jueves, 26 de abril de 2012

DEFINICIONES

LEY DE DARCY

Hemos visto que los sedimentos ubicados cerca de la superficie del suelo contienen algunos espacios vacíos, por lo que exhiben porosidad. En muchos casos estos espacios se encuentran interconectados entre ellos. El agua contenida en los espacios vacíos es capaz de moverse desde un espacio a otro, lo que produce la circulación de agua a través del suelo, sedimento o roca. Esta habilidad de los acuíferos de transportar agua, así como de almacenarla, es una de las propiedades hidrogeológicas más importantes y significativas.

EXPERIMENTO DE DARCY

A la mitad del siglo 19, un ingeniero francés, Henry Darcy, desarrolló el primer estudio sistemático del movimiento del agua a través de un medio poroso. En este estudio se analizó el movimiento de agua a través de lechos de arena usados para la filtración de agua para la bebida. Darcy encontró que la tasa o velocidad a la cual el agua fluye a través del medio poroso es directamente proporcional a la diferencia de altura entre los dos extremos del lecho filtrante, e inversamente proporcional a la longitud del lecho.

El experimento consistio una tubería horizontal llena con arena, en la cual se aplica agua mediante presión a través del extremo A, la cual fluye y se descarga a través del extremo B. La presión observada en cada extremo de la tubería (o en alguna posición intermedia) puede ser es medida mediante un tubo vertical de pequeño diámetro (piezómetro). Darcy encontró experimentalmente que la descarga, Q, es directamente proporcional a la diferencia en la altura de aguas entre los piezómetros A y B e inversamente proporcional a la longitud de la tubería, L

Qα hA hB  y  Qα 1/L

El flujo es también proporcional al área perpendicular al escurrimiento, A, por lo cual al combinar todos estos elementos podemos escribir:


Q =K. A (hA  - hB   / L)


donde K es la constante de proporcionalidad y se denomina conductividad hidráulica o permeabilidad. Esta expresión puede ser expresada en términos generales como:


Q =- K. A (dh/dl)

donde dh/dl es conocido como el gradiente hidráulico. La cantidad dh representa el cambio en cota piezométrica entre dos puntos situados muy cercanos, y dl es una distancia muy pequeña. El signo negativo indica que el flujo es en la dirección de cota piezométrica decreciente.

Conductividad Hidráulica o Coeficiente de Permeabilidad
La ecuación anterior puede ser modificada para mostrar que el coeficiente K tiene las dimensiones de longitud/tiempo, o velocidad. Este coeficiente ha sido denominado conductividad hidráulica o coeficiente de permeabilidad:

K = Q / A*(dh/dl)

El flujo, Q, tiene dimensiones de volumen/tiempo (L3/T), el área A (L2), y el gradiente hidráulico (L/L).

K = - ( L3/T)/L2*(L/L)= (L/T)

Hubbert (1956) mostró que la constante de proporcionalidad de Darcy, K, es una función de propiedades del medio poroso y el fluido que pasa a través de él. De hecho es intuitivo pensar que un fluido muy viscoso, por ejemplo petróleo, se moverá a una tasa menor que agua en un mismo tipo de suelo. La descarga es directamente proporcional al peso específico del fluido, g, e inversamente proporcional a la viscosidad dinámica del fluido, μ. A partir de esta información podemos escribir

K= k * γ/μ

O

K= k*ρ*g/μ

donde k es la permeabilidad intrínseca del suelo la cual tiene unidades de área, L2. En la última expresión ρ es la densidad del fluido y g es la aceleración de gravedad. Las unidades de k pueden ser en metros o centímetros cuadrados. En la industria petrolera, el darcy es usado como la unidad para la permeabilidad intrínseca. El darcy se define como:

1 darcy = 1cp*1cm3/s/1cm2/1atm/1cm

Esta expresión puede ser convertida a centímetros cuadrados utilizando:

1 cP = 0.01 dina s /cm2
y
1 atm = 1.0132 106 dina /cm2


Substituyendo en la definición de darcy podemos observar que:

1 darcy = 9.87 109 cm2


La cuantificación del coeficiente de permeabilidad o conductividad hidráulica puede ser realizada a través de dos tipos de métodos diferentes, los que tienen aspectos positivos y negativos inherentes a cada uno de ellos. Los dos tipos de métodos que existen son los indirectos y directos. Los métodos directos se pueden subdividir a su vez en dos grandes categorías: terreno y laboratorio
                          

Mecanismo de degradación




Decloración reductiva anaeróbica (dehalorespiración)
PCE, TCE, DCE, VC, DCA

Anaeróbico, donador de electrones (hidrógeno o fuente de hidrógeno fermentativas)

Eteno, etano

TCE

Anaeróbico, donador de electrones (lactato, metanol butirato, glutamato, 1,2-propaneidol tolueno)

Eteno

PCE, TCE, c-DCE, VC

Anaeróbico, donador de electrones (hidrogeno, propionato o lactato)

No reportado

PCE

Anaeróbico, donador de electrones (metanol)

No reportado

Decloración reductiva anaeróbica (cometabolica)






PCE, TCE, DCE, VC, DCA

Anaeróbico, receptor de electrones (nitratos, sulfatos) electrón donador (hidrógeno)

Eteno, etano

PCE, TCE, CT

Anaeróbico, receptor de electrones (nitratos, sulfatos) electrón donador (hidrógeno)

Eteno, metano


CT



Anaeróbico, receptor de electrones Fe(III)


CF, MC




DCE: Dicloroetano, VC: Cloruro de vinilo, DCA: Dicloroetano, CA: Cloroetano, MC: Cloruro de metileno, CM: Clorometano, TCE: Tricloroetano, CF: Cloroformo, CT: Tetracloruro de carbono


LNAPL: Líquidos no acuosos de fase (LNAPL) son hidrocarburos que exist as a separate, immiscible phase when in contact withexistir como una fase separada, inmiscible cuando está en contacto conwater and/or air. agua y / o aire. Differences in the physical and chemical Las diferencias en la física y químicaproperties of water and NAPL result in the formation of a propiedades del agua y el resultado NAPL en la formación de un physical interface between the liquids which prevents the two interfaz física entre los líquidos que evita que los dosfluids from mixing. los líquidos de la mezcla. Nonaqueous phase liquids are typically Líquidos no acuosos de fase son típicamente classified as either light nonaqueous phase liquids (LNAPLs)clasifican como líquidos ligeros en fase no acuosa (LNAPL) which have densities less than that of water, or dense que tienen densidades de menos que la del agua, densononaqueous phase liquids (DNAPLs) which have densities líquidos no acuosos de fase (DNAPL) que tienen densidadesgreater than that of water. mayor que la del agua. A previous issue paper developed Un documento de la edición anterior desarrollada by the Robert S. Kerr Environmental Research Laboratory por el Robert S. Kerr Ambiental Laboratorio de Investigación  reviews processes and management issues pertaining to revisa los procesos y cuestiones de gestión relacionadas con DNAPLs (Huling and Weaver, 1991). DNAPL (Huling y Weaver, 1991).

NAPL: Es la fase, acuosa, y gaseosos mentioned above. .Contaminants may also partition to theLos contaminantes también pueden partición a la  solid-phase material (ie,soil or aquifer materials).en fase sólida de material (es decir, el suelo o materiales del acuífero). In the En el unsaturated zone contaminants may exist in all four phasescontaminantes insaturados zona pueden existir en las cuatro fases

lunes, 23 de abril de 2012


Lección 20. Contaminación de aguas subterráneas
Procesos contaminantes. Agentes contaminantes. Migración de contaminantes.
Transporte: advección, disfusión y dispersión. Transferencia de masas:
Procesos modificadores: precipitación – disolución, oxidación – reducción,
adsorción e intercambio iónico. Otros procesos.

PRINCIPALES AGENTES CONTAMINANTES


Se pueden establecer los siguientes grupos: Contaminantes químicos, contaminantes
biológicos y contaminantes radioactivos
Los contaminantes químicos son muy variados y se pueden clasificar en iones normales,
iones nitrogenados, materia orgánica, metales pesados y compuestos tóxicos.
El grupo genérico de iones normales comprende los iones cloruro, sulfato, bicarbonato, sodio,calcio, magnesio y los parámetros derivados: residuo seco y dureza.

El principal efecto de la dureza en las aguas de uso doméstico es el incremento en
el gasto de jabón, detergentes o productos de ablandamiento de las aguas para evitar
incrustaciones, aparte de las dificultades en la cocción de verduras y otros alimentos.
En cuanto a los iones nitrogenados, sobre todo se trata de los nitratos derivados de la
utilización de fertilizantes. La presencia de nitritos y amonio puede indicar que proceden de la
descomposición de la materia orgánica de algún vertido de residuos y que puede venir
acompañada de organismos patógenos.
Los principales inconvenientes que puede causar la materia orgánica en aguas destinadas al consumo humano son los de color, olor y sabor, la posibilidad de existencia de microorganismos patógenos que se nutren de ella y la presencia de ciertas sustancias orgánicas no biodegradables que permanecen en el agua y cuyos efectos sobre la salud humana aún no son suficientemente conocidos.


MECANISMOS DE INTRODUCCION Y PROPAGACION DE LA CONTAMINACION EN EL ACUIFERO
Los principales mecanismos de llegada de contaminantes son los de propagación a partir de la superficie, que incluyen los casos de arrastre de contaminantes desde la superficie del terreno por las aguas de infiltración (vertidos sobre el terreno, uso de fertilizantes, etc..) y los de infiltración de aguas superficiales contaminadas desde ríos, acequias, etc.., provocados por la acción humana; los de propagación desde la zona no saturada cuyos ejemplos más típicos son los derivados de los sistemas de tratamiento de aguas residuales domésticas y de embalsamiento superficial de residuos líquidos de diversa procedencia y, finalmente, los de propagación originados en la zona saturada cuyos casos más típicos son los pozos de inyección y la progresión de la intrusión salina por alteración del régimen de flujo.


CAUSAS DE CONTAMINACIÓN
- por actividades urbanas
- por actividades agrícolas
- por actividades industriales
- por aguas salinas
- por actividades mineras
- por vertidos de origen urbano
- otros
MIGRACIÓN DE CONTAMINANTES
Es el conjunto de procesos de transporte, almacenamiento, intercambio y transformación (transferencia), que por causas físicas, químicas y biológicas afectan a los solutos en el suelo y las aguas subterráneas



El transporte de solutos o de contaminantes en medios porosos, saturados, homogéneos e
isótropos está regido por una ecuación de conservación de masa, que tiene en consideración
que el flujo está afectado por los siguientes mecanismos:
a) movimiento convectivo (desplazamiento medio)
b) dispersión aparente (difusión molecular y dispersión mecánica)
c) reacciones geoquímicas (cambio iónico, adsorción
d) procesos bioquímicos, radiológicos (degradación biológica, decrecimiento radioactivo



TRANSPORTE DE SOLUTOS EN EL ACUÍFERO
Las sustancias disueltas, contaminantes o no, una vez incorporadas al sistema de flujo del acuífero, pueden ser transportadas bien por el propio movimiento del agua bien por difusión molecular, o por ambos medios simultáneamente.
Cuando son transportadas por el agua en movimiento, tienden a moverse en la dirección general del flujo y, si no existen interacciones con el terreno, a una velocidad que es igual a la velocidad media del agua subterránea. Sin embargo, a causa de las tortuosidades del terreno, los solutos tienden a separarse de la trayectoria ideal del agua y a moverse con diferente velocidad.

En la difusión no se produce movimiento de solutos a través del movimiento del agua. El movimiento es debido sólo a la existencia de un gradiente de concentración, no hidráulico. Su efecto es la tendencia a la igualación de concentración en cualquier parte del sistema.
Los procesos combinados de dispersión y difusión, además de la dilución de las sustancias disueltas, provocan la formación de un penacho de contaminación cuya forma, extensión y velocidad de propagación dependen tanto de las características del medio como de la sustancia que se propaga y de las características del foco emisor.



Advección
El transporte advectivo o flujo másico advectivo se refiere al movimiento pasivo de solutos disueltos en el agua. La ecuación unidimensional de este flujo es:
F q C A = ×
donde
q es el flujo de Darcy y C es la concentración en disolución



Difusión
El transporte difusivo es debido al movimiento de iones disueltos y moléculas debido a la existencia de gradientes de concentración y a la agitación térmica de las moléculas.Este proceso puede ser descrito mediante la Ley de Fick:
F Dm Cx D = -q ¶

donde q es el contenido volumétrico de agua, Dm es el coeficiente de difusión del medio poroso y x es la distancia Dm es siempre más pequeño que el correspondiente a la difusión molecular en agua pura Da, debido a la tortuosidad del medio:
Dm = Da
         t
La tortuosidad (t) entre dos puntos se define como el recíproco de la relación existente entre la trayectoria real entre los puntos y la trayectoria rectilínea.


Dispersión
Los diferentes tipos, tamaños y orientación de los poros da lugar a velocidades que difieren de unos puntos a otros. Además, también hay variaciones de velocidad en un mismo poro, en donde la velocidad es más pequeña cerca de la pared del poro. Este mecanismo es llamado dispersión mecánica.


TIEMPO DE TRANSITO DE CONTAMINANTES



t = tR + T
tR = H mr / R T = d m / k i
H = espesor no saturado
R = recarga local
mr = humedad volumétrica media del perfil
d = distancia horizontal foco - captación
m = porosidad volumétrica total
k = permeabilidad
i = gradiente hidráulico

TRANSFERENCIA DE MASAS
Durante el transporte de las sustancias disueltas, potencialmente contaminantes, a lo largo del flujo subterráneo, éstas están sometidas a una serie de procesos que tienden a atenuar sus efectos (autodepuración del agua subterránea). Estos procesos de atenuación pueden ser de distinta naturaleza, actuar de manera preferente en una u otra parte del acuífero y ser de eficacia selectiva en relación con determinado tipo de contaminante. Los principales procesos que pueden tener lugar son:
Procesos físicos
Dispersión. Provoca la dilución de contaminantes. La capacidad de dispersión de un medio depende de su grado de heterogeneidad, velocidad del agua subterránea,.. En general, es inversamente proporcional a la porosidad.
Filtración. 
Elimina virtualmente todos los sólidos en suspensión. No es efectiva frente a la mayoría de las especies químicas inorgánicas. Muy efectiva en medios arcillosos.


Circulación de gases. 
Favorece la descomposición de sustancias orgánicas. La limitación de esta circulación puede provocar condiciones anaerobias. Volatilización y fuga en estado de gas pueden afectar a nitratos y sulfatos.

Procesos geoquímicos
Formación de complejos y fuerza iónica. Los complejos y pares iónicos se forman en su
mayoría por combinación de iones polivalentes. La fuerza iónica es una medida del total de iones disueltos. tanto una como otra hacen aumentar la cantidad de especies disueltas que estarían limitadas por oxidación, precipitación o adsorción.
Neutralización - reacciones ácido-base. 
La mayoría de los constituyentes de las aguas
subterráneas son más soluble y, por tanto, más móviles cuando el pH es bajo. En la mayoría de los casos este efecto no es importante si el pH de efluentes etc.. oscila entre 6 y 9, pero es muy importante cuando se trata de residuos muy ácidos o muy básicos.
Oxidación - reducción. 
Muchos elementos pueden presentar varios estados de oxidación estando su movilidad estrechamente ligada a dicho estado. En suelos no saturados y zonas de
recarga de acuíferos suelen predominar condiciones oxidantes o parcialmente reductoras, mientras que en la zona saturada suelen predominar las reductoras, especialmente si existe materia orgánica.
Precipitación - disolución
Teóricamente casi cualquier constituyente que se encuentre en solución puede precipitar. El calcio, magnesio, bicarbonatos y sulfatos, especialmente, pueden estar sometidos a estos procesos. Constituyentes traza como arsénico, boro, cadmio, cianuro, hierro, plomo, mercurio,.. presentan una notable capacidad de precipitación en ciertas condiciones.
Adsorción - desorción. 
El proceso de intercambio iónico puede provocar la retención de cationes y aniones en la superficie de las arcillas. La cantidad de cationes metálicos adsorbidos auemta con el pH. Los elementos adsorbidos pueden volver a la solución (desorción) cuando
un agua con menor concentración de estos elementos entra en contacto con el material adsorbente. Este proceso es probablemente uno de los más efectivos en la atenuación de la contaminación. Con excepción de los cloruros y, en menor proporción, nitratos y sulfatos, la mayoría de los contaminantes, en condiciones favorables, pueden ser adsorbidos y a´si, eliminados del agua subterránea.
Procesos bioquímicos
Degradación biológica y asimilación. 
Muchas sustancias orgánicas pueden ser extraídas del agua por actividad biológica : sulfatos, nitratos, arsénico y mercurio pueden ser fijados biológicamente. El molibdeno es fuertemente asimilado y fijado por las plantas.
Síntesis celular. El nitrógeno, carbono, azufre y fósforo, así como otros constituyentes traza son necesarios para el crecimiento de los organismos y pueden, por consiguiente, ser retirados en su movimiento desde los emplazamientos de residuos.



PROCESOS EN LA ZONA NO SATURADA
Las entradas de agua son debidas a las lluvias, al riego, recarga artificial y lixiviados de vertidos, cuyas características físico-químicas es necesario conocer. Los procesos que en mayor medida afectan a esta zona son la evapotranspiración que conlleva la concentración de las sales disueltas y la absorción radicular selectiva, cuya fase líquida forma parte de la evapotranspiración pero que puede jugar un importante papel en la pérdida de algunos iones (nitratos fundamentalmente).



La volatilización puede afectar al amonio y aciertas sustancias orgánicas (plaguicidas). Realmente, en esta zona también tienen lugar la mayoría de los procesos que se indican en la zona intermedia o zona no saturada propiamente dicha, e incluso con mayor intensidad, como puede ser el caso de la adsorción de metales pesados o de nitrificación del amonio

Las reacciones de oxidación en ambiente aerobio, capaz de aportar oxígeno, son
especialmente intensas en los compuestos del nitrógeno (nitrificación del amonio y nitrito) y en los sulfuros, que son transformados a sulfatos. Por el contrario, las reacciones de reducción, en ambiente anaerobio y con presencia de materia orgánica, conducen a la formaciónde amonio (desnitrificación) y sulfuros (reducción de sulfatos).
La biodegradación que afecta a las sustancias orgánicas tiene lugar en los primeros
centímetros del suelo donde tanto la presencia de oxígeno como la actividad biológica.

















CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS DE LOS PLAGUICIDAS
Y SU TRANSPORTE EN EL AMBIENTE

Para entender como se comporta un plaguicida en el ambiente se necesita conocer cierta información sobre las propiedades físico-químicas de la molécula y su mecanismo de transporte, así como las características medio ambientales y la geografía del lugar en el que se le encuentra.La molécula de plaguicida no permanece intacta por tiempo indefinido en el medio ambiente, ya que con el tiempo sufre una degradación influenciada por microorganismos, actividad química, pH, clima, y contenido de materia orgánica del suelo, entre otros.

1.- CARACTERÍSTICAS MEDIO AMBIENTALES
Son los lugares en que puede estar presente el plaguicida como: materiales o sustancias de desecho, agua subterránea o superficial, aire, suelo, subsuelo, sedimento y biota


2.- MECANISMOS DE TRANSPORTE AMBIENTAL DE LOS PLAGUICIDAS
Es la forma en que se mueven los plaguicidas en el medio ambiente, desde la fuente emisora del plaguicida hasta los puntos donde existe exposición para el ser humano o biota


2.1. Difusión
Es el movimiento de moléculas debido a un gradiente de concentración. Este movimiento es al azar pero trae como consecuencia el flujo de materiales desde las zonas más concentradas a las menos concentradas

• Lixiviación. Es el parámetro más importante de evaluación del movimiento de una sustancia en el suelo. Está ligado a la dinámica del agua, a la estructura del suelo y a factores propios del plaguicida.

• Evaporación. La tasa de pérdida de un plaguicida por volatilización depende de su presión de vapor, de la temperatura, de su volatilidad intrínseca y de la velocidad de difusión hacia la superficie de evaporación


3.- INFLUENCIA DE LAS CARACTERÍSTICAS DEL SITIO EN EL TRANSPORTE DE PLAGUICIDAS
Las características físicas y las condiciones climáticas del sitio de estudio contribuyen al transporte de los contaminantes.Por consiguiente, es necesaria la información acerca de la topografía, tipos de suelo y ubicación, tipo de cubierta del suelo, precipitación anual, condiciones de temperatura, entre otros, para poder estimar hacia donde pudiera desplazarse el plaguicida aplicado.


4.- FACTORES FÍSICO-QUÍMICOS QUE INFLUYEN EN EL DESTINO DE LOS CONTAMINANTES Y EN EL TRANSPORTE AMBIENTAL
4.1. Volatilización
La volatilidad representa la tendencia del plaguicida a pasar a la fase gaseosa. Todas las sustancias orgánicas son volátiles en algún grado dependiendo de su presión de vapor, del estado físico en que se encuentren y de la temperatura ambiente.


4.2. Presión de Vapor
Es una medida de volatilidad de una sustancia química (plaguicida) en estado puro y es un determinante importante de la velocidad de volatilización al aire desde suelos o cuerpos de agua superficiales contaminados.


La presión de vapor se expresa usando una variedad de unidades, incluyendo los pascales (Pa), milímetros de mercurio (mm Hg equivalente a Torr), libras por pulgada cuadrada (lb/pulg 2) y atmósferas (atm).
1 Pa = 1 kg/m•s2
1 Pa = 7.5 x 10-3 mm Hg (Torr)
1 kPa (kilopascal)= 1000 Pa= 7.5 mm Hg (Torr)
1 mPa (milipascal) = 0.001 Pa = 7.5 x 10-6 mm Hg (Torr)
1 atm = 101.325 kPa (kilopascal)
1 atm = 14.70 lb/pulg 2

Los plaguicidas con presión de vapor menor a 1.0 x 10-8 (1.0 E-08) tienen bajo potencial para volatilizarse (cuadro 1). Los plaguicidas con una presión de vapor mayor a 1.0 x 10-3 (1.0 E-03) tienen alto potencial para volatilizarse


4.3. Constante de la Ley de Henry (H)
Describe la tendencia de un plaguicida a volatilizarse del agua o suelo húmedo. El valor se calcula usando la presión de vapor, solubilidad en agua y peso molecular de un plaguicida (6, 8).
Coeficiente de partición aire-agua (Hc)
Hc = p/c, donde:
p = presión de vapor del plaguicida (Pa)
c = solubilidad en agua (mol. m-3)
Hc = Pa/moles. m-3 = Pa m3/moles
Hc = p’ x PM x 10-3/c’
Hc = mPa x PM x10-3/ppm donde:
p’ = presión de vapor del plaguicida (mPa)
PM = peso molecular del plaguicida
c’ = solubilidad en agua (ppm)
Cuando el plaguicida tiene una alta solubilidad en agua con relación a su presión de vapor, el plaguicida se disolverá principalmente en agua

Un valor alto de la Ley de Henry, indica que un plaguicida tiene un potencial elevado para volatilizarse del suelo húmedo; un valor bajo predice un mayor potencial de lixiviación del plaguicida


4.4. Persistencia
Se define como la capacidad de cualquier plaguicida para retener sus características físicas, químicas y funcionales en el medio en el cual es transportado o distribuido, durante un período limitado después de su emisión. Los plaguicidas que persisten más tiempo en el ambiente, tienen mayor probabilidad de interactuar con los diversos elementos que conforman los ecosistemas (ver cuadro



4.4.1. Vida media
La vida media está definida como el tiempo (en días, semanas o años) requerido para que la mitad del plaguicida presente después de una aplicación se descomponga en productos de degradación. La descomposición depende de varios factores incluidos la temperatura, el pH del suelo, los microorganismos presentes en el suelo, clima, exposición del plaguicida a la luz, agua y oxígeno.

Existen diferentes tipos de clasificar a la vida media de un plaguicida, como son:

• Vida media en suelo: Es el tiempo requerido para que un plaguicida se degrade en el suelo. La vida media está determinada por el tipo de organismos presentes en el suelo, el tipo de suelo (arena, arcilla, limo), pH y temperatura, entre otros .
El Departamento de Regulación de Plaguicidas en California, E.U., determinó que un plaguicida que tiene una vida media mayor a 9 días en un suelo aeróbico puede tenerpotencial para contaminar aguas subterránea .

• Vida media por Fotólisis: Es el tiempo requerido para que la mitad de un plaguicida aplicado expuesto a la luz del sol se degrade.

• Vida media por Hidrólisis: Es el tiempo requerido para que la mitad de un plaguicida aplicado se degrade por la acción del agua.


4.5. Solubilidad en Agua
La solubilidad en agua de un plaguicida es una medida que determina la máxima concentración de un plaguicida a disolverse en un litro de agua y por lo general tiene un rango de 1 a 100,000 mg/L. Las unidades de concentración son:
mg por litro (mg/L), que es aproximadamente igual a una parte por millón (ppm) o un microgramo por litro (μg/L), que es aproximadamente igual a una parte por billón (ppb)


4.6 Coeficiente de Adsorción de carbono orgánico (Koc).
A este valor también se le conoce como Coeficiente de adsorción suelo/agua o el Coeficiente de adsorción. Es una medida de la tendencia de un compuesto orgánico a ser adsorbido (retenido) por los suelos o sedimentos .
Koc = KD x 100/ %oc, donde:
%oc es el porcentaje de carbono orgánico en el suelo = % materia orgánica/ 1.72.
El Koc es específico para cada plaguicida y es sumamente independiente de las propiedades del suelo. Los valores del Koc van de 1 a 10,000,000 (10).
Un Koc elevado indica que el plaguicida orgánico se fija con firmeza en la materia orgánica del suelo, por lo que poca cantidad del compuesto se mueve a las aguas superficiales o a los acuíferos


4.7. Coeficiente de Partición Octanol/Agua (Kow)
El coeficiente de partición Octanol-agua, Kow, es una medida de cómo una sustancia química puede distribuirse entre dos solventes inmiscibles, agua (es un solvente polar) y octanol (es un solvente relativamente no polar, que representa a las grasas). El Kow proporciona un valor de la polaridad de un plaguicida, que es frecuentemente utilizado en modelos para determinar como un plaguicida puede distribuirse en tejido de grasa animal (3, 6).
Kow = C octanol / C agua, donde:
C = la concentración molar
pKow = -log 10 Kow
Los plaguicidas con una vida media y un Kow altos pueden acumularse en tejido graso  y bioacumularse a lo largo de la cadena alimenticia.


4.8. Potencial de contaminación de agua subterránea
Las propiedades anteriormente descritas son de gran utilidad para los investigadores ya que permiten estimar el potencial de afectación de los plaguicidas si entran en contacto con el agua. La Agencia de Protección Ambiental (EPA), de los Estados Unidos, realizó estudios de laboratorio durante 10 años, asociando ciertas propiedades de los plaguicidas con la lixiviación; en el cuadro 7 se muestran los valores de potencial de contaminación de agua subterránea



5. CLASIFICACIÓN DE LA TOXICIDAD DE LOS PLAGUICIDAS
Por mucho tiempo se ha intentado desarrollar un sistema práctico para evaluar la toxicidad aguda y crónica de las sustancias químicas, incluyendo a los plaguicidas. El método más comúnmente empleado y avalado por la Organización Mundial de la Salud (OMS) para medir la toxicidad es la Dosis Letal 50, DL50, que se define como la cantidad mínima de una sustancia, generalmente expresada en mg/kg, que es capaz de matar al 50% de una población de animales de prueba. Los resultados de DL50 obtenidos para una sustancia dada se extrapolan a los humanos y sirven de base para los sistemas de clasificación de la toxicidad.

Las propiedades de algunas sustancias químicas, tales como los plaguicidas, implican cierto nivel de riesgo tanto al medio ambiente como a la salud humana. Debido a esto, es necesario contar con un mejor conocimiento de los plaguicidas, con la finalidad de prevenir y minimizar los riesgos asociados a un uso indiscriminado de estos.
En México, debido a la gran diversidad de climas, suelos, orografía, biota y tipo de tecnología aplicada en la agricultura, se deben tomar los valores del cuadro 7 como una base o referencia, y no como una regla, debido a que son datos tomados en laboratorio bajo condiciones controladas, lo cual no ocurre en la naturaleza


















jueves, 19 de abril de 2012

Solucionando grandes problemas ambientales con la ayuda de pequeños amigos: las técnicas de biorremediación

Solucionando grandes problemas ambientales con la ayuda de pequeños amigos: las técnicas de biorremediación. 

Podemos definir biorremediación como la utilización de seres vivos para solucionar un problema ambiental, tales como suelo o agua subterránea contaminados. En un ambiente no contaminado, las bacterias, los hongos, los protistas, y otros microorganismos heterotróficos degradan constantemente la materia orgánica disponible, para obtener energía. Cuando un agente contaminante orgánico, combustible, petróleo u otro es accidentalmente liberado en un ambiente dado, algunos de los microorganismos indígenas morirán, mientras que sobrevivirían algunos otros capaces de degradar estos compuestos orgánicos. La biorremediación trabaja proveyendo a estos organismos de nutrientes, oxígeno, y otras condiciones que favorezcan su rápido crecimiento y reproducción. Estos organismos entonces podrán degradar el agente contaminante orgánico a una velocidad mayor, proporcionando una técnica para limpiar la contaminación, realzando los mismos procesos de biodegradación que ocurren naturalmente en el medio ambiente.

El objetivo de la biorremediación es eliminar, o al menos disminuir la concentración de sustancias potencialmente tóxicas, dispersadas accidentalmente o no en suelos y/o cuerpos de agua superficial o subterránea, utilizando como parte fundamental del proceso a los microorganismos .
Los microorganismos utilizados en biorremediación son generalmente no-fotosintéticos; ecológicamente ocupan el nivel trófico (de alimentación) denominado de los descomponedores, en el que los hongos y bacterias son componentes principales. Estos organismos están presentes en prácticamente todos los lugares del planeta, inclusive a profundidades y temperaturas que se creía libres de ellos, como los pozos petrolíferos profundos

¿Cómo Obtienen Energía los Microorganismos?


Los organismos son capaces de producir la energía necesaria para su crecimiento y
reproducción

1. Fotosíntesis
2. Oxidación de compuestos inorgánicos
3. Oxidación de compuestos orgánicos


Los caminos metabólicos que pueden emplear los microorganismos presentes
en esta categoría se pueden clasificar en tres grupos; el primero de ellos depende del oxígeno (aeróbico) como aceptor final de electrones, mientras que los otros dos se realizan en ausencia de oxígeno (anaeróbico).

La acción de los microorganismos anaeróbicos es más lenta, pero en contrapartida son capaces de degradar compuestos más tóxicos o con escasos lugares atacables enzimáticamente en sus moléculas, como los hidrocarburos aromáticos policíclicos, solventes clorados y pesticidas. Este grupo de organismos goza de “mala prensa” debido a que están asociados a la producción de olores nauseabundos y gases inflamables, y también debido a que muchos de ellos son patógenos. El más simple sistema anaeróbico es el de los digestores, que utilizan un tanque mezclador que puede operar de modo continuo o discontinuo (batch); como subproducto de su operación puede obtenerse metano.


a) Respiración aeróbica. Este es el proceso más eficiente de los tres (en cuanto a la producción de energía o ATPs), por lo que es el elegido por los microorganismos siempre que esté presente el oxígeno (que es el aceptor final de los electrones) y,
por supuesto, que tenga la maquinaria enzimática para realizar el proceso.


Estos organismos son utilizados en las plantas de tratamiento de aguas cloacales e industriales. Su función básicamente selleva a cabo poniendo en contacto las aguas residuales con una población microbiana aclimatada, y controlando cuidadosamente las condiciones ambientales (nutrientes, concentración de gases, concentración de tóxicos, etc.). Los organismos aeróbicos degradan la materia orgánica más rápidamente y eficientemente que los anaeróbicos, por lo que generalmente son los utilizados en los procesos de depuración de aguas, o lodos.


b) Respiración anaeróbica. Es similar a la respiración aeróbica, con la diferencia de que el último aceptor de los electrones no es el oxígeno (sino nitratos, sulfatos, hidrógeno, etc.). Normalmente estos organismos son anaerobios estrictos, o sea que
sólo pueden crecer en ausencia total de oxígeno (el oxígeno es tóxico para ellos). Es un grupo pequeño (pocas especies) de organismos, formado sólo por bacterias. Importantes representantes son las bacterias metanogénicas y las bacterias
sulfatorreductoras.


c) Fermentación: Algunos organismos obtienen energía de la degradación de compuestos orgánicos, degradándolos sólo parcialmente. Tanto el donor como el aceptor de los electrones es una molécula orgánica. Dependiendo de los organismos involucrados, tanto los productos como los substratos utilizados pueden ser muy variables.

Se entiende por biorremediación in situ a aquellos procesos que utilizan microorganismos para degradar sustancias peligrosas en el suelo y agua con mínima alteración de la estructura del suelo. Usualmente el objetivo es realizarlo en forma
aeróbica.


Derrame de hidrocarburos

Consideremos un caso frecuente de contaminación: El derrame de hidrocarburos sobre el suelo. La implementación del proceso de biorremediación (luego de una limpieza por métodos físicos, si esto fuera necesario) en una situación de este tipo podría involucrar los siguientes pasos:

  • Retirada de la fase líquida no acuosa (NALP).
  • Estudios hidrogeológicos.
  • Estudios microbiológicos.
  • Elección de la ingeniería.
  • Instalación y comienzo de las operaciones.
  • Operación y monitoreo
  • Fin de las operaciones.
Suelos contaminados con TNT

los dinitroy
trinitrotoluenos son considerados carcinógenos, y en segundo lugar, los emplazamientos con esta contaminación son muy importantes, tanto en número como en tamaño. En muchos casos, la contaminación se concentra en la parte superior del suelo de fortificaciones que fueron usadas para producir o depositar TNT, en instalaciones militares.

En ambientes estrictamente anaeróbicos, el 2,4,6-trinitrotolueno (TNT) es totalmente reducido a triaminotolueno (TAT), el cual puede ser destoxificado por polimerización en medio aeróbico o por unión irreversible a arcillas. La transformación de los nitrotoluenos por los microorganismos es cometabólico por esto se requiere el agregado de una fuente de carbono, así como nutrientes. En algunas ocasiones no es necesaria la reducción total del TNT, sino que algunos metabolitos pueden ser incorporados a una matriz orgánica (humificación) quedando de esta manera inmovilizados.

Esta técnica es de tipo landfarming, y las operaciones principales son, la promoción de la humificación de manera controlada, mediante la adición de materia orgánica al suelo, y en segundo lugar, el incremento del metabolismo de los microorganismos mediante el agregado de fuentes de carbono de pequeño peso molecular, fácilmente asimilables por los microorganismos, así como otros nutrientes. Se trata de proporcionar poco nitrógeno como nutriente, ya que de esta forma los microorganismos se verán obligados a degradar el TNT, utilizándolo como fuente de nitrógeno.

Futuro de las Técnicas de Biorremediación

Comparada con los métodos físicos de limpieza, la biorremediación es más económica y causa menos perturbación en el
medio ambiente, las técnicas de biorremediación son una buena estrategia de limpieza para ciertos tipos de contaminación, como la producida por el petróleo y otros compuestos orgánicos no demasiado tóxicos. Cuando existe una acumulación de sustancias toxicas o no biodegradables la biorremediación no funciona, ya que la colonización y crecimiento de los microorganismos se encuentra inhibida.