La mayoría de los compuestos orgánicos identificados como hidrocarburos derivados del petróleo. Incluían representantes del grupo de los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAPs), incluyendo el naftaleno, el antraceno, el fenantreno, el pireno, el fluoreno, el benzo[a]antraceno, el criseno, el benzo[a]pireno y también los derivados alquilados de estos HAPs. Los hidrocarburos alifáticos, los alquil bencenos, los dibenzotiofenos y el bifenilo, que fueron detectados en estas muestras de sedimentos, son también indicativos de contaminación por petróleo. En el estudio previo también se habían detectado compuestos orgánicos similares, pero menos (Stephenson& Labunska 1998).
Hidrocarburos Policíclicos Aromáticos (HAP´s)
Los HAPs son un grupo de compuestos presentes en el petróleo (Overton 1994), y se consideran los más tóxicos de los hidrocarburos junto con los monoaromáticos. Una vez que los HAPs son liberados al ambiente acuático, la degradación a través de microorganismos es a menudo lenta, lo que conduce a su acumulación en los sedimentos, suelos, plantas acuáticas y terrestres, peces e invertebrados expuestos (ATSDR 1997). Los HAPs pueden afectar la salud humana; los individuos expuestos a mezclas de estos compuestos a través de la inhalación o el contacto dérmico por periodos prolongados, han desarrollado cáncer (ATSDR 1997).
Nota: Nombre colectivo para los compuestos aromáticoson sistemas cíclicos condensados. Puesto que el benzo[ a] pireno es el hidrocarburo aromático policíclico más estudiado y dado que es representativo de los efectos de los compuestos de este grupo, se acostumbra expresar los impactos ocasionados por los hidrocarburos aromaticos policíclicos en términos de equivalencia con el benzo[ a] pireno DATOS FÍSICO-QUÍMICOS BÁSICOS Fórmula empírica: C20H12
Nombre químico: Benzo[ a]
pireno
Aspecto general: Cristales amarillentos.
PROCEDENCIA Y APLICACIONES
Procedencia / aplicaciones:
Los hidrocarburos aromáticos policíclicos son componentes
naturales de materias primas orgánicas, especialmente de petróleos crudos; generados por
pirólisis de materia orgánica.
Algunos ejemplos del contenido de benzo[ a] pireno en distintas sustancias:
Alquitrán de hulla | 0,65% |
Alquitrán para pavimento | 0,51-1% |
Brea, pez | 1,25% (valor máximo) |
Aceites de impregnación | 0,045-0,35% |
Aceite de motor (nuevo) | 0,008-0,27 mg/kg |
Aceite de motor (usado) | 5,2-35 mg/kg |
Gasoil (dieseloil) | 0,026 mg/l |
Combustible | 0,09-8,3 mg/kg |
Petróleo crudo (Kuwait) | 2,8 mg/kg |
Petróleo crudo (Libia) | 1,32 mg/l |
Petróleo crudo (Venezuela) | 1,66 mg/l |
Petróleo crudo (Golfo Pérsico) | 0,40 mg/l |
Cantidades producidas:
Sólo se extraen comercialmente unos pocos compuestos de este grupo, tales como el
antraceno ((r) tinturas), el carbazol ((r) tinturas, insecticidas) y el pireno ((r)
tinturas). El benzo[ a] pireno
no se comercializa, excepto como estándar analítico.
Emisiones:
Las emisiones de benzo[ a]
pireno de combustibles fósiles son las siguientes:
Calefacción a carbón | 100 mg/m3 |
Hornos de coque | 13-35 mg/m3 |
Incineración de desperdicios | 11 mg/m3 |
Gases de escape de motores a gasoil | 5 mg/m3 |
Usinas térmicas (de carbón) | 0,3 mg/m3 |
Usinas térmicas (de gas) | 0,1 mg/m3 |
Gas de escape de vehículos | 1-48 mg/l de combust. quemado |
Efectos característicos
Seres humanos/mamíferos: Una cierta cantidad de hidrocarburos aromáticos policíclicos resultaron carcinógenos en experimentos con animales, algunos incluso ejercen efectos mutagénicos. El efecto carcinógeno del benzo[ a] pireno ha sido demostrado de manera inequívoca.
COMPORTAMIENTO EN EL MEDIO AMBIENTE
Agua:
En agua salobre y en aguas marinas, después de 3 horas se registra una adsorción del
71-75% en partículas, especialmente en fitoplancton y bacterias. El benzo[ a] pireno reacciona rápidamente con
cloro y ozono. En el agua se produce su transformación fotoquímica.
Degradación, productos de la descomposición, tiempo de vida media:
No es posible formular afirmaciones de validez general sobre el comportamiento del
benzo[ a] pireno en los cuerpos de
agua superficiales, puesto que los datos de que se dispone difieren mucho entre sí. En
cuanto a la degradación microbiana del benzo[ a] pireno en los sedimentos, se han obtenido valores de 8 semanas con
concentraciones altas y de más de dos años con concentraciones entre medias y bajas.
Además, se mencionan tiempos de vida media de hasta 10 años para el benzo[ a] pireno en los sedimentos. También
para la degradación del benzo[ a]
pireno en el suelo se han presentado tiempos de vida media muy variados, que oscilan entre
2 días y 2 años según, por ej., el tipo de suelo, la especie de microorganismos
presentes en el suelo y el grado de contaminación. Como regla general podemos decir que
las concentraciones bajas se transforman más lentamente que las concentraciones altas (s.RIPPEN, 1989 / KOCH, 1989).
Los metabolitos más importantes son el 3-hidroxibenzo[ a] pireno y el 9-hidroxibenzo[ a] pireno.
ESTÁNDARES AMBIENTALES
Medio/ | Ámbito | País/ | Stat. | Valor | Norma | Observaciones | Fuente |
receptor | organismo | ||||||
Agua: | |||||||
Agua pot. | Austria | (L) | 0,2 mg/l | incl. 5 otras sustancias | s.RIPPEN, 1989 | ||
Agua pot. | RFA | L | 0,2 mg/l | incl. 5 otras sustancias | s.RIPPEN, 1989 | ||
Agua pot. | CE | G | 0,2 mg/l | incl. 5 otras sustancias | s.RIPPEN, 1989 | ||
Agua pot. | URSS | (L) | 0,005 mg/l | s.RIPPEN, 1989 | |||
Agua pot. | OMS | G | 0,2 mg/l | incl. 5 otras sustancias | s.RIPPEN, 1989 | ||
Aguas subt. | RFA(HH) | G | 0.2 mg/l | estudios más exhaustivos | s.LAU-BW, 1989 | ||
Aguas subt. | RFA(HH) | G | 1 mg/l | estudios de saneamiento | s.LAU-BW, 1989 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,1 mg/l | recomendación, naftaleno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 70 mg/l | intervención, naftaleno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,02 mg/l | recomendación, antraceno + fenantreno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 5 mg/l | intervención, antraceno +fenantreno | s.TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,005 mg/l | recomendación, fluoranteno | s.TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 1 mg/l | intervención, fluoranteno | s.TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,002 mg/l | recomendación, benzo[ a] antraceno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 0,5 mg/l | intervención, benzo[ a] antraceno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,002 mg/l | recomendación, criseno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 0,05 mg/l | intervención, criseno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,001 mg/l | recomendación, BaP | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 0,05 mg/l | intervención, BaP | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,0002 mg/l | recomendación, benzo[ ghi] perileno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 0,05 mg/l | intervención, benzo[ ghi] perileno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,001 mg/l | recomendación, benzo[ k] fluoranteno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 0,05 mg/l | intervención, benzo[ k] fluoranteno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | G | 0,0004 mg/l | recomendación, indeno[ 1,2, 3-cd] pireno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Aguas subt. | P. Bajos | L | 0,05 mg/l | intervención, [ 1,2, 3-cd] pireno | s. TERRA TECH 6/94 | ||
Suelo: | |||||||
P. Bajos | G | 1 mg/kg MS | recomendación, HAP | s.TERRA TECH 6/94 | |||
P. Bajos | L | 40 mg/kg MS | intervención, HAP | s.TERRA TECH 6/94 | |||
Aire: | Emisión | RFA | L | 0,1 mg/m3 | flujo masivo ³ 0,5 g/h | s. LT-Aire, 1986 |
Nota: 1) Landesamt für Umweltschutz - Baden-Württemberg (Ministerio de Protección Ambiental del Land Baden-Wurtemberg).
VALORES COMPARATIVOS / DE REFERENCIA
Medio / procedencia | País / | Valor |
organismo | ||
Aguas: | ||
Rin (Karlsruhe, Colonia, Leibheim) | RFA | < 1-13 ng/l (fase acuosa) |
Rin (lugares antes mencionados 1977-79) | RFA | < 1-82 ng/l (suspensión) |
Wupper (desembocadura, 1984) | RFA | 690 ng/l (valor máximo) |
Lago de Constanza (Sipplingen, 1977-79) | RFA | < 1-3 ng/l (fase acuosa) |
Lago de Constanza (Sipplingen, 1977-79) | RFA | < 1-4 ng/l (suspensión) |
Mar del Norte (varios lugares, 1980) | RFA | < 0,02-0,56 ng/l (n=8) |
Aguas subterr. (no contaminadas) | P. Bajos | < 5 ng/l (n=8) |
Aguas subterr. (contaminadas) | P. Bajos | 1000 ng/l |
Aguas subterr. (contaminadas) | EEUU | 13 mg/l (valor máximo) |
Agua pot. (Helsinki, 1980) | Finlandia | 0,05 ng/l |
Agua pot. | Noruega | < 0,05 ng/l |
Agua pot. (1984-86) | RFA | < 50-<120 ng/l (n=598) |
Sedimentos: | ||
Rin (km 639, 1982/83) | RFA | 1,25 mg/kg MS |
Wupper | RFA | 2 mg/kg MS (media) |
Lago de Constanza | RFA/Suiza | 1-1 620 mg/kg |
Mar del Norte (diversos lugares) | 0,15-460 mg/kg (contaminados y no cont.) | |
(Mar) Adriático | 0,4-13 mg/kg MS (n=24) | |
Suelo: | ||
Suelo forestal (diversos lugares) | RFA | 1,5-4 mg/kg MS |
Div: suelos contaminados | RFA | 1-32 mg/kg MS |
Cubiertas de suelo (Soiling) | RFA | 110-360 mg/kg |
Suelos alejados de establec.industriales | 15-18 mg/kg (promedio) | |
Suelos próximos a establec.industriales | 200-500 mg/kg (promedio) | |
Aire: | ||
Aire urbano (Berlín, smog, 1980-82) | RFA | 8-92 ng/m3 (n=546) |
Áreas poco contaminadas (1981) | RFA | 1,3-1,4 ng/m3 (n=208) |
Áreas no contaminadas (1981) | RFA | < 0,11-0,52 ng/m3 (n=3) |
Precipitaciones urbanas (1979/80) | RFA | 1,8-3,6 ng/m3 (media anual) |
Precipitaciones urbanas (1979/80) | RFA | 0,30-15 ng/m3 (media mensual) |
Agua de lluvia (Los Angeles, 1982) | EEUU | <2-115 ng/l |
Neblina (Bosque de Franconia z.norte, 1983) | RFA | 260-880 ng/l (n=3) |
Polvo (Área del Ruhr, 1970-75) | RFA | 50-100 ng/l |
Lug. de trab. (mat. bituminoso) | Canadá | 0,04-43 mg/m3 (techado, trabajos viales) |
Aire en ambiente cerrado (lleno de humo) | 22 ng/m3 | |
Animales acuáticos: | ||
Diversos moluscos | Groenl. | 18-60 mg/kg |
Diversos moluscos | Italia | 2-540 mg/kg |
Lenguado (no contaminado, contaminado) | EEUU | 30 y 570 mg/kg RS |
Nota: Todos los datos se refieren al benzo [a] pireno y provienen de RIPPEN, 1989. Esta obra contiene gran cantidad de resultados de investigaciones adicionales, incluyendo muchos datos relacionados con el contenido de benzo[ a] pireno en plantas y alimentos.
EVALUACIÓN Y OBSERVACIONES
Si bien el benzo [a] pireno es un contaminante atmosférico con efecto carcinógeno, apenas si existen hasta el presente valores límite y estándares ambientales. Debido a que el benzo[ a] pireno ingresa al cuerpo humano desde diferentes fuentes, es imprescindible que mantener los alimentos y el agua potable libres de esta sustancia.
COMPUESTOS ORGÁNICOS VOLÁTILES
En general el término COVs se refiere a aquellos compuestos orgánicos volátiles que producen un efecto negativo sobre el medio ambiente, incluso a concentraciones de sub-ppm. El término COVs engloba todos los compuestos orgánicos volátiles capaces de producir oxidantes fotoquímicos mediante reacciones provocadas por la luz solar en presencia de óxidos de nitrógeno.
Los COVs forman la mayor parte de las emisiones de los procesos industriales; de los 187 compuestos regulados bajo la "Clean Air Act Amendement" en 1990, 154 son COVs.
Se debe prestar atención especial al ozono, nitrato de peroxiacilo (PAN) y otros intermediarios o subproductos de la degradación de COVs en la tropósfera, y a los COVs que afectan a la capa de ozono en la estratósfera.
Comúnmente se tienen dos grupos importantes de COVs en las emisiones industriales: los hidrocarburos (incluyendo a los oxigenados) y los hidrocarburos halogenados C1-C2.
.Algunos COVs comunes
Tolueno Xilenos Isopropanol Eteres glicólicos Olefinas
Naftas Destilados del petróleo Acetona Parafinas
Metil-etil-cetona Aromáticos Tricloroetileno
Los COVs incluyen a muchos tipos de solventes, desgrasadores, limpiadores, lubricantes y combustibles líquidos.
Es conocido que el ozono no es generado por ninguna fuente antropogénica, siendo su presencia en el aire ambiente producto de una serie de reacciones químicas de los llamados precursores, principalmente los óxidos de nitrógeno y compuestos orgánicos volátiles.
Los óxidos de nitrógeno se originan en un extenso número de procesos industriales, como consecuencia de los distintos tipos de combustión. En Madrid, las fuentes de emisión son fundamentalmente los vehículos de motor y los generadores de calor domésticos para calefacción y agua caliente sanitaria.
Las fuentes de emisión de los compuestos orgánicos volátiles (COVs), prescindiendo de los procesos industriales y de los automóviles, son las que se representan en el gráfico siguiente:
Principales fuentes de COVs sin incluir a automóviles e industrias |
La formación y destrucción del ozono troposférico se inicia al disociarse el NO2 por la radiación solar en el ultravioleta cercano:
O2 + O ® O3
NO + O3 ® NO2 + O2
La influencia de la radiación ultravioleta en el proceso de formación del ozono, queda patente en la gráfica que corresponde a la evolución del contaminante ozono y la radiación ultravioleta en un día muy singular como fue el 11 de agosto de 1999, día del eclipse solar.
Los efectos que producen altas concentraciones de ozono sobre la salud humana se reflejan en problemas respiratorios, disminución de la capacidad pulmonar y alteraciones en el sistema inmunológico.
La mayoría de las quitapinturas contienen grandes cantidades de Compuestos
Orgánicos Volátiles, que evaporan tanto durante la fabricación como en el punto de uso.
Los Compuestos Orgánicos Volátiles contribuyen a la polución atmosférica. Cuando se
encuentran en la atmósfera, los Compuestos Orgánicos Volátiles reaccionan con el Oxido
de Nitrógeno para formar el Ozono, uno de los elementos principales contaminando el aire,
particularmente resultando en el 'smog' de verano. Los Compuestos Orgánicos Volátiles
son así asociados con los problemas médicos como el asma. Se hace un gran esfuerzo para
reducir las cantidades de Compuestos Orgánicos Volátiles usados y emitidos en la
atmósfera,
Las quitapinturas convencionales son a base de disolventes o a base cáustica.
Contienen Cloruro de Náfteno (Diclorometano) o Sosa Cáustica o n-Metilo-Pirolidona o
DimetilSulfóxido o Alcohol Bencílico.
Estos químicos peligrosos también se encuentran en las quitapinturas supuestamente
"seguras".
PRODUCTOS A BASE DE CLORURO DE NÁFTENO:
A pesar de varios riesgos asociados conocidos, las quitapinturas a base de disolventes
convencionales a menudo contienen Diclorometano (DCM), también conocido como Cloruro de
Náfteno que despide humos potencialmente nocivos y puede
causarquemaduras eirritacionesen
contacto con la piel.
Las formulaciones DCM-basadas normalmente contienen una mezcla que incluye Cloruro del
Náfteno, Metanol, Tolueno o Xileno, y un parafina con alto punto de fusión para suprimir
la evaporación: de ahí los altos niveles de humos nocivos.
Las siguientes declaraciones son tomadas del Health and Safety Executive, el Ejecutivo
oficial de Seguridad e Higiene en el Reino Unido:
NOMBRE COMPUESTOS |
RIESGOS PRINCIPALES DE SALUD Y OTROS RIESGOS |
n-Metilo-2-Pirolidona |
Efectos de salud crónicos serios o irreversibles. Puede penetrarse en el cuerpo fácilmente a través de la piel y causar problemas. Puede afectar a los órganos reproductivos y a los bebes no nacidos todavía. |
Cloruro del Náfteno (DCM) |
Carcinógeno de IIIa Clase. Se evapora rápidamente y se inhala fácilmente. Puede dar problemas para los que sufren enfermedades de los pulmones, el corazón o la sangre. Exposición durante mucho tiempo puede afectar el hígado o los riñones. |
Dimetilsulfóxido |
Puede fácilmente penetrarse en el cuerpo a través de la piel y destruir las membranas celulares |
Alcohol Bencílico |
Muy volátil. Estos efectos incluyen adormecimiento, dolores de cabeza, desvanecimiento y, en altas concentraciones, inconsciencia y muerte por problemas de respiración. |
Sosa Cáustica |
Puede causar serias quemaduras de piel y ojos durante un contacto breve. Muy tóxico al tragarlas. |
Sustancias con frases de riesgo.
La Directiva establece que las
sustancias o preparados que a causa de su contenido en COVs son clasificadas como cancerígenas,
mutágenas o tóxicas para la reproducción (Directiva 67/548/CEE) y tienen
asignados frases de riesgo (R45,
R46, R49, R60, R61) tienen que ser sustituidas en la medida que sea posible
por otras y en un periodo de tiempo lo más breve posible, teniendo en cuenta que los
límites de emisión para estos compuestos son más restrictivos.
EMISIONES | LÍMITES DE EMISIÓN (1) (2) |
Los COV catalogados como
R45, R46, R49, R60, R61 |
Cuando la emisión másica de la suma de masas de estos compuestos sea 10 g/h el valor límite tiene que ser de 2 mg/Nm3 |
Los COV catalogados como R 40 :posible riesgo de efectos irreversibles(halogenados) | Cuando la emisión másica de la suma de mases de estos compuestos sea 100 g/h el valor límite tiene que ser de 20 mg/Nm3 |
Emisiones industriales de compuestos orgánicos condensables (COC)
Hidrocarburos en el suelo.
El comportamiento de los contaminantes orgánicos está en función de sus características físicas y químicas (densidad, solubilidad, polaridad, entre otras.), además de las características del medio como son la unidad de suelo, permeabilidad, estructura, tamaño de las partículas, contenido de humedad y de materia orgánica, así como la profundidad del manto freático. Factores climatológicos como la temperatura y la precipitación pluvial también tienen una gran influencia. Todas las variables en su conjunto definen el tamaño y la distribución tridimensional del frente de contaminación en una zona específica
Cuadro. Parámetros del compuesto químico, suelo y ambiente que influyen en el transporte a través del suelo
Parámetros del Contaminante | Parámetros del Suelo | Parámetros Ambientales |
Solubilidad | Contenido y retención de agua | Temperatura |
Presión de vapor | Porosidad, densidad y permeabilidad | Precipitación |
Número y tipo de grupos funcionales | Contenido de arcilla | Evapotranspiración |
Polaridad | Contenido de materia orgánica | |
Profundidad de agua subterránea |
Tomado de Jury, 1989.
Los compuestos orgánicos ligeros como las gasolinas, aceites y petróleo crudo tienden a
formar una capa en forma de nata en el nivel freático y se mueven horizontalmente en
dirección al flujo del agua subterránea. Los compuestos orgánicos densos, migran hacia
la base del acuífero creando una columna a partir de la cual pueden moverse en dirección
al flujo de agua subterránea, contaminando así el acuífero en toda su profundidad
Figura 1. Efectos de la densidad en la migración de
contaminantes (Tomado de Barcelona et al., 1990)
Para la zona superficial se han conceptualizado algunas relaciones con respecto al suelo y
la presencia de contaminantes, a través de observaciones indirectas de acumulación de
los contaminantes orgánicos en asociación con adsorbentes naturales (Luthy et al.,
1997), estableciendo los siguientes procesos:
A. Absorción a la materia orgánica amorfa o natural o en Líquidos de la Fase No Acuosa
(LFNA) como es el caso del petróleo,
B. Absorción a la materia orgánica condensada o en polímeros o residuos de combustión,
C. Adsorción a superficies orgánicas húmedas (hollín),
D. Adsorción en superficies minerales (cuarzo) y
E. Adsorción dentro de los microporos o en minerales microporosos (zeolitas) con
superficies porosas a saturación de agua < 100 % (Figura 2).
En la figura 2 se indican las interacciones del geosorbente con los contaminantes orgánicos hidrofóbicos siendo de tres tipos principalmente: (1) El mineral con su superficie reactiva atribuible a: I. Superficies minerales externas expuestas a la escala de la partícula y superficies dentro de los macroporos; II. Superficies interlaminares de arcillas expandibles a una escala de nanómetros; III. Superficies dentro de los mesoporos y microporos. (2) La materia orgánica del suelo a una escala de nanómetros. (3) Los LFNA adheridos o atrapados que pueden funcionar como materia orgánica, excepto para material altamente intemperizado o películas interfaciales.
Figura 2. Modelo conceptual de Geosorbentes dominantes,
que incluyen a las diferentes formas de la materia orgánica sorbente (MOS), carbón
particulado como residuo de combustión (hollín), y carbón antropogénico incluyendo
líquidos de la fase no acuosa (LFNA). Las letras en los círculos representan a los
mecanismos de sorción (Luthy et al., 1997).
Elías-Munguía y Martínez (1991) en Semarnap (1996), concluyen que las propiedades
físicas del suelo más afectadas por derrames de hidrocarburos son:
Probablemente el componente más importante del suelo en relación con la persistencia de sustancias tóxicas es la arcilla. La persistencia aumenta cuanto más pequeñas son las partículas debido a que aportan una gran área superficial para la absorción de los productos químicos.
Las propiedades químicas del suelo más afectadas por un derrame de hidrocarburos son:
Los efectos tóxicos de los hidrocarburos en el ambiente dependerán de:
Naturaleza y Propiedades del Suelo
Los hidrocarburos se pueden encontrar de la siguiente forma en el suelo: líquida, soluble
en el agua del suelo, adsorbidos por el suelo y en la atmósfera edáfica (Lesser, 1995).
Las propiedades y condiciones que afectan la migración, retención y transformación de
compuestos orgánicos en el suelo son:
Materia Orgánica. Se ha correlacionado positivamente con la adsorción de compuestos
orgánicos en numerosos estudios. Un efecto inmediato del aumento de este parámetro es el
incremento de los sitios de adsorción, disminuyendo la concentración en la fase acuosa y
gaseosa del contaminante orgánico como también su transporte y su biodisponibilidad.
La adsorción es afectada por dos factores: la hidrofobicidad del contaminante (es la
dificultad para disolverse en agua) y la fracción de la materia orgánica en el suelo
(contenido de carbono orgánico). Muchos de los compuestos hidrofóbicos pueden ser
altamente adsorbidos, de acuerdo a varios estudios de campo (Mackay et al., 1985).
Los mecanismos de enlace de hidrógeno y la interacción ion dipolo no son operativos para
las moléculas no polares. La adsorción de las moléculas no polares puede ocurrir en la
materia orgánica, aunque hay debate acerca de la naturaleza del proceso (Fränzle, 1993).
Las moléculas no polares o débilmente polares tienen una gran afinidad por fases
orgánicas hidrofóbicas en ácidos húmicos con fuerzas de atracción débil (Van der
Waals) o bien una atracción hidrofóbica y para aquellas polares sin carga demuestran una
afinidad por grupos polares húmicos, sitios de coordinación de metales multivalentes en
coloides, superficies minerales con grupos Si-O-Si a través de fuerzas dipolo-dipolo y
ion-dipolo (ligeramente fuerte a débil) (McBride, 1994).
Este comportamiento es debido a que las moléculas no polares, tienen una mayor atracción hacia la materia orgánica que hacia las superficies de los minerales, siendo la existencia de las superficies hidrofóbicas (organofílicas) o enlaces dentro de la matriz orgánica las que favorecen el fenómeno de atracción hidrofóbica, siendo la atracción entre la superficie y el adsorbente en un solvente debido a la interacción de atracción disolvente-adsorbente que es más débil que la interacción disolvente-disolvente, explicando la "afinidad" de las moléculas no polares orgánicas hacia el humus. Una vez que el agua es el disolvente en el suelo, la atracción hidrofóbica llega a ser una fuerza conductora de la absorción, si el adsorbente orgánico tiene una baja afinidad por el agua (Murray, 1994).
Las sustancias húmicas pueden afectar el destino de los
compuestos químicos orgánicos en varias vías que incluyen la adsorción y partición,
solubilización, degradación por hidrólisis y fotodescomposición, fundamentales en el
destino del contaminante químico y, subsecuentemente, en la transferencia a aguas
subterráneas.
Contenido de agua. Tiene gran influencia en el transporte de difusión líquida o gaseosa.
Para la difusión líquida el transporte aumenta con el contenido de agua debido a su
trayectoria en los espacios porosos reemplazando el aire contenido; inversamente, la
difusión de vapor disminuye con el contenido de agua. Cuando el contenido de agua
disminuye a un bajo porcentaje (ocurriendo en la superficie del suelo durante una intensa
sequía) las moléculas que ocupaban los sitios de adsorción son desplazadas y la
capacidad de adsorción química aumenta considerablemente causando que las
concentraciones líquida y gaseosa disminuyan reduciendo el mecanismo de transporte
líquido y gaseoso. Sin embargo, este efecto de adsorción es reversible cuando la
superficie vuelve a rehumedecerse (EPA, 1983).
Para el caso de hidrocarburos alifáticos no polares son definidos como pobres competidores con el agua en los sitios de adsorción en el complejo de intercambio. Cuando éstos son retenidos, el fenómeno presente es por las fuerzas de Van der Waals, predominante en las superficies de los minerales arcillosos. Las moléculas de un material dado pueden adsorberse de la fase gaseosa o líquida al sólido por fuerzas de Van der Waals, este proceso es llamado adsorción física y puede alcanzar el equilibrio en un tiempo limitado, principalmente por las velocidades de difusión molecular. Las fuerzas de Van der Waals (y de London) son fuerzas intermoleculares relativamente débiles que sostienen líquidos o cristales de hidrocarburos, agua y alcoholes, entre otros (Fränzle, 1993).
La intercalación de especies de hidrocarburos dentro de
los silicatos de capas expandibles es un proceso en que parte del agua interlaminar
asociada con los cationes intercambiables es reemplazada por especies orgánicas. Se
demostró que el n-hexano fue capaz de formar una sola lámina compleja con una
montmorillonita de Wyoming penetrando 110 mg por gramo de arcilla. Resultados similares
fueron obtenidos para el n-dodecano. Esas observaciones sugieren fuertemente que los
n-alcanos pueden penetrar al espacio interlaminar de la montmorillonita Wyoming-Ca a una
velocidad muy baja (Yong et al., 1992).
El agua es un medio de transporte en dirección horizontal y vertical, principalmente,
para sustancias menos adsorbentes y más polares como es el caso de los alcoholes seguido
por los aromáticos y finalmente los alifáticos (Tölgyessy, 1993).
Textura del suelo. La lixiviación en texturas gruesas (suelos arenosos y grava) es más
rápida que en texturas finas (suelos arcillosos), con mayor capacidad de retener los
contaminantes y prevenir su alcance a aguas subterráneas. Además, otros parámetros
dinámicos como permeabilidad, conductividad hidráulica y espacio poroso son dependientes
de la textura.
El contenido de arcilla está correlacionado con la
capacidad de campo, área superficial específica, capacidad de intercambio catiónico
influyendo en la adsorción de iones. Para compuestos orgánicos no polares, generalmente
no existe correlación entre el contenido de arcilla y la adsorción (Jury, 1989).
En experimentos realizados por Morrill et al, (1982), las moléculas aromáticas como son
los HAPs, pueden interactuar con las superficies arcillosas a través
de sus electrones p ; por ejemplo, el benceno forma un complejo estable a través de sus
electrones p en la arcilla o con el cobre, bajo la condición de tener un suelo seco como
en el caso de la época de estiaje.
Los aspectos específicos de la contaminación pueden presentarse en: a) formación de películas superficiales y emulsiones, y b) solubilidad en el agua de ciertos productos. Los problemas asociados con las películas superficiales son minimizados debido a la capacidad del material del subsuelo en adsorber y absorber una cantidad del producto. Sin embargo, este fenómeno magnifica los problemas asociados con los componentes solubles de los productos una vez que los hidrocarburos retenidos están sujetos a la lixiviación (Testa, 1994).
Profundidad de la capa freática. Determina el tiempo y
espacio para la retención y degradación del contaminante previo a su penetración dentro
del acuífero, dado por las propiedades de retención del perfil del suelo.
Se ha demostrado experimentalmente y teóricamente que en suelos de textura fina, el agua
(y flujos de masa de compuestos orgánicos) pueden ascender desde grandes profundidades en
comparación con los suelos arenosos. La profundidad puede influir en la extensión del
flujo de agua ascendente hacia la capa superficial que se ha evaporado sin ninguna entrada
de agua por un período dado. También afecta el tiempo de viaje de un compuesto lixiviado
de la superficie a aguas subterráneas, siendo ésta una influencia indirecta en el
transporte.
Estructura del suelo. Es una característica importante; se pueden presentar fisuras, grietas o canales que sirven como vías de transporte, permitiendo corrientes transitorias de grandes volúmenes de contaminantes a las aguas subterráneas. En la ausencia de tales canales, la agregación estructural de los suelos induce un flujo más rápido en los macroporos de los interagregados, que dentro de los microporos de los intragregados donde los contaminantes potenciales pueden ser retenidos. En ocasiones, la estructura del suelo favorece la tendencia para concentrarse en corrientes verticales o convergentes (llamados dedos) que generalmente comienzan en la transición de texturas finas a capas de textura granular, con un gran volumen de la zona superficial y siguiendo un transporte directo de contaminantes a la capa freática (Lesser, 1995).
Un compuesto orgánico volátil dentro de la zona superficial puede distribuirse en cada una de las tres fases a una misma concentración de equilibrio en función de la solubilidad y la volatilidad (Crouch, 1990).
Parámetros Ambientales que afectan a los Contaminantes
Temperatura. La presión de vapor está en función de la temperatura, al tener un valor
bajo (10 4 atm) la fracción de un compuesto orgánico pasa rápidamente
a la fase vapor. Por esta razón la difusión gaseosa es mucha más importante que la
difusión líquida.
Precipitación. Puede tener una influencia dominante debido al volumen de lluvia,
afectando la velocidad de flujo en el suelo. Los suelos en regiones con lluvia intensa y
frecuente tienen altos flujos de agua y de dispersión, extendiendo la difusión líquida
y disminuyendo la gaseosa.
Evapotranspiración. Representa la cantidad de agua aplicada y que es removida por plantas o es perdida en la superficie. Así, la extensión de la evapotranspiración afecta el flujo de agua debajo de la zona de la raíz y la lixiviación de los compuestos. La cantidad de agua lixiviada en suelos que no reciben entrada de agua por irrigación está determinada por el agua de lluvia menos el agua de evapotranspiración. Este parámetro es positivo, si implica un drenaje con movimiento descendente, y es negativo, si existe un proceso de secado con un bajo contenido de agua e induciendo un flujo ascendente de agua subterránea. Esto puede ser regulado por las condiciones meteorológicas externas como la radiación solar, viento, temperatura y humedad ambiente o por la resistencia del suelo o planta (Jury, 1989).
Transporte y Transformación de los Contaminantes en el
Suelo
El principal transporte y procesos de transformación para los contaminantes orgánicos
disueltos en el suelo son: la advección, dispersión, lixiviación, adsorción y retardo,
y la transformación química y biológica. La migración de una fase orgánica líquida
inmiscible es gobernada, en gran parte, por su densidad, viscosidad y propiedades de
superficie húmeda (Bonazountas & Kallidromitou, 1993). El transporte vertical de
contaminantes en la zona no saturada se produce debido a la gravedad y a las fuerzas
capilares.
Advección: En horizontes de arena y grava, el factor dominante en la migración del
compuesto químico disuelto es la advección, proceso por el cual los solutos son
transportados por un volumen móvil o por la circulación de agua.
Dispersión: Se presenta por el agua del medio resultando dos procesos básicos: difusión molecular en solución y la mezcla, existiendo así una dispersión hidrodinámica; debido a pasajes tortuosos o pequeños en el medio poroso, algunos líquidos realizan un movimiento menos directo al manto acuífero. En suma, el compuesto puede difundirse dentro de los poros inactivos para ser liberados lentamente cuando la principal concentración ha pasado. Esta dispersión está en función de la velocidad promedio del agua en el poro (Fränzle, 1993). La mezcla mecánica resulta de las variaciones en la velocidad del agua dentro de los poros del horizonte causado por fuerzas de fricción, variaciones en la geometría de los poros, y fluctuaciones en las direcciones locales hacia el flujo principal resultando una dilución y atenuación de los picos de concentración, las máximas concentraciones disminuyen con el incremento de la distancia (Barcelona et al., 1990).
Lixiviación: El movimiento de un químico hacia zonas profundas a través del suelo por medio del agua es llamado lixiviación. Es importante considerar la posibilidad de que un químico se mueva en el suelo y llegue a contaminar el agua subterránea; de suceder, entonces los pozos de agua, organismos acuáticos y la cadena trófica pueden contaminarse. Los factores determinantes en la lixiviación incluyen: la solubilidad, biodegradación, disociación, sorción, volatilidad, lluvias y evapotranspiración. Los efectos de la movilidad se describen en los siguientes apartados:
Adsorción e Intercambio iónico: La adsorción es la
adhesión de iones o moléculas a superficies o interfases líquido-sólido, sólido-gas,
líquido-gas y líquido-líquido produciendo un incremento en la concentración de
químicos en la superficie o interfase sobre la concentración en solución (Fränzle,
1993).
Los contaminantes orgánicos pueden alcanzar la zona de aguas subterráneas por la
solución del suelo o como fases de líquidos orgánicos que pueden ser inmiscibles en el
agua.
Volatilización: Un compuesto químico presente en el suelo, agua, plantas o animales
puede volatilizarse hacia la atmósfera. La presión de vapor es uno de los factores más
importantes que gobiernan la volatilización y provee información acerca de la
volatilización bajo condiciones ambientales. Algunos factores que afectan dicho fenómeno
son: el clima, sorción, hidrólisis y fototransformación. Estableciendo los siguientes
enunciados:
Fotólisis: Un químico puede ser fototransformado tanto como pueda absorber luz solar; puede ocurrir en el aire, suelo, agua, plantas y animales. Los productos pueden ser químicos de alto y bajo peso molecular. Las influencias ambientales tienen un efecto en la velocidad de fototransformación, tales como: la profundidad del químico en el suelo y en el agua, sorción en el suelo y pH. La velocidad de fotólisis puede determinar la persistencia en el ambiente; entre más rápida sea la degradación es poco probable que continúe en el ambiente (vida media < 30 días), si tiene una vida media de 30 a 90 días, el compuesto químico puede tener un comportamiento hacia algunos compartimentos del ambiente y, si tiene una vida media > 90 días, existen problemas de contaminación (Ney, 1990).
Degradación: El comportamiento químico del suelo es
fundamental para la degradación de muchos químicos orgánicos en una o más reacciones
químicas (abióticas); en general, cinco reacciones pueden ocurrir en el suelo:
Hidrólisis, Sustitución, Eliminación, Oxidación y Reducción. Sólo dos reacciones
pueden transformar los contaminantes orgánicos que se pueden considerar para este caso:
Oxidación: Se presenta en el suelo afectando a muchos compuestos químicos aromáticos
experimentando una oxidación de radical libre, por ejemplo, benceno, bencidina,
etilbenceno, naftaleno y fenol. Otro segundo grupo, incluye, tetraclorodibenzo-p-dioxina
(TCDD), hexaclorobenceno, hexaclorociclopentadieno, bifenilos polibromados (PBBs) y
policlorados (PCBs) y no aromáticos.
Reducción: Definido en términos de transferencia de electrones, involucra a compuestos
orgánicos en sistemas de agua-arcilla. El efecto se acelera al aumento de agua sugiriendo
la existencia del mecanismo de transferencia de un electrón donde la arcilla actúa como
un aceptor. En general, uno puede esperar que un químico orgánico puede experimentar una
reducción química si el potencial del suelo es menor que el compuesto orgánico en
cuestión.
Degradación Biológica: Es importante notar la presencia de microorganismos nativos del
suelo que tienen un papel fundamental en la ausencia y/o permanencia de compuestos
orgánicos, siendo considerado como una vía de pérdida de los compuestos orgánicos
volátiles, llamada biodegradación; los compuestos químicos que poseen otras estructuras
que los azúcares, aminoácidos y ácidos grasos, no pueden entrar inmediatamente dentro
del metabolismo microbiano; esos compuestos requieren de una aclimatación definida en
horas o meses, durante el cual poco o nada se degrada. El periodo de retraso generalmente
es causado por: a) la transferencia de la información genética responsable de la
degradación para una población, y b) la fase inicial de crecimiento exponencial de
organismos capaces de degradar el compuesto, la alta solubilidad al agua que puede
favorecer una rápida degradación (EPA, 1983), pero puede existir una acumulación a
largo plazo de los productos de descomposición recalcitrante.
La temperatura que provee un crecimiento favorable fue de
27 ºC, estableciendo que aumenta la velocidad de degradación para desechos de refinería
y petroquímicos cuando las temperaturas van de 10 a 30 ºC, pero disminuye ligeramente
cuando las temperaturas aumentan de 30 a 40 ºC (EPA, 1983). El contenido de oxígeno en
suelo es frecuentemente un factor limitante en la biorremediación.
La bioacumulación fue explicada observando la absorción de compuestos orgánicos por
parte de plantas comestibles, donde se analizó los cultivos presentes en los terrenos
agrícolas aledaños a zonas industriales siendo otro medio de remoción de estos
compuestos en el suelo (Fränzle, 1993).
Finalmente, la combinación de las características del subsuelo, contaminantes y
condiciones climatológicas del sitio pueden dar lugar a los diferentes procesos de
transporte y distribución de los contaminantes. Para entender el transporte y destino de
los contaminantes en el subsuelo es necesario realizar una buena caracterización del
sitio con la cual se conocerán la carga hidráulica y la estratigrafía, así como los
coeficientes de adsorción y la permeabilidad del suelo. Con esta información es posible
calibrar modelos matemáticos que sean representativos de la distribución tridimensional
de los contaminantes en el sitio (Saval, 1995).
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Trabajo hecho por:
Rutilio Ortiz Salinas
rutis_99@yahoo.com.mx
Edad: 27 años
Estudios: Biólogo