y N corresponden a los testigos positivo y negativo, (b) Diagrama de Pareto donde se muestran únicamente los factores (A-K) que son significativos en el cambio de pH durante de los 28 días de biodegradación. El análisis de varianza mostró los valores de R2 = 83.6 %, Rajustada = 68.6 % y el error estándar = 0.22
Es posible favorecer el cambio del pH al mantener la concentración mínima necesaria de nutrientes esenciales en el suelo y generar subproductos específicos, como ácidos carboxílicos, alcoholes y ésteres. Estos pueden determinar un ambiente ácido o alcalino en la fase líquida e influir en el desarrollo de especies microbianas capaces de degradar los hidrocarburos adsorbidos en los poros del suelo. Dias et al. (2012) han reportado relaciones de nutrientes esenciales C:N:P (100:10:1) en la fase líquida del suelo que mejoran el pH, es decir que lo incrementan de 5 a 7 y con ello, se favorece un crecimiento microbiano eficiente que promueve la biodegradación de los hidrocarburos intemperizados. Por consiguiente, se deben de considerar todas las fuentes de nutrientes que afectan los procesos metabólicos así como el tipo de fracción mineral o arcilla y los contaminantes presentes en el suelo. En cuanto a los nutrientes en la fracción mineral, durante la biodegradación hay componentes iónicos que, al ser desadsorbidos debido a los subproductos desarrollados, pueden ser bioasimilados. Por otro lado, los nutrientes derivados de fuentes antrópicas, como los fertilizantes en el suelo, también contribuyen a la concentración de nutrientes que pueden ser aprovechados por los microorganismos. Conocer el tipo y concentración de nutrientes necesarios a introducir en un suelo contaminado para obtener una eficiente biodegradación implica altos costos y tiempo de investigación (Riser-Roberts 1998).
Porcentaje de humedad
La humedad del suelo es un factor limitante para el éxito de la biorremediación. Previamente a este estudio se evaluaron diferentes porcentajes de humedad en la biodegradación de los hidrocarburos. Se obtuvo que una humedad del 30 % tiene una mayor influencia en la biodegradación de hidrocarburos intemperizados. Por la razón anterior es que en el tiempo cero todos los experimentos comenzaron con una humedad fija del 30 %. Posteriormente durante el periodo de biodegradación de los hidrocarburos, la humedad presentó aumentos o decrementos lo que se asocia a la biodegradación de los hidrocarburos y no por efectos abióticos puesto que los experimentos se desarrollaron en la oscuridad, bajo condiciones herméticas y controladas para evitar pérdidas por volatilización o foto oxidación. Los porcentajes de humedad para cada tratamiento se observan en la figura 3a. En todos los tratamientos hubo un aumento de la humedad en el día 7, en un intervalo del 10 al 20 % para los tratamientos, lo que se atribuye a la mineralización de compuestos hidrocarbonados debido a la formación de CO2 y agua. Asimsimo, la producción de nuevos subproductos incrementa la solubilidad de los compuestos orgánicos por lo que la tasa de biodegradación es directamente proporcional a la humedad en un sistema cerrado (Place et al. 2001). Después del día 14 se observó el mayor aumento de la humedad en los tratamientos 1, 3, 4, 6 y 9, respecto a los demás. Los testigos P y N presentaron menor contenido de humedad respecto a los demás tratamientos. El incremento de humedad está correlacionado con la biodegradación de los hidrocarburos, siendo el agua parte de los subproductos obtenidos. Asimismo, muchos subproductos como algunos gases provenientes de la biodegradación, como el CO2 y el H2O, alteran las propiedades fisicas y químicas del suelo debido al incremento en la presión interna de su matriz. Esto ocasiona un incremento en la porosidad (Place et al. 2001), lo que permite un mayor transporte de agua, nutrientes, oxígeno y microorganismos entre los poros del suelo. Los tratamientos y los testigos P y N presentaron actividad microbiana nula debido a la falta de nutrientes. Cuando no existen las condiciones de humedad y de nutrientes en el suelo, el tamaño de cada microorganismo disminuye. Por lo que estos microorganismos que ocupan los poros del suelo son reemplazados por hidrocarburos hidrofóbicos que quedan secuestrados entre dichos espacios porosos. El diagrama de Pareto no muestra un efecto significativo de los nutrientes sobre la humedad (Fig. 3b). Sin embargo, la humedad controla el transporte de nutrientes entre el suelo y la pared celular de los microorganismos al existir un mayor contacto y su correspondiente asimilación. En suelos de granulometría fina como los arcillosos y franco-arcillosos suele haber un rango óptimo de humedad cercano al 40 % de la capacidad de campo para la biodegradación de contaminantes (Rehm et al. 2000). No obstante, cuando existe un exceso de agua en los suelos, además de anegarse, obtienen una textura viscosa por la mezcla de esta agua con sus contenidos arcillosos. Lo que interfiere con el transporte de oxígeno entre los poros del suelo, modificando así el entorno hacia condiciones anaeróbicas (Arrieta 2011).
Fig. 3 Humedad relativa (HR): (a) Estimación del porcentaje de humedad de los 12 experimentos durante los 28 días de la biodegradación de los hidrocarburos intemperizados, así mismo, las líneas de error representa la desviación estándar de cada experimento en dos réplicas. Los valores 1 a 12 corresponden a los experimentos, en tanto, P y N son los testigos positivo y negativo, (b) Diagrama de Pareto donde se muestran únicamente los factores (A-K) que resultaron ser más significativos para el cambio de la humedad del suelo en el proceso de biodegradación. El análisis de varianza mostró los valores de R2 = 90.0 %, Rajustada = 81.3 % y el error estándar = 2.5
Conductividad eléctrica (CE)
La capacidad de degradación de los hidrocarburos estuvo asociada con los cambios en la CE. Esta es un parámetro que es afectado por la concentración de iones solubles tales como Ca2+, Mg2+, K+ y Na+, los que interfieren en el crecimiento de los microorganismos. En la figura 4a se observa que para el día 14 se duplicó el valor de la CE respecto al día 7, para la mayoría de los tratamientos. En el día 28 el valor de CE más alto fue para el tratamiento 9, con 0.94 µS/cm. En tanto para la mayoría de los tratamientos la CE disminuyó a los 14 y 28 días. A nivel del campo la CE del suelo modifica con el paso del tiempo debido a la acumulación de compuestos ácidos o alcalinos. Un pH bajo tiende a solubilizar las especies iónicas durante un proceso de biodegradación influenciado por la generación de subproductos lo que ocasiona un aumento en los valores de CE (Acar et al. 1996). Algunos autores han encontrado en los suelos restaurados que los niveles de N y P disminuyen hasta tres veces, por lo que se incrementa dos veces la CE y cuatro veces el Na, lo que altera el pH de ácido a neutro o ligeramente alcalino (Trujillo et al. 2012).
Fig. 4 Conductividad eléctrica (CE): (a) Estimación de CE de los 12 experimentos durante 28 días de biodegradación de los Fig. intemperizados, así mismo, las líneas de error representan la desviación estándar de cada experimento en dos réplicas. Los valores 1 a 12 corresponden a los experimentos, en tanto, P y N son los testigo positivo y negativo, (b) Diagrama de Pareto donde se muestran únicamente los factores (A-K) que resultaron ser más significativos para el cambio de la CE del suelo en el proceso de biodegradación. El análisis de varianza mostró los valores de R2 = 93.5 %, Rajustada = 87.6% y el error estándar = 0.05
Dado lo anterior, en un proceso de bioestimulación es determinante considerar con precisión el papel de cada nutriente para alcanzar la máxima biodegradación (García 2012). Normalmente los suelos costeros contaminados con hidrocarburos intemperizados tienen bajas cantidades de nutrientes por efecto de la lixiviación. Un incremento de iones en el suelo inhibe la degradación de los nutrientes o al haber un exceso de ellos se puede ocasionar la eutrofización por la aparición de algas y otros microorganismos que promueven los procesos anaeróbicos (Schroeder et al. 1999).
En la figura 4b el diagrama de Pareto muestra que nutrientes como el sulfato de magnesio (MgSO4) tienen una mayor influencia en el aumento de la CE. Asimismo, se encontró que esta sal tiene influencia importante en otros parámetros analizados como el pH y el porcentaje de humedad, aún en pequeñas cantidades, es estadísticamente significativo.
El Mg está presente regularmente en suelos arcillosos, por lo que la alteración de las propiedades fisicas y químicas del suelo como la CE, la humedad y el pH están directamente relacionadas con la presencia de este elemento (Hernández 2003).
Materia orgánica
La figura 5a muestra que los tratamientos 5, 9 y 10 tienen menor contenido de materia orgánica una vez transcurridos los 28 días de biodegradación con porcentajes de 3.78 %, 2.17 % y 2.54 % respectivamente. Algunos autores han asociado la disminución del contenido de materia orgánica en el suelo con la degradación de la fuente de la materia hidrocarbonada (Ramírez 2009).
Fig. 5 Materia orgánica (MO): (a) Estimación del porcentaje de MO de los 12 experimentos durante 28 días de la biodegradación de los hidrocarburos intemperizados, así mismo, las líneas de error representan la desviación estándar de cada experimento en dos réplicas. Los valores 1 a 12 corresponden a los experimentos, en tanto, P y N corresponden a los testigos positivo y negativo, (b) Diagrama de Pareto donde se muestran únicamente los factores (A-K) que resultaron ser más significativos para la estimación del porcentaje de la materia orgánica. El análisis de varianza mostró los valores de R2 = 75.9 %, Rajustada = 53.9% y el error estándar = 0.78
Mediante el método de "Walkley and Black", las cadenas cortas de hidrocarburos (C5 a C9) se volatilizan por la reacción exotérmica con el H2SO4, mientras que el resto se oxida. Cadenas más largas (C10 a C23) tienen menor cantidad de compuestos volátiles, al oxidarse se estiman valores altos de materia orgánica. Sin embargo, los hidrocarburos con cadenas más largas (C25 a C35), son difíciles de volatilizar por este método, ya que sólo una pequeña parte de ellos son oxidables. En el diagrama de Pareto (Fig. 5b) se observa que la mayoría los nutrientes no influyeron significativamente en el aumento del porcentaje de materia orgánica. No obstante, sí influyeron en el proceso metabólico de los microorganismos, todo depende de que tan asimilables sean para ellos, lo cual va a estar determinado por las condiciones ambientales, las características de la microbiota y el tipo de contaminantes.
Hidrocarburos de fracción pesada (HFP)
En la figura 6a se muestran las concentraciones de los HFP de los 12 tratamientos. Los testigos P y N, así como los tratamientos 1 y 2 son los que presentaron mayor contenido de los HFP a los 7 días de biodegradación. La disminución en la concentración de los HFP se atribuyó a los nutrientes aplicados y al consorcio microbiano adaptado. Se observó relación entre la producción de CO2 y la degradación de la fracción pesada, ya que el experimento 1 registró menor producción de CO2 y también mayor contenido de los HFP a los 7 y 14 días de biodegradación. En tanto que el tratamiento 9 presentó la menor concentración de hidrocarburos con una concentración de 3775 mg HFP/kg suelo seco, además fue el de mayor producción de CO2. La figura 6b muestra que la mayoría de los nutrientes influyeron significativamente en la degradación de los HFP. Una vez evaluadas las características fisicas y químicas del suelo se concluyó que el tipo y concentración de cada sal influyeron en la biodegradación de los hidrocarburos, siendo el tratamiento 9 el que presentó una mejor respuesta a la degradación de los compuestos hidrocarbonados.
Fig. 6 Hidrocarburos de fracción pesada (HFP): (a) Estimación del contenido de HFP para los 12 tratamientos durante 28 días de la biodegradación de los hidrocarburos intemperizados, así mismo, las líneas de error representan la desviación estándar de cada experimento en dos réplicas. Los valores 1 a 12 corresponden a los experimentos, en tanto, P y N corresponden a los testigos positivo y negativo, (b) Diagrama de Pareto donde se muestran únicamente los factores (A-K) que son más significativos para la medición del contenido de HFP. El análisis de varianza mostró los valores de R2 = 94.5 %, Rajustada = 89.46 % y un error estándar =1108
Conclusiones
La concentración mínima necesaria de nutrientes esenciales es un factor limitante en la biotransformación de hidrocarburos intemperizados. Estos hidrocarburos no pueden ser degradados por la microbiota nativa únicamente debido a la carencia de un sistema enzimático específico y a la recalcitrancia de los compuestos. Se demostró que la aplicación del tipo y concentración de sales inorgánicas, así como la adición al suelo contaminado de un consorcio adaptado con hidrocarburos de fracción pesada, incrementan la capacidad de biodegradación de los hidrocarburos persistentes. El diseño Plakett Burman permitió identificar las mejores condiciones nutrimentales, mismas que corresponden a la formulación 9: (g/L) 0.001 NaCl, 0.006 MgSO4 • 7H2O, 0.002 CaCl2, 1(NH4)2SO4, 1KH2PO4, 1 FeCl3 • 6H2O, 0.001 (NH4)2PO4, 0.25 NH4Cl, 1.065 NaHPO4, 0.1 FeSO4, 0.5 NH4NO3.
Este proyecto sirve como una contribución al mejoramiento de tecnologías de bioestimulación con el objetivo de promover la proliferación de microorganismos hidrocarbonoclastas capaces de degradar hidrocarburos altamente persistentes.
