TRABAJO FIN DE GRADO MERCURIO EN EL SUELO. CONTAMINACIÓN Y...
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FACULTAD DE FARMACIA
UNIVERSIDAD COMPLUTENSE
TRABAJO FIN DE GRADO
MERCURIO EN EL SUELO.
CONTAMINACIÓN Y REMEDIACIÓN
Autor: Gisela Fernanda Caiza Caiza
Tutor: Inmaculada Valverde Asenjo
Convocatoria: Junio 2018
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INDICE
Resumen ............................................................................................................. 3
Palabras clave ................................................................................................ 3
Introducción. Objetivos ........................................................................................ 3
Material y métodos .............................................................................................. 5
Resultados y discusión ......................................................................................... 6
Principales fuentes de Hg ............................................................................... 6
Mercurio en el medio ambiente. Especial referencia al mercurio en el suelo .... 7
Factores que influyen en la movilidad/biodisponiblidad del Hg en el suelo ...... 9
Efectos del Hg ................ ............................................................................. 11
Recuperación de suelos contaminados por Hg ............................................... 12
Conclusión ......................................................................................................... 17
Bibliografía ....................................................................................................... 19
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RESUMEN
El mercurio es considerado un contaminante a escala mundial, debido a su
persistencia en el medio ambiente, su toxicidad, su capacidad de biomagnificación y de
acumularse en los organismos y en el medio.
El mercurio en el medio ambiente se encuentra en constante flujo entre los
distintos compartimentos ambientales: suelo-aire-agua. De los suelos pasa a la
atmósfera por volatilización y a las aguas por lavado y arrastre. Las fuentes de
liberación del mercurio al medio ambiente son tanto naturales como antropogénicas.
Entre estas últimas, tienen especial interés, las prácticas agrícolas, como la fertilización.
De hecho se estima que el 95% de los alimentos se producen directa o indirectamente en
los suelos. Su estudio es muy complejo ya que presenta tres estados de oxidación. En el
suelo, el mercurio está sujeto a un amplio abanico de reacciones químicas y biológicas,
formándose compuestos inorgánicos y orgánicos, como el metilmercurio que es el
compuesto orgánico más toxico.
En respuesta a la contaminación del Hg en el suelo, se han desarrollado diversas
tecnologías de recuperación de los suelos para reducir o eliminar su presencia en él.
Los objetivos de este trabajo son adquirir un mayor conocimiento de la
problemática del mercurio en el suelo considerando los siguientes aspectos: la
descripción de las principales fuentes de mercurio, su movimiento en el medio
ambiente, haciendo especial referencia al mercurio en el suelo, los factores que
interviene en su movilidad y biodisponibilidad en el suelo, sus efectos, así como la
recuperación de suelos contaminados por Hg.
Palabras clave: mercurio, suelo, contaminación, remediación.
INTRODUCCIÓN
La contaminación por metales pesados se encuentra entre los impactos más graves
que puede experimentar el suelo por su lenta y difícil restauración. Dentro de los
metales pesados uno de los que más problemas acarrea es el mercurio, el cual es
considerado un contaminante a escala global (López-Tejedoret al. 2010) debido a su
transporte a larga distancia en la atmósfera, su persistencia en el medio ambiente, y su
capacidad de acumularse en los organismos alcanzando concentraciones superiores a las
del medio (bioacumulación) (Matsuyama et al., 2017) y transferirse al hombre a través
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de la cadena alimentaria (biomagnificación), causando efectos negativos y significativos
sobre la salud humana y el medio ambiente (OMS, 2017).
Se tiene conocimiento de su toxicidad desde que, en la década de los 50, la
empresa Chisso, dedicada a la fabricación de ácido acético, empleando sulfato de
mercurio como catalizador, vertiese grandes cantidades de líquidos residuales con altas
concentraciones de dicho elemento en la Bahía de Minamata. Posteriormente se
produjeron casos relacionados con la contaminación de mercurio en otros escenarios:
liberación de mercurio durante las operaciones de extracción de oro en el Amazonas y
Perú o la contaminación de edificios que albergaban la fabricación de lámparas de vapor
de mercurio en USA (Gochfeld, 2003).
El mercurio (Hg) es un metal plateado y brillante, el único en estado líquido a
temperatura ambiente. En comparación con otros metales es muy denso (13.53 g/cm3).
Tiene una baja solubilidad en agua (6x10-5g/la 25 ºC). No es un buen conductor del
calor, pero sí de la electricidad. Es sumamente volátil (presión de vapor de 1,22x10-3
mm a 20 ºC), produciendo vapores incoloros e inodoros a partir de los 13 ºC. Presenta
una elevada tensión superficial, 0.51 N/m, y una viscosidad baja (0,016 Poises a 20 ºC)
por lo que no puede mojar ninguna superficie. Se alea fácilmente con otros metales
como el oro y la plata produciendo amalgamas (Adriano, 1986; Ramirez, 2008).
Presenta tres estados de oxidación estables: elemental Hg0 (0), mercurioso Hg22+
(I) y mercúrico Hg2+ (II). En la naturaleza, el estado elemental no es generalmente
frecuente, aunque otras formas de Hg pueden ser transformadas a Hg0. El estado
mercurioso es raramente estable bajo condiciones ambientales convencionales. En
forma iónica puede formar compuestos orgánico e inorgánicos, así como sulfuros y
sulfosales estables. (Adriano, 1986; Gaona, 2004) (Tabla 1).
Tabla 1. Principales formas de mercurio en la naturaleza.
Forma elemental Formas inorgánicas Formas orgánicas u
organomercuriales
Hg0 HgS CH3Hg
HgO (CH3)2Hg
HgCl2 CH3HgCl
Hg(OH)2 CH3HgOH
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Las fuentes de liberación del mercurio al medio ambiente son tanto naturales
como antropogénicas. Especial interés tienen, entre estas últimas, las prácticas agrícolas,
como la fertilización. De hecho, se estima que el 95% de los alimentos se produce
directa o indirectamente en los suelos (FAO, 2015).
La estimación reciente de las emisiones totales mundiales de Hg oscila entre 5000
y 8000 toneladas por año (UNEP, 2009). Estudios recientes estiman que, de las
toneladas de mercurio emitidas a la atmósfera, aproximadamente un 95% se encuentra
en suelos, un 3% en aguas oceánicas y un 2% en la atmósfera. También se estima que
entre un 40 y un 75% del mercurio atmosférico actual tiene como origen fuentes
antropogénicas (Gaona, 2004).
En respuesta a la contaminación del Hg en el suelo, se han desarrollado diversas
tecnologías de remediación para reducir o eliminar su presencia en él. Dentro de las más
utilizadas encontramos técnicas físico-químicas como la solidificación/estabilización,
la inmovilización y la vitrificación (Mahbub, 2017). La fitorremediación engloba un
grupo de técnicas emergentes basadas en el uso de especies vegetales y sus
microorganismos asociados para extraer, acumular o inmovilizar los contaminantes del
suelo. Actúa de tres formas: fitoestabilización, fitoacumulación y fitovolatilización
(Lázaro, 2008).
OBJETIVOS: los objetivos del presente trabajo son adquirir un mayor
conocimiento de la problemática del mercurio en el suelo considerando los siguientes
aspectos:
- Principales fuentes de Hg.
- Mercurio en el medio ambiente. Especial referencia al mercurio en el suelo
- Factores que interviene en la movilidad y biodisponibilidad del Hg en el suelo
- Efectos del Hg
- Recuperación de suelos contaminados por Hg
MATERIAL Y METODOS
En la elaboración de este trabajo se ha llevado a cabo una revisión bibliográfica de
artículos científicos publicados en revistas de impacto recogidas en bases de datos como
web of Science. Así mismo se ha consultado documentación de las siguientes páginas
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web relacionadas con el contenido del trabajo: La Autoridad Europea de Seguridad
Alimentaria (EFSA), del Programa de las Naciones Unidas para el Ambiente (UNEP),
Organización Mundial de la Salud (OMS), de la Agencia para Sustancias Toxicas y el
Registro de enfermedades de EEUU (ASTDR) y la Organización de las Naciones
Unidas para la Alimentación (FAO).
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Fuentes del mercurio
El mercurio se encuentra en la naturaleza, principalmente como sulfuros,
formando parte de todos los tipos de rocas (ígneas, sedimentarias y metamórficas); las
pizarras ricas en materia orgánica están particularmente enriquecidas en este metal. Los
principales minerales de mercurio son cinabrio, mena principal, y metacinabrio
(polimorfos de HgS), así como livingstonita (HgSb4S6). El mercurio en esta forma se
puede movilizar y liberar por actividad volcánica o por erosión de las rocas. De forma
natural, se encuentra como traza en el petróleo y carbón. En suelos el mercurio está
presente de forma natural en concentraciones de unas pocas ppb y alcanzan valores
inferiores a 100 ppb. En áreas asociadas a depósitos metálicos de oro y molibdeno es
superior (de 20 a 250 ppb) de mercurio pudiendo alcanzar 2.000 ppb. Si los depósitos
son de mercurio, los niveles de este metal son considerablemente superiores, llegando
en algunos casos a 100.000 ppb. Sobresale el mayor contenido de mercurio en el
horizonte A con respecto a los restantes horizontes del suelo. La mayor parte de las
aguas naturales (subterráneas, superficiales y marinas) contienen niveles inferiores a 2
ppb de mercurio. (Adriano, 1986).
Las fuentes antropogénicas incluyen la explotación de los depósitos naturales de
mercurio, la mayoría de los cuales se encuentran a niveles relativamente superficiales
(desde pocos metros hasta 700 metros), así como en la minería del oro (Paruchuri et al.,
2010). El distrito de Almadén (Ciudad Real, España), constituye la concentración
natural de mercurio más grande del mundo. Está formado por una serie de depósitos de
mercurio mineral, predominantemente en forma de cinabrio. La producción de mercurio
en Almadén representa más del 30% del total conocido de mercurio producido en el
mundo (Gaona, 2004).
Otras fuentes importantes tienen su origen en la recuperación de mercurio
procedente de industrias obsoletas y productos de desecho, la combustión de calderas
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alimentadas con carbón, petróleo, gas natural o combinación de ellos, incineración de
residuos municipales y médicos que contienen mercurio en su composición (pilas,
interruptores eléctricos y relés electrónicos de diversos aparatos, lámparas, aparatos
utilizados para la medición de la presión sanguínea) (Cheng y Hu, 2012). Procesos
industriales como la producción de cloro-álcali, cloro etileno y acetaldehído que utilizan
compuesto de mercurio como catalizadores son actividades antropogénicas que generan
una gran cantidad de Hg al medio ambiente, contribuyendo a la contaminación del suelo
principalmente por emisión de partículas transportadas por el aire y residuos que van a
parar a los suelos. (Gaona, 2004).
Especial interés tienen las prácticas agrícolas. De hecho, se estima que el 95% de
los alimentos se produce directa o indirectamente en los suelos (FAO, 2015). Ejemplo
de ello es la aplicación de lodos y de fertilizantes de tipo fosfatado que pueden
incrementar el contenido de mercurio en el suelo. Es sabido que el contenido de metales
pesados en lodos de depuradoras es un factor limitante para su aplicación, estando
regulada su aplicación en el sector agrario (Real Decreto 1310, 1990) y en fertilizantes
elaborados con materias primas de origen vegetal o animal (Real Decreto 506, 2013).
Por otro lado, se ha constatado que en la producción de fertilizantes fosfatados se
originan subproductos de mercurio que pueden ser transferidos en su aplicación (EPA,
2018).
Mercurio en el medio ambiente
El mercurio en el medio ambiente se encuentra en constante movimiento entre
atmósfera, agua y suelo (Figura 1).
La mayoría del mercurio liberado a la atmósfera, es en forma gaseosa elemental
(Hg0), que puede tener como origen procesos naturales o antrópicos. Durante su
transporte, el mercurio elemental pasa a Hg2+, por la acción de oxidantes atmosféricos
como el bromo, ozono, HClO, HSO3-, -OH presentesen la niebla y en pequeñas gotas de
lluvia. Una pequeña fracción del mercurio oxidado (Hg2+) es reducido en la atmósfera
por el SO3- o por fotoreducción del Hg(OH)2.
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Una vez liberado a la atmósfera el mercurio tiene un tiempo de residencia que
varía según la forma en la que se encuentre. El Hg0 tiene un tiempo de residencia medio
de alrededor de un año, mientras que su forma oxidada, tiene tiempos de residencia que
oscilan entre horas y meses (Gaona, 2004)
Sin embargo, la porción principal de Hg2+ de la atmósfera se deposita en el agua y
en el suelo, transformándose en formas orgánicas tóxicas, como por ejemplo el
metilmercurio (CH3Hg) pudiendo afectar a sus organismos y pasar al hombre a través
de la cadena alimentaria. Dicha deposición se produce principalmente por vía húmeda
(absorción del contaminante en forma de pequeñas gotas ytransferencia a la superficie
por la lluvia, niebla o nieve) (Mahbub et al., 2017).
Existen una serie de vías a partir de las cuales el mercurio llega al agua. Puede ser
depositado desde la atmósfera principalmente por vía húmeda y proceder del lavado y
arrastre de mercurio desde el suelo a las aguas (Gaona, 2004). La transformación más
importante que tiene lugar es la metilación que se puede llevar a cabo por dos vías:
metabolismo microbiano (proceso biótico), el cual requiere una transferencia del ión
metilo (CH3-) por las bacterias sulfato reductoras, siendo el mecanismo predominante
para su formación (Mahbub et al., 2017) y una metilación química (proceso abiótico),
que depende de las características físico-químicas de los cuerpos de agua (donantes de
metilo adecuado, la forma del Hg, el pH, salinidad y fuerza iónica) y del impacto
antropogénico ya que el uso generalizado de compuestos de Hg, como fungicidas,
insecticidas, bactericidas han dado lugar a la presencia de estos compuestos en aguas
naturales y sedimentos (Celo et al., 2006). Transformación similara la que experimenta
el mercurio en los sedimentos.
Una vez depositado en el suelo, las especies Hg2+ están sujetas a un amplio
abanico de reacciones químicas y biológicas. Encontramos comunidades microbianas
resistentes al mercurio portadoras de un operón (mer)que produce la enzima reductasa
Hg0
Hg0
Hg0
Hg2+ CH3Hg (CH3)2Hg
CH3Hg-DOC Fauna marina
Hg2+ CH3Hg (CH3)2Hg
(CH3Hg)2S complejos HgS
Hg2+ Hg(OH)2
AGUA
ATMOSFERA
SUELO
Figura 1. Mercurio en el medio ambiente
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mercúrica encargada de reducir el Hg2+ del suelo a Hg0 volátil, que vuelve a la
atmósfera (volatilización). Se han llevado a cabo diversos estudios que demuestran que
esta emisión está relacionada con la temperatura y la radiación solar, aunque sus
mecanismos no son del todo conocidos (Moore y Carpi, 2005)
Una gran parte del Hg lleva a cabo reacciones de adsorción-desorción y forma
complejos con la materia orgánica (Mahbub et al., 2017). La complejación entre los
metales y la materia orgánica puede cambiar su comportamiento. Las moléculas que
constituyen la materia orgánica contienen grupos funcionales como el carboxilo, fenol,
grupos aminos y sulfhídrico que pueden formar complejos muy estables con los iones
metálicos, reduciendo su movilidad del mercurio en el suelo, haciendo que este actúe
como una gran reserva de mercurio. (Dunhamet al., 2015)
En ambientes reductores y suelos sulfurosos, las bacterias reductoras del sulfato
catalizan la reacción de formación de HgS, insoluble, a partir de H2S y Hg2+, lo que
supone una variación en la disponibilidad del Hg en el suelo. Como paso previo a la
formación de HgS, se forma el sulfuro de dimetilmercurio (CH3Hg)2S. El HgS es una
forma poco móvil y poco reactiva de Hg (Castillo, 2005). Como en el agua, en estos
ambientes las bacterias reductoras de sulfato favorecen, además, la metilación del
mercurio (Kelly et al. 2006; Kelly et al. 2007; Lefebvre et al. 2007; Mahbub et al.,
2017).
La demetilación del CH3Hg es otra transformación importante. La demetilación
reductiva, llevada a cabo por bacterias mercurio-resistentes, convierten el metilmercurio
en mercurio elemental, que vuelve a la atmósfera. Por otro lado la demetilación
oxidativa produce Hg2+, que es usado como sustrato para la metilación (Mahbub et al.,
2017).
Factores que influyen en la movilidad/biodisponibilidad del Hg en el suelo
El Hg se acumula en mayor medida, en los primeros centímetros del suelo, las
concentraciones suelen disminuir según se avanza en profundidad. Esto se debe a que la
disponibilidad del Hg no solo depende de su especiación química sino también de las
propiedades del suelo particularmente el pH, potencial redox y contenido en coloides
del suelo:
pH: en medios ácidos, la proporción de metales pesados en la solución del
suelo es más alta, generalmente en forma de cationes, que son
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biodisponibles. A un pH bajo, hay menos grupos hidroxilos con los que
coordinarse quedando reducida la posibilidad de formar precipitados.
Hasta pH<2 predomina la forma Hg2+, con valores de pH entre 2 y 4,5 la
especie dominante es HgOH+ y a partir de 4,5 la especie Hg(OH)2 se
vuelve dominante (Adriano, 1986)
El potencial redox: en condiciones naturales de potencial redox y pH, la
solubilidad del mercurio esta principalmente determinada por las especies
Hg(OH)2, Hg0 y HgS. En condiciones moderadas de oxidación por encima
de pH 5, la especie dominante del mercurio es el Hg0. Si nos encontramos
ante condiciones reductoras el Hg puede precipitar como HgS, que
presenta una solubilidad muy baja, sin embargo, en condiciones de
reducción fuertes, su solubilidad aumenta por conversión del Hg2+ a Hg0 o
a HgS-2 si el pH es elevado. Condiciones reductoras son óptimas para la
formación de metilmercurio, y condiciones aeróbicas para la perdida de
metilmercurio del suelo (López-Tejedor et al., 2010).
Coloides del suelo (arcilla-materia orgánica): El tipo de suelo va a ser
un factor fundamental a la hora de determinar el comportamiento del
mercurio. Por lo general, el mercurio se acumula en los horizontes
superficiales del suelo. De manera que su concentración disminuye poco a
poco en los primeros 20 cm del suelo, para luego estabilizarse en la
profundidad. La concentración de mercurio en solución presente en un
suelo está controlada por las reacciones deadsorción–desorción con la
materia orgánica y los minerales de éste, reduciendo las pérdidas de
mercurio del suelo por volatilización. Sin embargo, las precipitaciones
ocasionan una disminución de la concentración de mercurio en la capa
orgánica superficial y un aumento en las capas más profundas, como
resultado de procesos de lixiviación (Lopez-Tejedor et al., 2010). Sin
embargo, la formación de complejos entre el mercurio y la materia
orgánica, reduce la movilidad del metal (Dunham, S., et al., 2015).
A pH < 4 el mayor sorbente para el Hg es la materia orgánica, mientras
que a pH> 5.5 los mejores sorbentes son los óxidos de hierro y los
minerales de arcilla ya que la materia orgánica se satura con Ca2+
(Adriano, 1986).
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Fang (1978) observó que la mineralogía de las arcillas también es
determinante en la sorción del mercurio en el suelo, siendo la illita la que
mayor capacidad de sorción presenta frente a la caolinita que es la que
menos (López-Tejedor et al., 2010).
Efectos del Hg
Invertebrados: el crecimiento y la reproducción de los invertebrados son
susceptibles a la contaminación por Hg en el suelo. Dado que se encuentran en
el inicio de la cadena alimentaria, se puede transferiry pasar a niveles tróficos
superiores. Los invertebrados más estudiados han sido diferentes especies de
lombrices que se han consideran biomarcadores en la toxicidad del suelo. La
acumulación y toxicidad del Hg en las lombrices se ve afectada por varios
factores, como las interacciones suelo-Hg, la interacción de las lombrices con
sustancias disponibles a través del contacto dérmico y/o ingestión de los suelos.
El suelo ingerido está sujeto a reacciones químicas en el intestino de la lombriz.
La proporción biodisponible de Hg para absorción dérmica en el suelo es
generalmente muy baja y la actividad de las lombrices aumenta el contenido de
materia orgánica, lo que contribuye a una menor biodisponibilidad de Hg. El
grado de bioacumulación del Hg en los invertebrados del suelo es importante
debido a la intoxicación secundaria por Hg de los depredadores vertebrados
(Mahbub et al., 2017)
Plantas: el mercurio puede ser extraído por los sistemas radicales de las
plantas y transferidos al interior de las mismas. La transferencia del mercurio a
la planta a través de lasraíces es muy lenta y no depende de la concentración del
mercurio total presente en el suelo, si no de cantidad de mercurio fácilmente
disponible (Lopez-Tejedor et al., 2010). Las formas inorgánicas del suelo están
más disponibles para la absorción de la raíz, sobre todo cuando está unido a
ácidos fúlvicos. Se ha demostrado que el mercurio intracelular se une a grupos -
SH, fosfato y otros grupos activos en ADP y ATP, alterando la permeabilidad de
la membrana y la actividad mitocondrial. La toxicidad del Hg en las plantas
afecta al sistema antioxidante, a la fotosíntesis y a su crecimiento, alterando su
rendimiento. Ejerce también un efecto sobre la absorción de nutrientes y la
homeostasis e induce a la genotoxicidad (Matsuyama et al., 2017). Estudios
recientes muestran que las plantaciones de arroz también pueden acumular
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metilmercurio, procedente del suelo contaminado de áreas de minería de Hg
(Zhang et al., 2010), de esta manera el Hg podría pasar a través de la cadena
trófica. Se han llevado a cabo ensayos con cultivos de cebada, altramuz,
garbanzo, lenteja y berenjena en suelos contaminados con Hg y se observó que
la mayor concentración de Hg se dio en la raíz, seguida de tallo, hojas y fruto
(Millan, 2007)
Humanos: se ha estudiado que el Hg causa varias enfermedades
neurodegenerativas como la esclerosis lateral amiotrófica, el Alzheimer y el
Parkinson. El mercurio elemental y los compuestos inorgánicos del mercurio
han demostrado afectar al sistema inmune y a los riñones.
Los mayores problemas de salud humana están relacionados con
metilmercurio, que parece ser una amenaza para los sistemas cardiovascular y
nervioso, debido a que la presencia del metilo le permite atravesar con facilidad
las membranas biológicas, una vez en el interior de la células se une a grupos
tioles o imídicos de las proteínas, lo que facilita su desnaturalización (Castillo, F,
2005). El metilmercurio puede ser absorbido por los organismos acuáticos y
bioacumularse, principalmente en los peces yrepresenta más del 90% del Hg
total del pescado y marisco. La ingesta semanal tolerable de metilmercurio es de
1,3µg/kg de peso corporal y de 4 µg/kg de peso corporal para el mercurio
inorgánico (EFSA, 2018).
Recuperación de suelos contaminados por Hg
En respuesta a la contaminación del Hg en el suelo, se han desarrollado diversas
tecnologías que tienen como objetivo reducir o eliminar su presencia en él, mediante
procesos físico-químicos, térmicos o biológicos. Estas técnicas se pueden llevar a cabo
en el mismo sitio en donde se encuentra la contaminación, sin necesidad de un
tratamiento previo para su aplicación (in-situ) o puede requerir de la excavación o
cualquier otro proceso para remover el suelo antes de su tratamiento (ex-situ). El Real
Decreto 9/2005 que establece la relación de actividades potencialmente contaminantes
del suelo y los criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados,
prioriza las técnicas de tratamiento in situ.
Tecnologías ex-situ
1. Desorción térmica
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Tratamiento basado en la separación física suelo-contaminante, al incrementar su
temperatura (600-800 ºC), obteniendo así mercurio en estado gaseoso, que
posteriormente podrá ser purificado y recuperado. El uso de esta técnica puede
disminuir la concentración de mercurio a un nivel por debajo de 2 mg/kg de suelo.
La extracción, recuperación del Hg son más efectivas en comparación con otros
métodos. Sin embargo, presenta unos costos de energía elevados (Kucharski et al.,
2005).
2. Lavado del suelo
Supone la extracción de los contaminantes del suelo utilizando una solución,
como agua, que contenga productos químicos que favorezcan la extracción. Estos
productos se seleccionan en función de su capacidad de extracción.Por ejemplo, el
efecto combinado de los productos químicos H2O2, Na2S2O3 y Na2S son efectivos para
la extracción del Hg de suelos contaminados. Este proceso consta de tres pasos: la
transformación de todos los desechos de Hg en sales de mercurio u oxido de mercurio al
añadir H2O2, la formación de complejos solubles de Hg al añadir Na2S2O3 y, finalmente,
la precipitación y recuperación de los complejos de Hg mediante la adición de Na2S
(Ray y Selvakumar, 2000).
La aplicación de este método implica un elevado consumo de agua y un difícil
tratamiento de suelos con un elevado contenido de arcilla y ácidos húmicos. La
principal ventaja es quela duración del proceso es corta en comparación con otros
métodos. (Wang et al., 2012)
Tecnologías ex-situ e in-situ
1. Vitrificación
Este método implica el calentamiento de los contaminantes hasta su punto de
fusión y se enfrían para formar una masa vítrea químicamente inerte solidificada, en la
que los contaminantes quedan inmovilizados. Durante este proceso se generan gases que
posteriormente deben ser recolectados y tratados correctamente.
La vitrificación puede ser utilizada en combinación con otras tecnologías como la
solidificación/estabilización. Se aplica generalmente a suelos cuyo contenido en materia
orgánica no exceda el 7 al 10 %, ya que elevadas concentraciones de materia orgánica
pueden generar grandes volúmenes de gases residuales.
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Se trata de una técnica duradera, resistente y presentan una buena estabilidad a
largo plazo. Las principales desventajas son el elevado costo y el posterior tratamiento
de los gases de salida (Dermont, G., et al., 2008).
2. Solidificación/Estabilización
Método encaminado a reducir la movilidad de los contaminantes, encapsulándolos
en una matriz (solidificación). La solidificación implica la mezcla del suelo o residuos
de Hg con agentes aglutinantes como el cemento, para crear una lechada o pasta que con
el tiempo pasa a ser una forma sólida. Esta técnica se usa cuando la carga de Hg es
inferior a 260 mg / kg. (Mahbub, 2017)
Una de las principales ventajas es que los materiales implicados en esta técnica
son baratos y comercialmente disponibles. Sin embargo, los metales no son eliminados
del suelo por lo que es necesario un control de los mismos (Dermont, G. et al., 2008).
Técnicas in-situ
1. Inmovilización
Tecnología que reduce la toxicidad, movilidad o solubilidad del Hg mediante la
adición de ligandos al suelocontaminado. Es ideal para suelos contaminados con una
carga de Hg de 2.300 mg/kg.
La estabilización implica el uso de sustancias químicas como el FeS2 que puede
reaccionar con el Hg0, formando el compuesto HgS que es estable e
insoluble.convirtiéndolos en formas menos solubles y toxicas.
El Hg2+, como se encuentra en el suelo, se comporta como un ácido de Lewis
débil que puede formar complejos con una base de Lewis débil como es el ligando de
azufre reducido (Bower et al., 2008). Al agregar este ligando al suelo contaminado con
Hg2+, precipita en forma de HgS, por lo que ha sido propuesto como un método para
estabilizar el suelo contaminado por Hg. Este compuesto, HgS es relativamente, menos
volátil e insoluble que otras formas de Hg y, por lo tanto, es potencialmente menos
dañino.
Agentes reductores como virutas de hierro se han utilizado para el tratamiento del
suelo contaminado con Hg. La inmovilización del Hg por las virutas de hierro en el
suelo estádominadas por dos vías principales: se oxidan y producen goethita (forma
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mineral del oxihidróxido de hierro (III)), el Hg que se encuentra en la solución del suelo
puede adsorberse sobre la goethita, una reacción que se favorece en presencia de ácidos
fúlvicos (Bäckström et al., 2003).
Como agente adsorbente tenemos al aluminio, que pueden adsorber eficazmente
iones libres, de Hg.
La especiación del Hg en el suelo es crucial para establecer cualquier método de
remediación. Por ejemplo, el ditiocarbamato químico, se puede usar para estabilizar
residuos contaminados por HgS, HgCl2, HgO, Hg0, C6H5HgCl.
La ventaja principal de la aplicación de este método es que el área tratada puede
ser replantada, favoreciendo la restauración de la cubierta vegetal, pero necesita de un
seguimiento a largo plazo de los productos de desecho. (Wang, 2012)
2. Nanotecnología
Este tratamiento se caracteriza por el uso de partículasde sulfuro de hierro (FeS)
con al menos una dimensión del rango de 1-100 nm (nanopartículas) (Cabrejo y Philips,
2010), disminuyendo la movilidad, toxicidad y biodisponibilidad de los contaminantes.
Este método requiere poca energía y tiene un bajo costo. Sin embargo, estas
nanopartículas pueden ser inhaladas, absorbidas a través de la piel o ingerido por el ser
humano, afectando indirectamente a su salud. Esas partículas una vez en el cuerpo
humano, pueden acumularse en algunas zonas como los alveolos, favorecido por su
tamaño diminuto (Grassian et al., 2007). Supone la más reciente aportación para la
descontaminación de suelos contaminados por Hg. Sin embargo, además de los
inconvenientes indicados, requiere de una investigación previa bajo condiciones de
campo para que pueda ser considerada como una técnica de remediación viable.
3. Fitorremediación
La fitorremediación engloba un grupo de técnicas emergentes basadas en el uso de
especies vegetales para extraer, acumular o inmovilizar los contaminantes del suelo.
Hay tres tipos de remediación contemplados para la contaminación por mercurio:
fitoestabilización, fitoextracción y fitovolatilización. (Figura 2).
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Fitoestabilización
Consiste en usar las raíces de las plantas para inmovilizar y reducir la
biodisponibilidad del contaminante a través de procesos bioquímicos que ocurren en las
raíces o en sus alrededores. Deben tener un sistema de raíces extenso y la biomasa de la
que forma parte no debería estar disponible para el consumo por animales. (Dermont et
al., 2008).El proceso se completa con la adición de enmiendas que provocan una
adsorción o precipitación del contaminante.
Fitoextracción
Los contaminantes son captados por las raíces y transportados a los órganos
superiores de la planta (tallos y hojas), que después pueden ser extraídos y destruidos o
reciclados, retirando el metal del suelo. Para considerar viable este proceso es
importante que la acumulación tenga lugar en la parte aérea, fácilmente cosechable.
La fitoextracción puede llevarse a cabo por plantas hiperacumuladoras de metales:
Rumexin duratus, Marrubium vulgare, Hordeum spp y Lens culinaris son, entre otras,
especies utilizadas para la extracción de mercurio en el suelo, aunque con escasa
eficacia. Por ello se ha propuesto la fitorremediación químicamente asistida, que
requiere de la aplicación de productos químicos. Por ejemplo, la adición simultánea de
ureasa con ligandos específicos de mercurio (EDTA, Na2S2O3, NH4SCN) al suelo para
facilitar su absorción por las plantas. (Wang, 2012)
Fitovolatilización
Figura 2. Tipos de fitorremediación (Lazaro, 2008)
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Consiste en una transferencia de los contaminantes desde el suelo hacia la
atmósfera, sirviendo las plantas de intermediario.El elemento es absorbido por las
raíces, transportadas a través del xilema y finalmente se libera de los tejidos celulares a
la atmósfera (Leonard et al., 1998). La fitovolatilización del mercurio se considera una
consecuencia natural de la interacción de algunas especies de plantas con el mercurio
del suelo (Lepidium latifolium, Artemisia douglasiana, Caulanthus sp., Fragaria vesca,
Eucalyptus globulus).
De estos procesos el más adecuado parece ser el de la fitoextracción, ya que elimina el
contaminante del suelo (la fitoestabilización lo mantiene) y no lo transfiere a otro
compartimento como la fitovolatilización. Las principales ventajas de este método son:
los bajos impactos ambientales, esfácil de operar y se puede aplicar a gran escala. Las
desventajas, incluyen el tiempo prolongado, la eficacia de la remediación está limitada
por la biodisponibilidad del metal y la profundidad de la zona de la raíz, así como por la
cantidad de cosecha requerida, el manejo de la biomasa recolectada que contiene
mercurio puede ser problemático y puede aumentar los costos del proceso, además, es
necesario controlar el sitio durante un período muy largo.
CONCLUSIÓN
El mercurio se encuentra en la naturaleza, formando parte de las rocas, principalmente
como sulfuros y, en áreas asociadas, los suelos pueden alcanzar contenidos de hasta 100
ppm.
En general, en suelos el mercurio está presente de forma natural en concentraciones de
unas pocas ppb pero, dado su carácter persistente las distintas fuentes de contaminación
pueden incrementar estos valores.
Entre las fuentes antropogénicas con incidencia directa en el suelo, las prácticas
agrícolas, como la aplicación de fertilizantes (del tipo de lodos, fosfatos), tienen
especial interés al ser este compartimento el medio de crecimiento de los cultivos.
De todas las especies de mercurio, el metilmercurio es el compuesto orgánico más
frecuente que se forma en el suelo y es la forma orgánica más tóxica y con mayor poder
de biomagnificación.
El mercurio en el medio ambiente se encuentra en constante movimiento entre
atmósfera, agua y suelo. En el suelo su trasferencia a otros compartimentos ambientales
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depende en gran medida de su especiación y de su interacción con los componentes y
características del suelo como la materia orgánica, componentes inorgánicos, biota, pH,
y potencial redox.
Presenta una gran afinidad por la materia orgánica del suelo, lo que hace que se acumule
en mayor medida en el horizonte superior, con la consiguiente implicación de su
transferencia a la atmósfera, la vegetación y al hombre a través de la cadena trófica.
Los métodos más empleados para la remediación de los suelos contaminados por
mercurio son la solidificación/estabilización, inmovilización y vitrificación. Ninguno de
ellos elimina los contaminantes del suelo y además lo destruyen por lo que se plantean
técnicas de fitorremediación, como la fitoextracción, que elimina el contaminante del
medio.
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