Estudio del comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta para su aplicación en técnicas de fitocorrección

Departamento de Edafología y Química Agrícola Facultad de Biología ESTUDIO DEL COMPORTAMIENTO DEL HEXACLOROCICLOHEXANO EN EL SISTEMA SUELO-PLANTA PARA SU APLICACIÓN EN TÉCNICAS DE FITOCORRECCIÓN Fdo. Roberto Calvelo Pereira Santiago de Compostela, Mayo 2008 Departamento de Edafología y Química Agrícola Facultad de Biología D. Felipe Macías Vázquez, Catedrático de Edafología y Química Agrícola de la Facultada de Biología y Dª Mª del Carmen Monterroso Martínez, Profesora Titular del Departamento de Edafología y Química Agrícola de la Facultad de Biología, CERTIFICAN: Que la presente Memoria titulada “ESTUDIO DEL COMPORTAMIENTO DEL HEXACLOROCICLOHEXANO EN EL SISTEMA SUELO-PLANTA PARA SU APLICACIÓN EN TÉCNICAS DE FITOCORRECCIÓN”, que para optar al grado de Doctor en Ciencias Biológicas presenta Roberto Calvelo Pereira, ha sido realizada bajo nuestra dirección en el Departamento de Edafología y Química Agrícola de la Facultad de Biología, Universidad de Santiago de Compostela. Considerando que representa trabajo de Tesis, se autoriza su presentación ante la Comisión de Doctorado de la Universidad de Santiago de Compostela. Y para que conste, se expide el siguiente certificado, Santiago de Compostela, a 9 de Mayo de 2008 Fdo.: Dr. D. Felipe Macías Vázquez Fdo.: Dr. Dª. Mª del Carmen Monterroso Martínez -iCamina plácido entre el ruido y la prisa y piensa en la paz que se puede encontrar en el silencio (…) Si te comparas con los demás, te volverás vano y amargado, pues siempre habrá personas más grandes y más pequeñas que tu (…) escucha a los demás, incluso al torpe e ignorante; también ellos tienen su propia historia. (…) Mantén el interés en tu propia carrera por humilde que sea, ella es un verdadero tesoro en el fortuito cambiar del tiempo (…) Se sincero contigo mismo (…) Max Ehrmann, Desiderata (1927) -iiiAGRADECIMIENTOS Deseo expresar un agradecimiento muy especial a D. Felipe Macías, no solo como tutor, sino también como máximo responsable de mi estancia en este Departamento y de ofrecerme una oportunidad que espero haber correspondido como se merece. Asimismo, deseo agradecer los esfuerzos y tutoría de la Profesora Carmela Monterroso, especialmente en los últimos meses, tan ajetreados. Por otro lado, sería injusto no reconocer el trabajo la Dr. Marta Camps, siempre dispuesta y siempre sorprendente. Esta memoria no sería posible sin su inestimable ayuda. Gracias, asimismo, al Departamento de Edafología y Química Agrícola, en su conjunto, profesores, alumnos, colaboradores. Mucha gente en un espacio tan pequeño, muchos años, unos que van y otros que vienen… No he conocido ni tratado con todos por igual, pero siempre tendrán mi respeto, pues pertenecen a una Institución que merece la pena. En especial, debo reconocer la labor de D. Antonio Martínez Cortizas, que en se ha visto involucrado en una parte de esta Tesis casi por accidente; gracias, asimismo, por su paciencia y consejos. Mención particular para la gente del Laboratorio, especialmente las más veteranas, de las que he aprendido muchas cosas. ¿Qué decir de los verdaderos compañeros de fatigas? Cariño y ánimo. Desde luego, el trabajo en Torneiros-O Porriño ha involucrado a mucha gente durante varios años. Ahora los caminos se han separado, pero el esfuerzo común queda ahí: mi reconocimiento a todos por un trabajo bien hecho. Esta memoria es tan solo una pequeña parte de un gran proyecto. A todos los amigos de cuyo cariño disfruto, aún sin merecerlo, gracias. -vEn recuerdo de quien empezó conmigo esta etapa, soportó los peores momentos y ahora no está para disfrutar de lo mejor; su memoria me inspira, como antaño lo hacía su lucha; siempre contigo, coronel Al mejor ejemplo en mi vida, mis padres JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS - 4 - biológica de los suelos. Hasta la fecha, hay muy pocos estudios que profundicen en el conocimiento de los mecanismos de reparto de los distintos isómeros de hexaclorociclohexano entre los diferentes compartimentos de un ecosistema, por lo que se considera prioritario determinar el comportamiento de estos isómeros en el sistema suelo-planta-atmósfera previo al diseño definitivo del plan de descontaminación de la zona. En relación con este problema, se estableció un Convenio de Investigación entre la Conselleria de Medio Ambiente de la Xunta de Galicia, el CSIC y la Universidad de Santiago de Compostela en el año 2001. Siguiendo las disposiciones de este convenio se desarrollaron varios proyectos de investigación, patrocinados por la Xunta de Galicia2 y por el Gobierno de España3, que constituyen el marco en el cual se ha elaborado el trabajo de campo y laboratorio de la presente Tesis Doctoral. En los últimos años, la tendencia de las medidas de descontaminación de suelos y aguas ha sido buscar métodos y tecnologías cada vez más limpias y económicamente más viables. Por ello, la investigación ha derivado en la búsqueda de soluciones menos cercanas a la ingeniería y más próximas a los procesos naturales que tienen lugar en los compartimentos del medio ambiente (aguas, sedimentos, suelos, vegetación, animales). En este sentido, la experimentación con plantas ha cobrado gran impulso en las dos últimas décadas. Ciertas especies vegetales son capaces de resistir ante elevadas cargas contaminantes, sobre todo en el caso de los contaminantes orgánicos, sin mostrar efectos nocivos. El estudio de la fitocorrección de suelos y aguas contaminados por metales pesados se ha desarrollado mucho en la última década; se considera que la fitocorrección (o fitorrecuperación) consiste en el empleo de la vegetación (autóctona o no, es decir, ya perteneciente al ecosistema afectado o bien introducida por el hombre por sus cualidades óptimas) y microorganismos asociados para llevar a cabo la recuperación in situ de suelos y aguas. Dada la importancia de la vegetación en el reparto de los compuestos orgánicos en el sistema suelo-planta-atmósfera existe la posibilidad de utilizar la técnica de fitoextracción como una de las medidas a considerar para la limpieza de suelos contaminados por compuestos orgánicos. Esta técnica consiste en la acumulación en la parte aérea y/o la parte subterránea de los contaminantes. Tiene la ventaja de que, una vez cosechada la parte aérea, estos tejidos contaminados pueden ser tratados/eliminados ex situ y, con ello, reducir paulatinamente la degradación de la zona afectada. Por otro lado, la vegetación se podría utilizar como filtro atmosférico, reduciendo la transferencia de los contaminantes a otras áreas vía atmósfera (fitoestabilización). Asimismo, el estímulo de la actividad microbiana en la rizosfera puede ayudar en la destrucción de los compuestos orgánicos (rizodegradación o fitoestimulación). Si bien la fitocorreción es una técnica de gran interés, hasta el momento no se ha aplicado en suelos contaminados con los isómeros de HCH. La presente Memoria pretende describir una serie de estudios y experimentos de campo trabajando con muestras de suelo y vegetación recogidas in situ en la parcela de estudio que la USC dispone en Torneiros, así como ensayos de laboratorio enfocadas a conocer los procesos que rigen el comportamiento del HCH en el medio. Asimismo, en relación con esto, se han iniciado estudios enfocados al conocimiento de la contaminación difusa ocasionada por el uso agrícola de 2Evaluación y bioremediación de suelos contaminados por isómeros de HCH en el polígono de Torneiros, Porriño (Pontevedra). 2001-2003. Conselleria de Medio Ambiente, Xunta de Galicia. 3 Bioremediación de suelos y aguas contaminados con lindano y otros isómeros de hexaclorociclohexano. 2002-2005. Ministerio de Ciencia y Tecnología, Gobierno de España. JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS - 5 - estos compuestos durante décadas. En función de lo anteriormente expuesto, los objetivos generales planteados, a priori , en esta Tesis Doctoral se pueden resumir del siguiente modo: 9Evaluar la posibilidad de la presencia de residuos de HCH y lindano en suelos agrícolas de la Comunidad Autónoma de Galicia; cuantificar dichos residuos y evaluar la contaminación. 9Investigar el comportamiento / movimiento del HCH en el sistema suelo-planta, prestando especial atención a los procesos que ocurren en las interfases aire:planta y agua:planta. Esto facilitaría el conocimiento del potencial de limpieza in situ de los suelos contaminados con HCH aplicando técnicas de fitocorrección. 9Ahondar en el papel de la rizosfera en la limpieza de suelos contaminados por HCH. 9Seleccionar especies vegetales candidatas para utilizar en técnicas de fitocorrección e investigar los mecanismos a través de los cuales las plantas seleccionadas interaccionan con el HCH. La estructura de la presente Memoria se caracteriza por la división del trabajo en apartados bien definidos, relacionados con cada una de las fases del estudio, que desde un principio se concibieron como CAPÍTULOS, relacionados entre sí pero con una entidad suficiente como para presentarse independientemente. Esta Memoria se podría dividir en tres grandes apartados: (i) Introducción General (CAPITULO 1); (ii) experiencias de campo, relacionadas con la presencia de los residuos de HCH (suelos agrícolas y zonas de contaminación antrópica) (CAPÍTULOS 2, 3 y 4); y (iii) ensayos de invernadero, orientados a la selección de especies vegetales susceptibles de ser utilizadas en experiencias de fitocorrección in situ (CAPÍTULOS 5 y 6). Las características específicas de cada uno de los seis capítulos son: El CAPÍTULO 1 comprende una visión introductoria que revisa conceptos de gran interés en el desarrollo de la Memoria: definición y características del HCH, problema de la contaminación, legislación aplicable; se hace especial hincapié en dos apartados: por un lado, la importancia que tiene la vegetación a la hora de acumular la contaminación de carácter orgánico, y por otro lado, la acción clave que dicha vegetación puede tener a la hora de proceder a la limpieza de un suelo (fitocorrección). El CAPÍTULO 2 esta dedicado a la caracterización de la presencia y concentración de los isómeros mayoritarios de hexaclorociclohexano (DEJ, y GHCH) en los suelos agrícolas de la Comunidad Autónoma de Galicia, en relación con las posibles fuentes de contaminación. En el CAPÍTULO 3 se inicia el estudio del comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta en una zona de gran contaminación por vertido de residuos de la fabricación de lindano, prestando especial interés a las interacciones que las raíces establecen con el HCH. Por su parte, el CAPÍTULO 4 pretende dilucidar las rutas principales de acumulación del hexaclorociclohexano en el sistema aire-suelo-planta. Para ello se ha diseñado un experimento en campo con dos especies vegetales alóctonas y de características contrastadas. JUSTIFICACIÓN Y OBJETIVOS - 6 - El CAPÍTULO 5 resume una experiencia de crecimiento en cámara de cultivo, diseñada para caracterizar la toxicidad de los isómeros de hexaclorociclohexano con 13 especies vegetales en condiciones de crecimiento en disolución nutriente contaminada, con vistas a la selección de las plantas más adecuadas para la fitocorrección de suelos. Se considera un ensayo preliminar de la toxicidad causada por el hexaclorociclohexano. Finalmente, el CAPÍTULO 6 se orienta a la caracterización de la respuesta de 9 especies vegetales en cuanto a la germinación y desarrollo inicial en condiciones de gran concentración de hexacloriclohexano en un suelo. Para ello se ha utilizado un ensayo de crecimiento de duración intermedia. El trabajo forma parte de los Proyectos de Investigación “Evaluación y bioremediación de suelos contaminados por isómeros de HCH en el Polígono Industrial de Torneiros, Porriño (Pontevedra)”, convenio firmado entre la Xunta de Galicia y la Universidad de Santiago de Compostela (2001-2003) y “Bioremediación de suelos y aguas contaminados con lindano y otros isómeros de hexaclorociclohexano. II. Factores del sistema suelo-planta” Ministerio de Educación y Ciencia (2002-2005). CAPÍTULO 1 Introducción General Introducción General - 9 - Pág. RESUMEN 9 1.1. EL HEXACLOROCICLOHEXANO (HCH) 10 1.1.1. Qué es el hexaclorociclohexano 10 1.1.2. Propiedades del hexaclorociclohexano 12 1.1.3. Producción, comercialización y uso del hexaclorociclohexano 14 1.1.4. Toxicidad de los diferentes isómeros de hexaclorociclohexano 17 1.2. COMPORTAMIENTO DEL HEXACLOROCICLOHEXANO EN EL MEDIO 18 1.2.1. Fuentes de contaminación 18 1.2.2. Comportamiento en la atmósfera 20 1.2.3. Comportamiento en las aguas 21 1.2.4. Comportamiento en los suelos 23 1.2.5. Acumulación de HCH en la vegetación 28 1.2.6. Comportamiento en la biota 35 1.3. REGULACIÓN LEGAL DE LOS CONTAMINANTES ORGÁNICOS 36 1.4. TRATAMIENTO DE SUELOS CONTAMINADOS POR COMPUESTOS ORGÁNICOS 41 1.4.1. Fitocorrección 42 1.4.2. Mecanismos y procesos vegetales en los que se basa la fitocorrección 44 1.4.3. Aspectos prácticos de la fitocorrección 47 1.5. CONTAMINACIÓN POR HEXACLOROCICLOHEXANO EN GALICIA 48 1.5.1. Producción de HCH técnico y lindano en Galicia 48 1.5.2. El problema de la contaminación en el Polígono Industrial de Torneiros, O Porriño, Pontevedra 50 1.6. BIBLIOGRAFÍA 65 RESUMEN El hexaclorociclohexano (HCH) es un pesticida organoclorado de actividad insecticida muy utilizado en el pasado. Las inestimables cualidades biocidas del isómero JHCH, así como un proceso de elaboración relativamente sencillo, han resultado en elevados niveles de producción y utilización agrícola, forestal e incluso doméstica de multitud de formulaciones derivadas. Estas formulaciones se caracterizan por poseer un HCH constituido en esencia por JHCH (99%), conocido como lindano. Las propiedades físicoquímicas de los diferentes isómeros son las responsables de que estos compuestos sean pesistentes en los diversos ambientes, además de susceptibles de bioacumulación y biomagnificación en las redes tróficas. La toxicidad CAPÍTULO 1 - 10 - del HCH lo convierte en una sustancia peligrosa en última instancia para el ser humano, pudiendo causar la muerte al afectar al sistema nervioso central. El HCH está considerado actualmente como un Compuesto Orgánico Persistente (COP), lo que significa que se rige por una normativa particular, muy restrictiva en cuanto a la producción y utilización. Prácticamente ha desaparecido la aplicación agrícola de estos compuestos, si bien todavía permanecen numerosos lugares de almacenamiento de HCH y lindano. Por otro lado, el proceso de fabricación de lindano ha generado una gran cantidad de residuos (mezclas heterogéneas de los diferentes isómeros de HCH) que durante décadas han sido vertidos sin ningún tipo de control en el medio. Actualmente existen numerosos medios contaminados por HCH y lindano (suelos, sedimentos, aguas continentales y oceánicas, aire, biota). La vegetación acumula elevadas concentraciones de HCH tanto en los tejidos aéreos como en los tejidos subterráneos, por lo que actúa, por un lado, como un indicador para el seguimiento de la contaminación y, por otra parte, como un gran sumidero de HCH y lindano. Asimismo, las propiedades de la vegetación y sus relaciones con la microbiota de los suelos pueden ser utilizadas como una técnica de limpieza de suelos contaminados: fitocorrección. En Galicia, en los últimos años, se ha detectado un grave problema de contaminación por vertido de residuos de HCH en el Polígono Industrial de Torneiros, O Porriño, Pontevedra. Se han realizado estudios de caracterización de la zona y se han ensayado diversas medidas de limpieza, entre las que destaca la fitocorrección. 1.1. EL HEXACLOROCICLOHEXANO (HCH) 1.1.1. Qué es el hexaclorociclohexano El hexaclorociclohexano (HCH) es una sustancia artificial sintetizada por primera vez por Faraday, descubridor del benceno, en el siglo XIX, al hacer reaccionar cloro y benceno en presencia de luz (Vijgen, 2006). El resultado inicial de esta reacción es una mezcla heterogénea de diferentes isómeros que responden a una única fórmula molecular (1-, 2-, 3-, 4-, 5-, 6-hexaclorociclohexano). Los ocho isómeros principales son el D, que presenta una pareja de estereoisómeros, EJG, -, -, y -HCH (Figura 1.1). En 1936, Bender descubrió las propiedades insecticidas del HCH, obteniendo una patente que, en un principio no despertó gran interés (Matolcsy y col., 1988) (Tabla 1.1). En la década de 1940, el HCH cobró importancia como producto insecticida, tras el impacto que tuvieron los estudios sobre el DDT y su eficacia (Metcalf, 1955; Amadori, 1993). De todos los isómeros de HCH, el responsable de la actividad insecticida es el JHCH (Matolcsy y col., 1988). Desde su aislamiento en altas concentraciones, una gran parte del esfuerzo del estudio del HCH ha derivado en el aumento del contenido del isómero gamma en la producción del HCH (Metcalf, 1955). Introducción General - 11 - Figura 1.1. a) Formación de HCH: fórmula general y desarrollo de la reacción; b) isómeros de HCH estables y posición de los átomos de cloro. Tras la cloración del benceno se obtiene un sólido amorfo de color grisáceo-marrón, con un olor característico a humedad, que empieza a fundirse a 65ºC. Este producto está constituido por una mezcla de isómeros de HCH y, además, heptaclorociclohexano y octoclorociclohexano, resultado de cloración aditiva de monocloroy diclorobencenos formados durante la reacción (Metcalf, 1955) (Figura 1.1). El isómero JHCH puro, aislado a partir de ésta mezcla, es un sólido cristalino de gran densidad, muy estable a la acción de la luz, el calor o la oxidación. El hexaclorociclohexano es un hidrocarburo clorado monocíclico, siendo su estructura básica una cadena cerrada de seis átomos de carbono (C6H6Cl6). La estabilidad térmica de estos compuestos es alta, debido a que están constituidos por enlaces C-C, C-H y C-Cl. Las combinaciones de la orientación espacial de los átomos de cloro e hidrógeno de cada uno de los átomos de carbono son el origen de los isómeros y las diferencias fisicoquímicas entre ellos. Cada átomo de carbono está unido a un hidrógeno y a un átomo de cloro. Uno de estos sustituyentes forma un plano paralelo al “ecuador” de la molécula, por lo que se dice que este átomo está en posición ecuatorial. Si el enlace con el otro átomo es paralelo al “eje” de la molécula, se dice que está en posición axial. Debido al tamaño de los átomos de cloro, los átomos de carbono no son libres para rotar. De ahí que las posiciones de los átomos de cloro e CAPÍTULO 1 - 12 - hidrógeno sean fijas, uno posición ecuatorial y el otro en posición axial (Metcalf, 1955; WHO, 1992). Por otro lado, el ciclohexano como molécula, puede presentar dos configuraciones espaciales, tipo “silla” o tipo “barco”/”bote”, siendo la más estable la tipo silla (Metcalf, 1955; Matolcsy y col., 1988). En teoría, hasta 17 isómeros de HCH son posibles, pero debido a incompatibilidades espaciales y a cierta inestabilidad termodinámica, sólo se han detectado ocho isómeros relacionados con la configuración tipo silla (Figura 1.1). Tabla 1.1. Resumen de los acontecimientos relevantes relacionados con la historia del hexaclorociclohexano. Año Incidencia 1825 Síntesis del hexaclorociclohexano por Faraday (benceno+cloro+luz) 1912 Van der Linden consigue aislar el isómero J-HCH de la mezcla inicial 1933-36 Investigaciones sobre el potencial insecticida del HCH en Estados Unidos (Bender) 1940-1941 Dupire investiga en detalle la capacidad insecticida del HCH 1942 Se confirma que es el J-HCH el único responsable de la actividad insecticida (Slade) 1943 El isómero gamma es identificado como el "principio activo"; se denomina lindano 1947 Comienzo de la comercialización del HCH; producción orientada a consumo agrícola En general, gran aumento de la producción a gran escala en todo el mundo Década 1950 Empiezan a evidenciarse impactos negativos de los pesticidas en el ambiente Década 1960 Alarma por los efectos negativos de algunos pesticidas en la salud humana Década 1970 Restricciones sobre la producción y el consumo del HCH 1977 La Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (EPA) comienza a restringir el registro de productos que contienen lindano 1979 Regulación del HCH técnico en Europa 1983 La EPA anuncia la intención de cancelar los productos que contengan lindano 1985 El CIEL (Centre International d'Etudes du Lindane) es el encargado de la coordinación de los estudios sobre lindano que la EPA solicita 1998 Acuerdo de Aarhus sobre Compuestos Orgánicos Persistentes 2000 Convención de Estocolmo sobre Compuestos Orgánicos Persistentes (no considera HCH ni lindano ) 2003 Resolución final de la EPA sobre lindano 2004 Reglamento (CE) nº 850/2004 del Parlamento Europeo y del Consejo sobre contaminantes orgánicos persistentes (regula específicamente el uso del HCH y el lindano, entre otros compuestos) 1.1.2. Propiedades del hexaclorociclohexano La masa molecular de los isómeros de HCH es de 290.8 g mol-1 (Tabla 1.2). El punto de ebullición es variable; a presión atmosférica, el punto de fusión es alto, destacando los elevados valores en el caso de EHCH (309-310ºC), mientras que el isómero JHCH presenta los valores más bajos (112-113ºC,). La presión de vapor de saturación (Pa, 20ºC) es relativamente alta en el caso del J-HCH (el isómero más volátil), de un orden similar en D-, y G-HCH, y dos órdenes de magnitud más baja para el isómero E-HCH. Introducción General - 13 - El isómero JHCH es moderadamente soluble en el agua (en torno a 6 mg L-1, dependiendo de los autores), DHCH es relativamente soluble (aprox., 2 mg L-1), mientras que EHCH es el menos soluble en agua (aprox., 0.32 mg L-1; Tabla 1.2). En general, la solubilidad de todos los isómeros de HCH aumenta al utilizar un disolvente orgánico. Los isómeros de HCH muestran una gran afinidad tanto por la fase lipídica de los organismos (coeficiente de reparto octanol-agua, Kow; valores entre 3.7 y 4.1), como por la materia orgánica (coeficiente de reparto octanol-carbono orgánico, Koc; valores entre 3.0-3.8). Tabla 1.2. Principales propiedades físico-químicas de los isómeros de HCH. Propiedad Isómero Referencias D-HCHE-HCHJ-HCHG-HCH Peso molecular 290.8 290.8 290.8 290.8 Prager, 1995. Densidad (Kg L-1) 1.87 1.89 1.85 -1 Prager, 1995. Punto de ebullición (ºC) 288 60 323 60 Prager, 1995. Punto de fusión (ºC) 157-160 309-310 112.5 138-139 Suntio y col., 1988. Presión de vapor (Pa, 20ºC) 5.3 10-3 4.3 10-5 2.9 10-3 2.3 10-3 Manz y col., 2001. Constante de la Ley de Henry (Pa m3 mol-1) 0.870 0.120 0.130 0.073 Suntio y col., 1988. Solubilidad En agua (mg L-1) 10 5 7.3 10 Prager, 1995. 1.6 0.32 6.2 9.0 Manz y col., 2001. En disolventes orgánicos (g L-1) Acetona 139 103 435 711 Fabre y col., 2005. Éter 62 18 208 354 Fabre y col., 2005. Metanol 23 16 74 273 Fabre y col., 2005. Tolueno 90 21 276 416 Fabre y col., 2005. Coeficientes de reparto Log Kow2 3.8 3.78 3.61-3.72 4.14 Prager, 1995. 3.81 3.80 3.80 4.10 Suntio y col., 1988. Log Koc3 3.0-3.57 3.57 3.57 3.8 U.S. D. H. H. S., 2005. Log Koa4 7.25 8.09 7.88-7.99 8.66 Calculado4 Factores de bioconcentración (FBC) FBC (tejidos grasos humanos) 20±8 527±140 19±9 8.5 Willet y col., 1998. FBC (animales acuáticos) 2.6±0.5 2.9±0.3 2.5±0.4 -1 Willet y col., 1998. 1 no hay dato; 2 coeficiente de reparto octanol-agua; 3 coeficiente de reparto octanol-carbono orgánico; 4 coeficiente de reparto octanol-aire, calculado a partir de Suntio y col., (1988), Bacci y col., (1990) y Paterson y col., (1991). Las diferencias en las propiedades físico-químicas entre los isómeros de HCH se relacionan con la estructura molecular. El isómero E-HCH, por ejemplo, tiene todos los cloros de la molécula en posiciones ecuatoriales, lo que reduce su volumen molecular, en comparación con el resto (Figura 1.1). Al ser una molécula densa y pequeña se empaqueta muy bien entre los lípidos de origen animal (Willet y col., 1998). Estas características confieren a la molécula una estabilidad física y metabólica muy elevada, lo que influye en su persistencia en el ambiente y en su capacidad de bioconcentración. Por otro lado, el isómero J-HCH presenta tres átomos de cloro en posición axial, creando con ello lugares en los que el HCl podría ser eliminado por una dehidrohalogenación, convirtiendo a esta molécula en menos estable en los organismos animales, por ejemplo (Willet y col., 1998). CAPÍTULO 1 - 20 - la adsorción, la desorción, la volatilización, biodegradación o la degradación abiótica pueden afectar al destino en los suelos del HCH (Figura 1.4) (Weber y Miller, 1989; Cheng, 1990). Varios factores determinan el comportamiento en el ambiente del HCH, fundamentalmente su solubilidad acuosa y el tipo de suelo en el que se aplica o bien deposita. La naturaleza química del HCH determina su susceptibilidad a ser degradado, su afinidad por los suelos, su volatilidad o su solubilidad en la disolución del suelo. En todo caso, no existe un único factor que permita la predicción del comportamiento ambiental de un isómero específico de HCH. 1.2.2. Comportamiento en la atmósfera La dispersión de los residuos de pesticidas en la atmósfera se compone de dos procesos: por un lado, la evaporación de las moléculas de pesticida en el aire a partir de los residuos del suelo o la superficie vegetal y por otro, la subsiguiente dispersión del vapor resultante en la atmósfera circundante por difusión y mezcla turbulenta (Bedos y col., 2002). El coeficiente de reparto suelo-agua, la presión de vapor, la solubilidad y la constante de la ley de Henry son características clave y que tienen gran influencia en la volatilización del HCH (Taylor y Spencer, 1990; Bedos y col., 2002). La evaporación se ve influenciada además por las condiciones ambientales locales, especialmente por la temperatura y la humedad del aire y el suelo (Glotfelty y Schomburg, 1989; WHO, 1991). La volatilización aumenta con la humedad del suelo, al disminuir el número de lugares de adsorción disponibles para las moléculas de HCH, dado que las partículas del suelo se encuentran rodeadas de una película de agua (Bedos y col. 2002). Asimismo, un aumento de la temperatura conduce al aumento del flujo de volatilización debido a la influencia de la temperatura sobre la presión de vapor de los compuestos. Los diferentes isómeros de HCH tendrán mayor tendencia a evaporarse a partir de suelos en áreas tropicales que en áreas de climas templados, en las cuales el grado de sequedad del suelo ejercerá mayor influencia en el proceso, pudiendo limitar el movimiento del compuesto. Una vez que el HCH se ha volatilizado hacia la atmósfera, tiene tendencia a permanecer en estado gaseoso a latitudes intermedias; no obstante, también puede adsorberse sobre materia particulada en suspensión, permanecer como cristales, o bien en disolución en las gotas de agua (Bidleman, 1988). En la atmósfera, el HCH pude ser dispersado y transportado por el viento. En estas condiciones, es posible un transporte a larga distancia, siguiendo las corrientes atmosféricas dominantes. Los diferentes isómeros de HCH, así como otros pesticidas y contaminantes orgánicos, se han encontrado en la atmósfera de regiones distantes a las de su empleo (Cohen y Pinkerton, 1966; Wania y Mackay, 1996; Pozo y col., 2006). En este punto interviene un proceso conocido como Efecto de Destilación Global, que implica un movimiento de los contaminantes organoclorados en general (y otros) desde regiones cálido-templadas hacia latitudes altas, donde el descenso de la temperatura provoca su depósito (Figura 1.5) (Simonich y Hites, 1995). Las principales fuentes de emisión se han localizado en Eurasia; los patrones meteorológicos específicos de estas zonas favorecerían el transporte del aire contaminado hacia el norte durante el invierno. En cuanto la temperatura desciende lo suficiente, los pesticidas presentes en la atmósfera tienden a “condensarse” sobre los suelos, las aguas, aerosoles, la nieve, el hielo o la vegetación. Los compuestos adsorbidos sobre las partículas muestran mayor tendencia a depositarse (deposición seca y/o húmeda) que los compuestos en la fase gaseosa (Wania y Mackay, 1993; Lohmann y col., 2007). La distancia a la que el Introducción General - 21 - pesticida puede ser transportado en la atmósfera depende en gran medida de los posibles mecanismos de retirada (condensación, fotolisis, transformación química-isomerización) (van Pul y col., 1999). Figura 1.5. Resumen del Modelo de Destilación Global y el Transporte a Larga distancia de compuestos orgánicos persistentes. Modificado de Wania y Mackay, 1996. Todos estos procesos son de gran importancia en el caso de los isómeros de HCH. De hecho, el HCH está presente en el aire del Ártico, en concentraciones variables entre 100 y 1000 pg m-3, si bien la tendencia temporal ha sido a un descenso generalizado relacionado con el cese de la producción (Li y Macdonald, 2005). Si bien el patrón de emisión de Dy E-HCH es prácticamente el mismo (D-HCH siempre en mayores concentraciones al ser isómero mayoritario en los residuos del HCH técnico), sus caminos son divergentes: el isómero alfa tiende a mantenerse en la atmósfera, ser transportado y finalmente condensarse sobre la cubierta de hielo del Ártico; el isómero beta parece no ser trasladado a grandes distancias, sino que se posa (deposición húmeda) sobre las aguas superficiales de los océanos (Li y col., 2002a). Las concentraciones de J-HCH en la atmósfera, por su parte, parecen seguir una tendencia más constante, sin un descenso claro, dado que su utilización como pesticida se ha prolongado en el tiempo (Buehler y col., 2002). 1.2.3. Comportamiento en las aguas Se ha encontrado HCH tanto en aguas oceánicas como en aguas continentales (Iwata y col., 1993; Fu y col., 2003; Bidleman y col., 2007). La solubilidad acuosa del HCH es variable, pero generalmente baja (Tabla 1.2). Dado que la solubilidad de una sustancia suele medirse en agua pura, es un parámetro ambiguo, ya que los co-solutos pueden tener influencia sobre ella. El co-soluto debe ser una molécula de tamaño relativamente grande y facilitar la solubilidad en condiciones naturales, a través de presentar un medio intramolecular no polar para favorecer así la solubilización del HCH. Así, se ha demostrado que la CAPÍTULO 1 - 22 - materia orgánica disuelta en las aguas superficiales puede facilitar la solubilidad del HCH, especialmente el isómero beta (Chiou y col., 1986; Kalbitz y col., 1997). Esto facilita el transporte de los contaminantes en la disolución del suelo, favoreciendo en última instancia la contaminación de acuíferos y agua freática, ligado a la materia en suspensión. Este proceso puede ocurrir en superficie (escorrentía) o bien en profundidad, en el perfil del suelo (lixiviación). La escorrentía consiste en el movimiento de agua en la superficie de los suelos; depende de la pendiente del terreno, el contenido en humedad del suelo, la cantidad y frecuencia de las precipitaciones así como la capacidad de retención del agua que presente el suelo. El pesticida se arrastra en disolución y también en las partículas del suelo erosionadas de la superficie (Weber y Miller, 1989). El lixiviado es el movimiento de agua y sustancias disueltas en el suelo por acción de la gravedad. En este movimiento a través del perfil del suelo influyen tanto las características del compuesto (polaridad, solubilidad acuosa) como factores edáficos que condicionan el contenido en agua y las características de la disolución del suelo (permeabilidad, tamaño de partícula, textura). La lixiviación contamina aguas subterráneas y pozos, al facilitar el movimiento del pesticida hacia otras zonas. El ciclo hidrológico puede favorecer la conexión entre aguas superficiales y aguas subterráneas en muchos lugares (Leonard, 1990). Trabajos recientes han detectado niveles de pesticidas organoclorados, incluyendo HCH, en suelos, sedimentos y aguas de ecosistemas fluviales en diversas partes del planeta (Wolska y col., 2003; Minh y col., 2007). Se trata de zonas relacionadas con un uso agrícola intensivo durante décadas, tratadas con pesticidas. El aumento de la carga de sedimentos y de contaminantes arrastrados por el agua de escorrentía favorece la acumulación de los compuestos. Si bien en muchos casos los niveles de HCH detectados son bajos, la persistencia es grande y el peligro de acumulación en las redes tróficas se incrementa (Cavanagh y col., 1999; Fu y col., 2003). También se han detectado concentraciones de HCH cerca de puntos de vertido de residuos de la fabricación de los pesticidas comerciales, que han producido la acumulación de HCH en ríos y aguas subterráneas (Hernández y col., 1991). Las concentraciones de HCH encontradas en las masas de aire se relacionan con las concentraciones en los océanos, actuando éstos como sumideros de HCH. Este proceso es reversible, ya que se podría invertir el flujo de HCH hacia la atmósfera (Willet y col, 1998). El reparto aire:agua para el isómero alfa se ve favorecido por las aguas frías de latitudes septentrionales. El DHCH no solo se transporta hacia el norte con las masas de aire, sino que también se acumula en las aguas frías superficiales del océano Ártico. En el caso del isómero beta, menos proclive a pasar a la fase gaseosa, se transporta del mismo modo en las masas de aire, pero existe una perdida selectiva en su movimiento hacia las latitudes septentrionales, ya que este isómero tiende a ser “descargado” en las masas de agua en las etapas iniciales del transporte a larga distancia, bien por un reparto aire:agua o bien por retirada selectiva a través de la precipitación (Li y col., 2002a). Por otra parte, aunque la contaminación en las aguas continentales se relaciona principalmente con la presencia y movimiento de los pesticidas en las aguas de escorrentía y por lixiviación, las elevadas concentraciones en las masas de aire tienen influencia al originar una deposición del HCH sobre las grandes masas de aguas continentales (lagos, por ejemplo) (Iwata y col., 1995; Buehler y col., 2002). Introducción General - 23 - 1.2.4. Comportamiento en los suelos El HCH puede llegar a los suelos de diversas maneras: aplicación agrícola, depósito de residuos y mezcla con el suelo circundante, deposición atmosférica, infiltración y escorrentía de partículas contaminadas, contaminación de la disolución del suelo. Una vez que el contaminante llega al suelo, los principales procesos que ocurren en el medio edáfico son (Weber y Miller, 1989) (Figura 1.4): xMovimiento de escorrentía en disolución o adsorbidos sobre partículas xVolatilización (paso a la fase gaseosa) xTransporte hidrodinámico, incluyendo advección y dispersión como elementos solubles de la fase acuosa xAdsorción/desorción (retención) en la materia orgánica del suelo y en las superficies minerales xDegradación (biológica, química o fotoquímica) xAbsorción/adsorción/retención por la vegetación y los residuos de la vegetación Algunos de estos procesos han sido ya comentados, dada su importancia en otros compartimentos (volatilización, transporte hidrodinámico, movimiento en disolución), mientras que la absorción y acumulación por la vegetación se comentará en un apartado posterior. Esta sección presta una especial atención a la retención y la degradación. Retención La retención se refiere a la capacidad del suelo de inmovilizar un pesticida u otra molécula evitando que dicha molécula se mueva dentro o hacia fuera de la matriz del suelo (Koskinen y Harper, 1990). En este sentido, retención se refiere fundamentalmente al proceso de adsorción, aunque también incluye la absorción en la matriz del suelo y en los organismos (plantas y microorganismos). La retención controla, y a su vez es controlada, por los procesos de transformación (química y biológica) que puede sufrir el contaminante. La retención, asimismo, ejerce una gran influencia sobre el transporte de la sustancia hacia la atmósfera, las aguas freáticas y las aguas superficiales. La adsorción se define como la acumulación de un pesticida en la interfase suelo-agua y/o en la interfase suelo-aire; es un proceso reversible que implica la atracción de un compuesto químico hacia la superficie de las partículas del suelo durante un tiempo que depende de la afinidad de dicho compuesto por la superficie en la que está retenido. La distinción entre adsorción verdadera (formación de capas moleculares sobre la partícula del suelo por condensación de vapores o solutos), precipitación (formación de una fase sólida separada sobre una superficie; enlace covalente con la superficie de las partículas del suelo) y absorción (entrada) en la matriz del suelo y en la biota es compleja. Por otro lado, el termino reparto se utiliza para describir un proceso de absorción en el que un compuesto químico orgánico se introduce en la red de un medio orgánico debido a fuerzas comunes en la disolución (por ej., Fuerzas de van der Waals) (Chiou, 1989). La adsorción se suele determinar analíticamente como pérdida del compuesto químico de la disolución inicial tras el contacto con la fase adsorbente; se utiliza el término “sorción”, más general. Sorción se refiere a un proceso de retención general que engloba a los tres procesos específicos, adsorción, absorción y precipitación (Greenland y Hayes, 1981; Chiou, 1989; Koskinen y Harper, 1990). CAPÍTULO 1 - 24 - Los pesticidas pueden quedar retenidos en los distintos tipos de suelos al adsorberse en mayor o menor grado sobre las arcillas y la materia orgánica. La materia orgánica es capaz de adsorber compuestos orgánicos debido a diversos mecanismos físicos y químicos, que, con frecuencia, actúan simultáneamente y pueden variar desde totalmente reversibles a totalmente irreversibles. Los mecanismos que intervienen dependen de la naturaleza química y propiedades de la materia orgánica, del pesticida y de las condiciones del medio (pH, fuerza iónica, potencial redox, contenido en agua) (Senesi y col., 2001). Los mecanismos relacionados con la retención de compuestos orgánicos son: intercambio iónico, enlace por puente de Hidrógeno, enlace catiónico, cambio de ligando, protonación, fuerzas de London-van der Waals, enlace covalente, retención física, interacciones hidrofóbicas (Hasset y Banwart, 1989; Koskinen y Harper, 1990; Chiou, 2002): 9Intercambio iónico. Mecanismo de intercambio de aniones o de cationes (en función de la naturaleza del pesticida); influye la carga predominante del suelo. Se debe a atracciones electrostáticas no específicas entre las superficies con carga del suelo (materia orgánica, arcillas, óxidos de hierro) y los pesticidas iónicos. La carga del suelo depende del pH y de la composición y cantidad de las arcillas, así como del contenido y características de la materia orgánica presente. 9Enlace por puentes de Hidrógeno. Interacción fuerte dipolo-dipolo, producida por la atracción electrostática entre un núcleo de H electropositivo y pares de electrones expuestos en átomos electronegativos (F, O, S, Cl). Estos enlaces pueden aparecer intrae intermolecularmente; es más importante en la unión de pesticidas a las superficies orgánicas que a las superficies hidroxiladas de las arcillas porque prevalecen los grupos orgánicos adecuados. 9Enlace catiónico. Mecanismo de retención débil producido por la formación de un complejo de esfera interna (es decir, un complejo sin molécula solvatada) entre un catión intercambiable y un grupo funcional aniónico o polar. Dado que el catión intercambiable está rodeado de una capa de moléculas de agua, el pesticida debe ser capaz de desplazar toda el agua de hidratación. En caso de no ser así puede formarse un complejo de esfera externa entre un protón y una molécula de agua hidratando el catión intercambiable (ión solvatado). Este tipo de enlaces son muy importantes en la unión de moléculas polares y superficies de arcillas. 9Cambio de ligando. Mecanismo de retención muy fuerte. Se trata de un complejo de esfera interna formado entre un grupo funcional (carboxilo o hidroxilo) que desplaza a un grupo hidroxilo o a una molécula de agua de un metal (hierro o aluminio) de una superficie mineral del suelo (arcillas y/o oxihidróxidos de hierro y aluminio). Este tipo de enlaces se producen con pesticidas en situaciones sencillas de laboratorio; no está muy clara su influencia en un suelo. 9Protonación. Formación de complejos de transferencia de carga en el pesticida en una superficie mineral; se produce cuando un grupo funcional orgánico forma un complejo con un protón de superficie. El pH y la configuración de la molécula del pesticida ejercen gran influencia en este mecanismo de retención. Introducción General - 25 - 9Fuerzas de London-van der Waals. Son, en su conjunto, fuerzas que actúan a corta distancia, enlaces resultantes de fuerzas de dispersión debido a interacciones dipolo inducido-dipolo inducido (provocados por el movimiento de los electrones entre moléculas adyacentes). Este movimiento se correlaciona y produce una atracción electrostática neta. Si bien la fuerza de estas interacciones es débil, son aditivas, aumentando con el área de contacto y pueden ser especialmente importantes en la sorción de materiales de gran peso molecular, ya que esto implica que muchos grupos moleculares puedan presentar este tipo de fuerzas. 9Enlace covalente. Algunos pesticidas pueden establecer un equilibrio rápido y reversible entre el compuesto en disolución y el compuesto adsorbido sobre la superficie del suelo. Al reaccionar con la superficie, el compuesto queda retenido mediante enlace covalente, convirtiéndose en un “residuo enlazado” o “residuo no extraíble” (Mordaunt y col., 2005). Esto ocurre, por ejemplo, cuando el pesticida reacciona con la materia orgánica del suelo y se incorpora a la misma por reacciones de oxidación (Weber y Huang, 2003). En el caso de algunos compuestos xenobióticos, la formación de residuos enlazados también puede ocurrir en las raíces de muchas plantas, debido a la actividad de enzimas extracelulares. (Sandermann, 2004). 9Retención física. Los pesticidas pueden quedar inmovilizados (“atrapados”) mediante una acumulación del compuesto en la matriz del suelo, debido a una penetración profunda en nanoporos. En este proceso es muy importante el tiempo que el pesticida permanece en el suelo, lo que afecta a su biodisponibilidad (envejecimiento – “aging” – del compuesto) (Alexander, 2000). 9Interacciones hidrofóbicas. Se trata de un reparto de pesticidas no polares fuera de la fase acuosa polar sobre superficies hidrofóbicas en el suelo (fundamentalmente materia orgánica, pero también superficies minerales con enlaces –Si-O-Si-). La interacción es relativamente débil. La fuerza predominante en esta sorción hidrofóbica es el gran cambio de entropía que resulta al retirarse soluto (pesticida) de la disolución. Esto parece derivar de la destrucción de la cavidad ocupada por el soluto en el disolvente y la destrucción de la cubierta de agua estructurada el pesticida solvatado. La capacidad de un suelo para retener un contaminante orgánico se relaciona fundamentalmente con su contenido en materia orgánica y arcilla, el pH y la humedad. El pH y la capacidad de intercambio de cationes del suelo tienen poca influencia en la adsorción de los distintos isómeros de HCH dadas las características físico-químicas de estos compuestos (Tabla 1.2). El comportamiento del HCH en un suelo se relaciona directamente con el contenido de materia orgánica y las interacciones resultantes; en suelos pobres en materia orgánica, son los contenidos en arcilla y óxidos de hierro los que influyen en la retención y/o transporte de HCH (Wahid y Sethunathan, 1979). El isómero J-HCH se ha encontrado fuertemente ligado a horizontes profundos con elevados contenidos de arcillas (Miglioranza y col., 1999). Para evaluar la capacidad de un compuesto para ser retenido se utiliza el coeficiente de reparto entre la fase líquida y la fase sólida, Kd (coeficiente de distribución; mg pesticida kg suelo-1 / mg pesticida L agua-1; Wauchope y col., 2002), parámetro variable en función de las propiedades del suelo utilizado (pH, fuerza iónica, temperatura,…). Este coeficiente puede ser normalizado en función del contenido de carbono de orgánico del suelo: Koc=Kd / f oc, siendo f oc la fracción orgánica del suelo (Green y Karickhoff, 1990). Los valores de Koc son altos para los isómeros de HCH, indicando su afinidad por la materia orgánica del suelo. CAPÍTULO 1 - 26 - Degradación (transformación) Los compuestos orgánicos están expuestos a procesos de degradación en el medio edáfico, gracias a la actuación de enzimas de origen microbiano, fúngico e incluso vegetal, ya sea en el suelo o bien unidas a membranas celulares. Las transformaciones biológicas mediadas por enzimas vegetales son del tipo oxidación, reducción, hidrólisis, con un proceso posterior de conjugación y, en ocasiones, un paso final de unión o conjugación con las paredes celulares (unión a lignina, a hemicelulosas,…) (Dietz y Schnoor, 2001). Los microorganismos actúan sobre los contaminantes a través de procesos de biodegradación, cometabolismo, polimerización o conjugación y acumulación. Las principales reacciones bioquímicas que tienen lugar son oxidación, reducción, hidrólisis y síntesis. (Bollag y Liu, 1990; Kumar y col., 2006; Bhatt y col., 2007). Para ciertos contaminantes es posible una degradación fotoquímica en la superficie de los suelos. 9Degradación biótica. Los isómeros de HCH pueden ser biodegradados por deshalogenación reductiva, dehidrohalogenación u oxidación, siendo la deshalogenación del HCH y sus compuestos derivados (en condiciones aerobias y anaerobias) energéticamente favorables (Quintero Díaz, 2004). Si la degradación ocurre en condiciones aerobias, al utilizarse los contaminantes como fuente de carbono, se puede degradar completamente el compuesto hasta una total mineralización, formando O2, H2O y HCl. Diversos microorganismos, consorcios bacterianos y hongos de la podredumbre de la madera son capaces de degradar el HCH presente en un suelo contaminado (Johri y col., 2000). El isómero E-HCH es generalmente el más persistente, tanto en condiciones aerobias como anaeróbicas. No obstante, todos los isómeros de HCH son susceptibles de ser degradados, si bien a velocidades diferentes (Johri y col., 1998; Miyauchi y col., 1998; Quintero Díaz, 2004). La ruta de degradación oxidativa comienza por la formación de pentaclorociclohexeno (PeCCH), por deshidrohalogenación, formándose posteriormente tetraclorociclohexeno (TeCCH); pueden formarse o fenoles clorados, ciclohexenoles clorados o bencenos clorados por oxidación. Finalmente el HCH (especialmente el isómero gamma) se mineraliza de modo completo a CO2 (WHO, 1991). Por otro lado, la degradación anaeróbica es más eficiente, al ser un proceso termodinámicamente más favorable (Quintero Díaz, 2004). El isómero beta es el más recalcitrante, aunque es posible degradar hasta un 60% del E-HCH en condiciones metanogénicas, si bien no se tiene claro que tipo de bacterias podrían realizar la decloración (Middeldorp y col., 1996). En los insectos, por otra parte, el HCH es metabolizado y puede ser degradado excretado; en estas reacciones actúan enzimas como la glutatión-S-transferasa (Roberts y Huston, 1999). Muchos de los metabolitos intermedios son comunes en las diferentes rutas de degradación (Figura 1.6). En medio acuoso (disolución del suelo, por ejemplo), el HCH también es susceptible de ser transformado gracias la actividad microbiana (Law y col., 2001; Law y col., 2004). 9Degradación abiótica. En condiciones totalmente abióticas es posible que se produzca una descloración reductiva del HCH, en ambientes fuertemente reductores y con la presencia de catalizadores adecuados (Marks y col., 1989; Rodríguez Garrido y col., 2004). Se trata de una ruta que comienza con la formación de TeCCH por dihaloeliminación (retirada de dos moléculas de cloro vecinas), que se transforma en diclorociclohexadieno (DCCH), llegando finalmente a productos tales como PeCCH, bencenos clorados y fenoles en medios fuertemente reductores. Finalmente, en los medios acuosos puede Introducción General - 27 - ocurrir hidrólisis de los isómeros de HCH, si bien es casi insignificante en medios ácidos o neutros, pero muy importante una vez que el pH aumenta (Ngabe y col., 1993; MacKenzie y col., 2005). Figura 1.6. Rutas de degradación del HCH en insectos y animales; productos intermedios y finales más comunes. Modificado de Roberts y Huston, 1999. 9Por otro lado, en el aire, en la superficie del suelo o bien en la superficie de la vegetación, puede producirse una degradación química o fotodegradación de los compuestos orgánicos (WHO, 1991; WHO, 1992; Wild y col., 2005). La radiación ultravioleta es la causante fundamental de estas reacciones que, en el caso del isomero J-HCH, ocurre con relativa rapidez. A modo de resumen, dado que las relaciones que se establecen en los suelo son muy complejas, la importancia relativa de cada uno de los mecanismos expuestos en el comportamiento del HCH en un suelo dependerá fundamentalmente de las propiedades físico-químicas del isómero en cuestión, pero también de las propiedades del suelo (y disolución del suelo), así como de las condiciones climáticas. Las propiedades más importantes del suelo y disolución del suelo son aquellas que afecten a la estructura (presencia de panes y fragipanes, porcentaje de arcilla-limo-arena; presencia de vegetación y penetración de raíces) y por tanto facilitando el desplazamiento del agua, el contenido en arcilla y el tipo de arcilla del suelo, el contenido y características de la materia orgánica, el contenido en oxihidroxidos de hierro y aluminio y finalmente la humedad del suelo. Respecto a las condiciones climáticas relevantes son precipitación, evaporación, transpiración y temperatura, teniendo en cuenta la intensidad, duración y frecuencia de cada una de ellas. Todos estas propiedades, en su conjunto, caracterizan la vida media que el contaminante tiene en un suelo determinado. En el caso de los isómeros de HCH, la persistencia o vida media depende fundamentalmente de: (i) presencia de oxígeno, (ii) condiciones hidromorfas, (iii) tipo de suelo (materia orgánica, actividad biológica), (iv) pH, (v) potencial redox (WHO, 1991; Fabre y col., 2005). CAPÍTULO 1 - 28 - 1.2.5. Acumulación de HCH en la vegetación La vegetación juega un papel importante en la distribución de los compuestos organoclorados en el ambiente. De hecho, la vegetación puede ser utilizada para efectuar un seguimiento de la contaminación aérea de los compuestos orgánicos persistentes (Powell, 1997). Ello es debido fundamentalmente a su capacidad para acumular contaminantes orgánicos, modificar los procesos de intercambio suelo-aire e introducir dichos contaminantes en la red trófica (Wang y col., 1997) (Tabla 1.3; Figura 1.7). Es necesario conocer las rutas principales de contaminación vegetal (vía suelo o vía atmósfera) y los diferentes mecanismos o procesos de acumulación que controlan la transferencia del pesticida. La vegetación constituye un importante sumidero de pesticidas, ya que es capaz de retenerlos eficazmente en diferentes órganos (Muir y col., 1993; Simonich y Hites, 1995). Asimismo, la vegetación facilita la acumulación de los compuestos organoclorados en los suelos una vez que los residuos vegetales se incorporan a éstos (Horstmann y McLachlan, 1996). En el caso del HCH, se han detectado residuos de este pesticida tanto en raíces como en los tejidos aéreos de diversas especies vegetales (Buckley, 1982; Simonich y Hites, 1995; USC, 2003). Tabla 1.3. Características relevantes en la acumulación de compuestos orgánicos xenobióticos en las plantas. Pesticida Suelo Planta Condiciones ambientales Solubilidad Capacidad de retención: Absorción Precipitaciones Kow -materia orgánica (cantidad y calidad) Adsorción/Retención Temperatura Recalcitrancia -% arcilla y tipo Exudados raíz (C, cantidad) Vientos Textura pH Oscilación diurna Contenido en agua O2, CO2, N2 Estacionalidad Aireación Temperatura Índice de Área Foliar pH Área Foliar Específica Contenido en nutrientes Cutícula: composición, características Capacidad de degradación: Espesor capa límite - comunidad de la rizosfera, cantidad y calidad Espesor hoja Densidad de estomas Un importante aspecto a considerar es la biodisponibilidad de los contaminantes. Sea cual sea el origen de la contaminación, un compuesto orgánico es un candidato para acumularse en la planta (bioacumulación en su sentido más amplio) sólo si es biodisponible para el vegetal (Boesten, 1993; Schwarz y Jones, 1997). Los mecanismos de acumulación de compuestos orgánicos presentes en el suelo o en la atmósfera parecen ser de naturaleza pasiva, conducidos por procesos físicos como la difusión y la convección (Riederer, 2005). Una vez que el suelo, el agua y/ o la atmósfera se encuentran contaminados por pesticidas, hay dos rutas principales por las que pueden acceder a la vegetación, bien sea la vegetación objetivo (caso de herbicidas) o la “no-objetivo”, caso de insecticidas como el HCH: ruta sueloplanta y ruta aireplanta (Figura 1.7). Los principales procesos que se relacionan con estas rutas son : retención (reparto disolución del suelo:raíz) en los tejidos radiculares; absorción por las Introducción General - 29 - raíces y translocación a través del xilema vegetal; volatilización a partir del suelo y posterior absorción foliar directamente de la fase gaseosa; absorción foliar directa vía deposición húmeda o deposición seca a partir de la atmósfera circundante; resuspensión de las partículas del suelo por el viento o la lluvia y subsiguiente captura por la vegetación. Figura 1.7. Principales mecanismos de acumulación de HCH en la vegetación. Ruta suelo:planta (reparto disolución del suelo:raíces) Las raíces extraen el agua y los solutos disueltos en la disolución del suelo, que pueden ser llevados hacia el sistema de transporte a larga distancia de la planta, el xilema. La superficie de contacto y absorción puede llegar a ser muy grande por la presencia de pelos radicales y de hifas de hongos. La fracción volumétrica de las raíces finas jóvenes que es de acceso libre al agua y solutos (Espacio Libre Aparente, ELA - AFS, apparent free space) se localiza en las paredes celulares de los pelos radicales y las células del cortex (Bernstein y Nieman, 1960; Schwarz y Jones, 1997). La entrada de las sustancias disueltas en la planta a partir de la disolución del suelo es prácticamente no selectiva y reversible (difusión pasiva), gobernada por la diferencia de gradiente del potencial químico o hídrico entre el interior de la raíz y el suelo. Una vez en el apoplasto de la raíz, el transporte en el interior de la planta dependerá de su facilidad de alcanzar los tejidos del floema en el cilindro central de la raíz. Para el agua y las sustancias disueltas existen dos posibles vías: ruta apoplastica (movimiento a través de las paredes celulares) y ruta simplástica (entrada a través del plasmalema y transporte vía plasmodesmos de células adyacentes). La ruta apoplástica se interrumpe generalmente en la endodermis, debido a la presencia de la banda de CAPÍTULO 1 - 36 - plancton/algas o bien vegetales terrestres (en tejidos aéreos o subterráneos) que favorece la acumulación, afectando así a los animales y en última instancia al ser humano. El HCH puede seguir de este modo las complejas relaciones tróficas de la naturaleza, asociándose fundamentalmente a los tejidos grasos, con lo que una contaminación de bajo nivel en las especies inferiores puede acabar por provocar un efecto de magnificación en los animales superiores. Esto convierte a los ecosistemas en altamente vulnerables (Macdonald y col., 2002). Un ejemplo característico de acumulación de HCH es el transporte a escala global de la contaminación originada en diversos lugares hacia la zona del Ártico. Entre los compuestos encontrados se pueden mencionar el DDT, el Toxafeno, el Endosulfan y el HCH (Macdonald y col., 2000; Li y Macdonald, 2005). Los mamíferos marinos son animales que acumulan HCH debido a su posición en lo alto de las redes tróficas oceánicas, principal fuente de contaminación por pesticidas en regiones muy al Norte. Los hábitos alimenticios, la localización, y la actividad metabólica (el HCH puede ser degradado) tienen influencia en los niveles de residuos detectados. También se ha detectado acumulación de HCH en aves marinas, peces, tortugas, lagartos, osos polares, cetáceos, etc. (Willet y col., 1998). La presencia de HCH puede ser un indicio de la fuente de contaminación y de la formulación de HCH y/o lindano utilizado. De hecho, las variaciones espaciales y temporales de los isómeros de HCH detectados generalmente en mayor concentración (D-, y E-HCH), en la atmósfera y agua del océano Ártico se reflejan en la biota (Li y Macdonald, 2005). 1.3. REGULACIÓN LEGAL DE LOS CONTAMINANTES ORGÁNICOS A nivel mundial, la fabricación y el uso del lindano y el HCH técnico han sido legislados desde los años 70. En un principio la tendencia fue a restringir severamente o prohibir el uso del HCH técnico (Directiva 79/117/CEE1; Li, 1999). El lindano fue reemplazando al HCH técnico en Canadá, Estados Unidos y Europa Occidental a finales de la década de 1970 y comienzos de la década de 1980, mientras que en países como China e India empezó a utilizarse en 1991 (Li y Vijgen, 2006). El lindano se utiliza todavía, pero de modo restringido en muchos lugares (Figura 1.10). La legislación y las políticas sobre plaguicidas introducidas por primera vez en la Unión Europea en 1979, han evolucionando considerablemente con el paso de los años, culminando en dos directivas que obligan a que todos los plaguicidas se sometan a una evaluación y autorización para poder ser comercializados (Figura 1.11) (91/414/CEE2; 98/8/CE3). Estas directivas son el marco de partida de la Estrategia Temática sobre el Uso Sostenible de los Plaguicidas (COM(2006)372 final4), elaborada en el marco del VI Programa de Medio Ambiente del Consejo y el Parlamento Europeos para el período 20022012. 1 Directiva 79/117/CEE del Consejo, de 21 de diciembre de 1978, relativa a la prohibición de salida al mercado y de utilización de productos fitosanitarios que contengan determinadas sustancias activas. 2 Directiva 91/414/CEE del Consejo, de 15 de julio de 1991, relativa a la comercialización de productos fitosanitarios. 3 Directiva 98/8/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 16 de febrero de 1998, relativa a la comercialización de biocidas. 4 COM(2006) 372 final, de 12 de julio de 2006, Comunicado de la Comisión al Consejo, al Parlamento Europeo, al Comité Europeo Económico y Social y al Comité de las Regiones, una Estrategia Temática del Uso Sostenible de los Plaguicidas. Introducción General - 37 - Figura 1.10. Situación actual de la legislación internacional del HCH y el lindano. Fuentes: NARAP-PARNAPARAN, http://www.cec.org/programs_projects/pollutants_health/smoc/lindane.cfm; Lindane Education and Research Network, http://www.headlice.org/lindane/index.htm. En el marco de la Directiva 91/414/CEE, sobre los productos de protección de las plantas, actualizada en enero de 2008, se considera al lindano como una sustancia insecticida y rodenticida que no se debe incluir en el anexo I de dicha directiva, con lo cual su uso no está autorizado en la Unión Europea (Decisión 2000/801/CE5). Por su parte, se considera que el HCH (sin especificar nada más) no es una sustancia que esté en el ámbito de la citada directiva, dado que ya se encontraba prohibida (Directiva 79/117/CEE). Asimismo, existe un Reglamento a nivel europeo que establece los Limites Máximos de Residuos (LMR) de diversas sustancias activas (entre ellas los isómeros de HCH y el HCH) en alimentos y piensos con el objetivo de limitar la exposición de los consumidores al final de la cadena alimenticia que inician los cultivos (Reglamento CE nº 396/20056) (Tabla 1.5). El cumplimiento de los LMR permite evaluar en qué grado se aplican correctamente las buenas prácticas agrarias establecidas en las autorizaciones de productos fitosanitarios concedidas por los Estados miembros de la UE. Estos límites generales incluyen los isómeros por separado (D-, Ey J-HCH) así como el del HCH, definido como la suma de todos los isómeros excepto el isómero gamma. Se dispone también de una Estrategia Temática sobre la Calidad del Suelo a nivel europeo (COM(2006)232 final7), que trata diversos temas relacionados con el medio edáfico en Europa, incluyendo la contaminación. Describe la situación actual y las posibles medidas de recuperación; respecto a la 5 Decisión (2000/801/CE) de la Comisión de 20 de diciembre de 2000 relativa a la no inclusión del lindano en el anexo I de la Directiva 91/414/CEE del Consejo y a la retirada de las autorizaciones de los productos fitosanitarios que contengan esta sustancia activa. 6 Reglamento (CE) nº 396/2005 del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de febrero de 2005, relativo a los límites máximos de residuos de plaguicidas en alimentos y piensos de origen vegetal y animal y que modifica la Directiva 91/414/CEE del Consejo. 7COM(2006) 232 final, de 22 de septiembre de 2006, Propuesta de Directiva del Parlamento Europeo y del Consejo, por la que se establece un marco para la protección del suelo y se modifica la Directiva 2004/35/CE. CAPÍTULO 1 - 38 - contaminación por plaguicidas, presta una especial atención a la contaminación por entrada difusa en suelos agrícolas (abuso de plaguicidas) que afecta al suelo, cultivos y aguas (van Camp y col., 2004). Figura 1.11. Desarrollo de la Estrategia Temática de Uso de Plaguicidas. En España, en 1998 se adopta la Ley 10/988, que impone una serie de obligaciones en lo que se refiere a la definición de criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados. Para el cumplimiento de dicha Ley, se promulgó el Real Decreto 9/20059, por el que se establece la relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los criterios y estándares que la Ley tiene en cuenta. El criterio general que se aplica es la valoración de los riesgos ligados a la existencia de contaminantes en suelos, regulando los Niveles Genéricos de Referencia (NGR). Este parámetro pretende evaluar la contaminación del suelo (por sustancias orgánicas e inorgánicas) en razón de la peligrosidad que representan para el ser humano y los ecosistemas. El Real Decreto recoge los Niveles Genéricos de Referencia para tres isómeros de HCH (D-, E-, y J-HCH), tanto como riesgo para la salud humana (en función del tipo de uso del suelo) como riesgo para la salud de los ecosistemas (considerando, entre otros parámetros, la acumulación en plantas como parte de los organismos del suelo) (Tabla 1.5) (anexos V y VI; RD 9/2005). En ningún momento se considera el HCH técnico (la mezcla de isómeros de HCH) ni el isómero G-HCH, si bien es una lista provisional. Finalmente, en Galicia existe una legislación particular para suelos afectados por vertidos de residuos de HCH (Decreto 263/199910) que permite, con carácter general, la intervención en el caso de suelos que sobrepasen los 2 mg kg-1 de concentración de HCH total (definido como suma de DEJHCH), sea cual sea el uso (concentración límite) (Tabla 1.5). 8 Ley 10/98, de 21 de abril, de Residuos. 9 Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, por el que se establece la relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados. 10 Decreto 263/1999, do 30 de setembro, polo que se fixa a concentración limite en solos afectados por vertidos de residuos de HCH. Corrección de erros (29 outubro) Decreto 263/1999, do 30 de setembro, polo que se fixa a concentración límite en solos afectados por vertidos de resíduos de HCH. Introducción General - 39 - Tabla 1.5. Niveles de referencia que regulan las concentraciones de los diferentes isómeros de HCH en suelos, plantas y otros organismos.  NORMATIVA      Límites Máximos de Residuos en alimentos (Reglamento CE 396/2005) Detalles D -HCH  E -HCH  J -HCH  G -HCH  HCH1  (mg kg-1) Fruta fresca Anexo II - - 0.010 - 0.010 Verduras frescas o congeladas - - 0.010 - 0.010 Legumbres secas - - 0.010 - 0.010 Cereales - - 0.020 - 0.010 Productos de origen animal 0.200 0.100 0.020 - - Especias Anexo IIIb - 0.500 - 0.020 Animales de granja 0.200 0.100 0.020 - - Miel - - 0.010 - - Niveles Genéricos de Referencia en suelos (RD 9/2005) D -HCH  E -HCH  J -HCH  G -HCH  -  (mg kg-1) Protección de la salud humana Uso industrial 1 1 1 - - uso urbano 0.1 0.1 0.1 - - Otros usos 0.01 0.01 0.01 - - Protección de los ecosistemas Organismos del suelo - - 0.01 - - Organismos acuáticos 0.25 0.38 0.01 - - Vertebrados terrestres 0.05 0.05 0.23 - - Concentración límite en suelos (Decreto 263/1999) D -HCH  E -HCH  J -HCH  G -HCH  HCH2  (mg kg-1) - - - - 2 1 HCH: hexaclorociclohexano, suma de todos los isómeros excepto JHCH; 2 HCH: suma de los isómeros D, E y JHCH. Algunos pesticidas, entre ellos el HCH y el lindano, son considerados Compuestos Orgánicos Persistentes (COPs), por lo que hay que tener en cuenta también la legislación aplicable a este grupo de contaminantes. Los COP son compuestos de características particulares, pues: (i) son persistentes y pueden permanecer inalterados durante años o décadas en el medio y en los tejidos de los organismos, (ii) son liposolubles y al disolverse mejor en grasas que en agua se acumulan en los organismos desde el medio y a lo largo de las redes tróficas, (iii) son volátiles, lo que combinado con su persistencia hace posible el transporte atmosférico y marino a grandes distancias en ciclos sucesivos de depósito-reemisión y se localizan en regiones muy alejadas de las fuentes (contaminación transfronteriza), y (iv) son altamente tóxicas y pueden provocar graves efectos sobre la salud humana y el medio ambiente. La combinación de estas características hace que de entre todas las sustancias químicas los COP presenten un riesgo especialmente preocupante y suponen una amenaza para la salud humana y el medio ambiente a escala global. La Comunidad Internacional ha alcanzado acuerdos importantes en la regulación y control de los COPs. El más ambicioso es el Convenio de Estocolmo, cuyo objetivo es proteger la salud humana y el medio ambiente frente a los COPs, eliminando, y cuando esto no sea posible reduciendo, estos CAPÍTULO 1 - 40 - contaminantes (PNUMA, 200511). El Convenio de Estocolmo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes, en el marco del Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), se firmó en mayo de 2001 y entró en vigor el 17 de mayo de 2004. El Convenio es un instrumento internacional jurídicamente vinculante que establece la prohibición de algunos COPs, las restricciones al uso de otros y las medidas a tomar para minimizar las emisiones. En un principio se reconocieron doce sustancias como COPs, la “docena sucia”: aldrina, bifenilos policlorados (PCBs), clordano, DDT, dieldrina, dioxinas, endrina, furanos, heptacloro, hexaclorobenceno, mirex y toxafeno. No obstante, con el tiempo pueden añadirse más compuestos. La Unión Europea (UE), por su parte, ha ratificado también este convenio. El 20 de mayo de 2004 entró en vigor en todos los países de la UE el Reglamento 850/200412 sobre COP, que tiene por objeto establecer un marco jurídico común para llevar a efecto las principales disposiciones del Convenio de Estocolmo y del Protocolo de Aarhus sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (UNECE, 199813). Así pues, el conjunto de sustancias denominadas COPs es amplio, incluyendo al lindano, e intenta integrar los dos documentos en un marco común. El Reglamento intenta, asimismo, asegurar la coordinación y la coherencia al aplicar, a nivel de la UE, las disposiciones de otros convenios internacionales en el marco de las Naciones Unidas. La reglamentación europea implica la adopción, en España, de un Plan específico sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes14. Este documento establece una reglamentación exhaustiva, tocando aspectos como las exenciones de uso del HCH (incluido el isómero gamma), que puede ser autorizado en aplicaciones específicas: tratamiento correctivo profesional e industrial de árboles talados, madera y troncos; aplicaciones industriales y domésticas en interiores (hasta el 1 de septiembre de 2006). En el caso de uso como insecticida tópico veterinario y para la salud pública (sustancias que posean >99% JHCH, es decir, lindano), hasta el 31 de diciembre de 2007. Por otro lado, se indica que en España, actualmente, no hay producción de lindano. En el campo de biocidas y utilización veterinaria, España importa una cantidad anual que se estima en 4 toneladas. Según la información facilitada por el Ministerio del Medio Ambiente, los usos históricos del lindano como producto fitosanitario en España han sido sustituidos de forma satisfactoria por otros productos insecticidas y acaricidas autorizados o bien sustancias activas, incluso en el tratamiento de ectoparásitos (p. ej., piojos). El Plan incluye un inventario de emplazamientos contaminados. Las acumulaciones históricas en vertederos incontrolados o los suelos contaminados pueden ser interpretados como “existencias” de COPs y por consiguiente están sujetas a registro. Estos datos, a fecha de hoy, aún no se han completado. Respecto a los residuos de fabricación de lindano, se tiene conocimiento de la problemática histórica en el País Vasco, donde se localizaron numerosos focos de contaminación de suelos, algunos ya saneados (Quintana, 1997). En Aragón, entre los años 1975 y 1989 hubo producción de lindano en la zona de Sabiñánigo (Huesca). Esta actividad generó unas 100.000 toneladas de residuos que, en su mayoría, se depositaron en vertederos próximos al centro de producción (Hernández y col., 1991). En este apartado, al parecer, no se considera el episodio de contaminación por vertido de residuos de la fabricación de lindano detectado en Galicia (Eptisa, 1999). 11 PNUMA. 2005. Convenio de Estocolmo sobre contaminantes orgánicos persistentes. Programa de las Naciones Unidas para el Médio Ambiente. Ginebra. 12 Reglamento 850/2004, del Parlamento Europeo y del Consejo, de 29 de abril de 2004, sobre contaminantes orgánicos persistentes y por el que se modifica la Directiva 79/117/CE. 13 UNECE, 1998. Protocolo sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes (COPs). United Nations Economic Comission for Europe. Aarhus. 14 Plan Nacional de Aplicación del Convenio de Estocolmo y el Reglamento 850/2004, sobre Contaminantes Orgánicos Persistentes. Ministerio de Medio Ambiente, 2007. http://www.mma.es/secciones/calidad_contaminacion/quimicos/pops/pdf/pnestocolmofinal_31enero2007.pdf Introducción General - 41 - 1.4. TRATAMIENTO DE SUELOS CONTAMINADOS POR COMPUESTOS ORGÁNICOS Los procesos utilizados en la eliminación de la contaminación en los suelos pueden ser de carácter físico, químico o biológico, o una combinación de los tres. La aplicación de estos tratamientos puede ser de maneras diferentes (Monterroso Martínez, 2006): in situ , si el contaminante es eliminado en el mismo lugar en el que se encuentra; on site, si el suelo es excavado y tratado en el mismo terreno; off site o ex situ , cuando el suelo es excavado, transportado y tratado en otro lugar. Estas distinciones han generado una cantidad de técnicas aplicables a situaciones similares. La elección de la técnica más adecuada debe estar basada en un estudio del caso particular de la contaminación, constituyendo un compromiso entre la velocidad y certidumbre de alcanzar los niveles objetivos de limpieza, por un lado, y el coste y alteración de las propiedades del suelo, por otro. Se puede hablar de técnicas de aislamiento y técnicas de descontaminación. Las técnicas de aislamiento pretenden reducir la movilidad de los contaminantes, al crear una barrera física que impida el contacto del agua con el contaminante. Entre estas técnicas se incluye la construcción de celdas de aislamiento, la estabilización del suelo (solidificación, vitrificación del contaminante) o el bombeo de aguas contaminadas. Por otro lado, las técnicas de descontaminación pretenden eliminar o reducir la concentración de los contaminantes del suelo, de modo que sea posible una reutilización del mismo. Entre la amplia variedad de tratamientos de este tipo se encuentran los tratamientos térmicos, el lavado de suelos, la aireación/volatilización pasiva, la descontaminación electrocinética, o el arrastre por aire o vapor. Para muchos suelos contaminados hay una alternativa biológica a las técnicas de limpieza físicoquímicas. Se trata de utilizar la acción de microorganismos y plantas para eliminar, degradar o inmovilizar los contaminantes: biocorrección o biolimpieza. A menudo, estas técnicas se utilizan en combinación con técnicas fisicoquímicas. La biocorrección es especialmente adecuada para limpiar grandes superficies con un nivel de contaminación lo suficientemente bajo como para no limitar el desarrollo biológico. Para reducir la contaminación de suelos afectados por presencia de HCH, bien sea suelos agrícolas, bien sean vertederos incontrolados, hay dos tipos de acciones: (i) retirada o destrucción/conversión del HCH del suelo; (ii) aislamiento o inmovilización del HCH en el lugar afectado (Swannell, 1993; Rulkens y col., 1997). No obstante, no existe una técnica universal de aplicación efectiva para cualquier caso. En cada situación concreta es necesaria la realización de rigurosos estudios de viabilidad, tanto ensayos en laboratorio (en condiciones óptimas de control) como experiencias en campo (sujetas a gran variabilidad). Los resultados van a depender en gran medida de la naturaleza del tratamiento, del tipo de compuesto presente y de las características físicoquímicas, mineralógicas y biológicas de los suelos afectados. Se debe tener en cuenta multitud de factores adicionales de gran relevancia, como el volumen de suelo a tratar, la profundidad de la contaminación, las condiciones ambientales, el tipo de suelo que se trate, los objetivos marcados para la recuperación, el coste, la viabilidad, etc. (Tabla 1.6) (Rulkens, 1993). CAPÍTULO 1 - 42 - Tabla 1.6. Alternativas de recuperación de suelos contaminados por vertidos de HCH o residuos asociados a la producción y comercialización de HCH técnico y Lindano (modificado de Rulkens, 1993; Rulkens y col., 1997). Factores de relevancia Opciones de Tratamiento i) Cómo se ha contaminado el suelo "Hot spots" (contaminación extrema) Fuerte contaminación Contaminación difusa depósito de un residuo sólido de HCH y basuras aplicación directa transformación de HCH lavado del HCH desde la parte superior Lugares de peligro; No hay tratamiento in situ Grandes extensiones; contaminación alta contaminación leve; distribución difusa Tratamiento térmico i)suelo excavado ( ex situ ) Uso de plantas ii) Tipo de suelo implicado Extracción con agentes acuosos Tratamiento biológico Fitocorrección suelos arenosos Extracción con agentes orgánicos Biorreactores suelos arcillos Extracción supercrítica (CO2) Compostaje Uso de microorganismos cantidad y tipo de materia orgánica en el suelo Limpieza química del suelo excavado Landfarming Biorremediación Deshalogenación Tratamiento microbiológico iii) Propiedades de los isómeros de HCH Oxidación con aire húmedo Tratamiento FísicoQuímico Mejora de la actividad biótica solubilidad (agua, disolventes orgánicos) ii) tratamiento in situ de plantas características de adsorción y absorción (suelos, plantas): Extracción in situ de microorganismos estabilidad química/térmica Biorrecuperación Volatilidad/biodegradación 1.4.1. Fitocorrección La fitocorrección es una técnica de biocorrección atractiva para la limpieza de suelos contaminados. Se basa en la utilización de la vegetación para el tratamiento in situ de suelos y sedimentos contaminados (Schnoor y col., 1995; Salt y col., 1998; Pilon-Smits, 2005). Esta tecnología se ha consolidado en los últimos años. La fitocorrección aprovecha los procesos biológicos vegetales, así como las características físicas de las plantas para mejorar la limpieza de suelos (Pivetz, 2001). A lo largo de los años, esta técnica ha sido conocida con diversas denominaciones: corrección verde, corrección botánica, agrocorrección, corrección vegetal. El término fitocorrección como denominación de una tecnología independiente se menciona desde 1994 en la literatura técnica (Schnoor, 2002). Normalmente, los suelos con vegetación presentaban una mayor desaparición de los contaminantes implicados en comparación con las áreas no vegetadas (Salt y col., 1998). Actualmente, se define fitocorrección como el “uso de las plantas y sus microorganismos asociados para la limpieza del medio en la que se aprovechan los procesos vegetales y microbianos para degradar y retener contaminantes orgánicos e inorgánicos” (Pilon-Smits, 2005). La fitocorrección se utiliza para la limpieza de suelos afectados tanto por contaminantes inorgánicos (metales y metaloides), como por contaminantes orgánicos (gasolinas, disolventes, pesticidas, explosivos, etc.) (McGrath y col., 2002; McCutcheon y Schnoor, 2003; Díez Lázaro y col., 2006;). Introducción General - 43 - La fitocorrección aporta la integración de la biología de la conservación y de la necesidad de una rápida recuperación de los ecosistemas naturales afectados por los cambios antropogénicos (Karthikeyan y col., 2004). Las plantas deben sobrevivir a la presencia de residuos peligrosos. Las sustancias como el HCH pueden tener un impacto relevante en todos los organismos del medio afectado. La vegetación puede mostrar una toxicidad que modifique los diferentes procesos vitales, afectando al desarrollo normal y a la fisiología (procesos celulares, fotosíntesis, distribución de biomasa, etc; Newman y Unger, 2003; Medina y col., 2003). Las plantas son organismos que han desarrollado un conjunto de respuestas defensivas, en función de la duración e intensidad del factor negativo que provoca el daño (el contaminante), aunque también de la especie vegetal y del estado de desarrollo. Durante las fases iniciales de rápido crecimiento, la respuesta al estrés implica una gran actividad de procesos de reparación. (Larcher, 2003; Potters y col., 2007). En este sentido, la tolerancia puede relacionarse con un conjunto de respuestas morfológicas, fisiológicas y bioquímicas que disminuyen la exposición al estrés, limitan el daño o facilitan la reparación de los sistemas afectados (Litchtenthaler, 1998). Se supone que tales respuestas morfogenéticas son parte de una estrategia general de aclimatación. El desarrollo de las distintas técnicas de fitocorrección requiere un conocimiento completo de los procesos subyacentes en niveles tan diversos como el genético, molecular, bioquímico, fisiológico y agronómico (Krämer, 2005). La fitocorrección comprende una serie de técnicas, cuya definición se ha ido configurando con el paso del tiempo (Salt y col., 1998; Pivetz, 2001; McCutcheon y Schnoor, 2003; Pilon-Smits, 2005) (Figura 1.12). Actualmente se reconocen, principalmente, las siguientes: fitoextracción, fitoestabilización, fitoestimulación (rizodegradación), fitodegradación y fitovolatilización; otras tecnologías a considerar son: rizofiltración, construcción de marismas artificiales, control hidráulico y formación de tapetes vegetales. Las técnicas de fitocorrección más importantes aplicables a contaminantes orgánicos se definen como (PilonSmits, 2005): 9Fitoextracción: eliminación del contaminante del suelo y acumulación en el tejido vegetal, seguido de la retirada de la planta (tejidos aéreos; cosecha); este material puede, con posterioridad, ser quemado o depositado en condiciones seguras. 9Fitoestabilización: fijación de los contaminantes en los suelos a través de la actividad de las plantas, bien sea a través del control de la erosión y el lavado o bien actuando sobre el contaminante de modo que este no sea biodisponible (a través de una precipitación en la rizosfera, por ejemplo). 9Fitoestimulación (o rizodegradación): las plantas facilitan la destrucción del contaminante orgánico a través de la actividad microbiana en la rizosfera. 9Fitodegradación: esta técnica conlleva la destrucción directa del contaminante por parte de la planta, gracias a la actividad enzimática propia. 9Fitovolatilización: implica la absorción del contaminante, su transporte a la parte aérea de la planta y la liberación como una forma volátil del compuesto original. CAPÍTULO 1 - 44 - Figura 1.12. Técnicas de fitocorrección; actuación sobre el contaminante (estabilización, degradación, volatilización) y compartimentos en los que tiene lugar la limpieza (suelo, rizosfera, tejido vegetal). El uso de estas técnicas no es excluyente en ningún caso, es decir, deben combinarse para que el proceso de limpieza sea lo más eficaz posible. Además, las zonas de contaminación tienden a la autolimpieza cuando la vegetación esta presente, sin ningún tipo de intervención humana. Esto podría verse como la expresión más sencilla de la fitocorrección, que implicaría solo el seguimiento de las condiciones de la zona afectada, y se denomina “atenuación natural” (Pilon-Smits, 2005). 1.4.2. Mecanismos y procesos vegetales en los que se basa la fitocorrección La mejora de la actividad fisiológica de las plantas (absorción de agua y compuestos químicos, metabolismo en las células vegetales, liberación natural de exudados, impacto físico y bioquímico en el entorno circundante) es un paso clave en la fitocorrección. El crecimiento de las plantas depende de la fotosíntesis y su regulación, transformando agua (H2O) y dióxido de carbono (CO2) en hidratos de carbono y oxígeno (O2) utilizando de modo fundamental la energía solar. Las raíces, por su parte, presentan una gran efectividad en el proceso de extracción de agua del suelo, y el posterior transporte a las partes aéreas del vegetal vía xilema. La transpiración que ocurre a través de los estomas es el motor de la absorción de agua. En los estomas, además, la planta intercambia los gases (introduce CO2 y libera O2). El catabolismo de los carbohidratos y otros compuestos durante el metabolismo de las células vegetales necesita O2 produce energía como ATP, necesario, por ejemplo, a nivel de las raíces para el transporte activo de nutrientes. La difusión y advección del oxigeno en el suelo es necesaria para una prolongada supervivencia de las plantas. Por otro lado, es importante cubrir los requerimientos de nutrición básicos de los vegetales que se utilicen. Las plantas requieren macronutrientes (N, P, K, Ca, Mg, S) y micronutrientes (B, Cl, Cu, Fe, Introducción General - 45 - Mn, Mo, Zn). La ausencia de clorofila, pigmento fotosintético por excelencia, debida a una situación de estrés de la planta o bien a una deficiencia en nutrientes es un grave problema que puede conducir a la clorosis de las hojas. Las plantas modifican de modo decisivo el entorno físico en el que viven, mejorando la estabilidad del suelo y contrarrestando la erosión hídrica (Davis y col, 2002). Los agregados del suelo se rompen a medida que las raíces crecen y empujan el material circundante, mezclándolo y facilitando la aireación. Las raíces en descomposición pueden crear macroporos en los suelos que facilitan el transporte de agua, gases y los propios contaminantes a través de suelo, modificando la humedad. A través de la incorporación de materia orgánica, facilitada por la presencia de vegetación, las condiciones generales del suelo mejoran. Asimismo, los exudados de las plantas (restos del metabolismo secundario: Pinton y col., 2001) actúan sobre las condiciones físicoquímicas de los suelos del entorno radicular, modificando el pH, la especiación, biodisponibilidad y absorción de metales y compuestos orgánicos, etc (Marschner, 2003). Schnoor y colaboradores reconocieron inicialmente varios mecanismos por los cuales las plantas pueden llevar a cabo la descontaminación-limpieza de los suelos y sedimentos contaminados (Schnoor y col., 1995): sorción - absorción de los contaminantes, seguido de una acumulación de metabolitos no tóxicos en los tejidos vegetales; liberación de exudados radicales y enzimas, encargados de la estimulación de la actividad microbiana y las transformaciones bioquímicas de los compuestos orgánicos; e incremento en la mineralización en la rizosfera (suelo cercano a la raíz), atribuida tanto a los hongos micorrízicos como a los consorcios microbianos: 9Sorción en los tejidos vegetales. Los tejidos de las plantas son considerados como bioadsorbentes, al acumular contaminantes, ya sea en las partes vivas del vegetal como en sus restos (Arthur y col., 2005). En función del valor de Log Kow, puede ocurrir adsorción y reparto agua:planta, con una retención en la superficie de las raíces (Log Kow >3; es el caso del HCH) (Schnoor y col., 1995). Los compuestos muy hidrofóbicos son candidatos para una fitoestabilización y/o biorremediación en la rizosfera debido a sus largos tiempos de residencia en la zona radical (Dietz y Schnoor, 2001). 9Absorción directa. Si el valor de Log Kow es intermedio (Log Kow 0.5-3), el contaminante puede ser absorbido a nivel radicular y a continuación ser transportado activamente a través de las membranas (Schnoor y col., 1995). Una vez que el contaminante es tomado por la planta, puede ser almacenado (o bien sus metabolitos) en nuevas estructuras de la planta vía su introducción en el proceso de lignificación. En caso de ser transportado hacia las partes aéreas, podría eliminarse mediante volatilización a partir de los tejidos aéreos. En algunos casos es posible mineralizar el compuesto químico completamente, obteniendo energía para el crecimiento, agua y dióxido de carbono. Se produce una detoxificación si el compuesto químico inicial se metaboliza en sustancias no fitotóxicas, siendo posible que se almacenen en diferentes tejidos vegetales. Una vez en el interior de la planta, el contaminante, al transformarse, lo hace a través de un proceso que se conoce como “Modelo de Hígado Verde” (Green Liver Model), por su parecido con las transformaciones que ocurren en el metabolismo animal (Dietz y Schnoor, 2001; Schnoor 2002; Burken, 2003). Existe una cierta similitud entre los complejos enzimáticos animales y vegetales encargados de la destrucción de CAPÍTULO 1 - 52 - La zona contaminada: estudio del medio La zona de estudio es el entorno cercano del Polígono Industrial de Torneiros, que se incluye en la zona central de la cuenca del rio Louro (Figura 1.15). Las rocas graníticas (granitos y granodioritas), ricas en silicio y aluminio, minerales resistentes a la alteración, ocupan la zona este y sur de la cuenca (Serra do Galleiro, Faro Budiño, Monte Aloia). Las rocas metamórficas que caracterizan la zona de Torneiros se encuentran en la zona oeste de la cuenca del río Louro; se trata de gneises formados por el metamorfismo regional de alta temperatura y baja presión de restos de rocas igneas y sedimentarias. Los depósitos recientes, generalmente terciarios y cuaternarios, son el resultado de la fuerte meteorización de rocas graníticas y gneises, posterior transporte y depósito en las zonas deprimidas del valle del río. En general, su composición es similar a la de las rocas graníticas (Figura 1.15) (Otero Pérez, 1993). La morfología del área está muy relacionada con la morfología de la cuenca del río. O Porriño se asienta en la zona central, un valle atavesado de norte a sur por una fractura central (Depresión Meridiana, O Porriño-Tui). Sus bordes son escarpados y rocosos, muy pronunciados, con un fondo plano que permite encontrar abanicos y terrazas fluviales. Las alturas que circundan O Porriño son marcadamente diferentes, dado que las sierras que limitan el valle del Louro presentan laderas con un desnivel de aproximadamente 300 m. (Figura 1.15). Dentro del valle mismo, existen sistemas de fallas más pequeños que cortan los bloques graníticos y gneísicos facilitando el curso de ríos y arroyos. O Porriño se encuentra en una cavidad téctonica que antiguamente estaba ocupada por gneises, micaesquistos y granitos, sometidos largo tiempo a procesos tectónicos e hidrotermales, alterándose y provocando el descenso de la parte central del valle, dejando superficies antiguas a 200 y 100 m. Esto se vio acompañado de la producción de una gran cantidad de sedimentos en los niveles más bajos del valle, sometido a un nuevo hundimiento que finalmente configuro una cubeta de recepción que se llenó durante épocas pasadas (Mioceno). Durante el Cuaternario se han producido únicamente cambios de detalle al entrar en funcionamiento el sistema fluvial y la aparición de las terrazas fluviales (Otero Pérez, 1993; Pérez Alberti y Valcárcel Díaz, 2000). La peculiar morfología de la zona ejerce una influencia decisiva en el clima local (Martínez Cortizas y Pérez Alberti, 1999; Pérez Iglesias y Romaní Barrientos, 2000). La componente orográfica impone una clara influencia del relieve. Los sistemas predominantes de la región son de componente Oeste, SurOeste y NorOeste. Así, las masas de aire que atraviesan la zona son forzadas, al llegar a la costa de Pontevedra a elevarse a causa de los obstáculos montañosos cercanos al litoral. Al elevarse las masas de aire, las precipitaciones aumentan a barlovento, descargándose la nubosidad hacia la costa, mientras que se crean zonas de sombra pluviométrica a sotavento, asociado a un marcado efecto Föhn de aumento de la temperatura (Martínez Cortizas y Pérez Alberti, 1999). Esto crea condiciones muy contrastadas a lo largo del año, en función de la estación considerada: veranos calurosos y secos (temperatura media, 20.2ºC; precipitación media, 139 mm.), frente a inviernos fríos y húmedos (temperatura media, 9.5ºC; precipitación media, 580 mm.) (Figura 1.15). Las clasificaciones bioclimáticas clásicas consideran que O Porriño debe incluirse en una zona de tipo climático Mediterráneo clásico (clasificación de Papadakis); según la clasificación de Zonas Agroecológicas, se obtiene la clasificación de Subtrópico fresco con lluvias de verano (Otero Pérez, 1993). Estas consideraciones implican que la zona es, en general, apta para los cultivos. Introducción General - 53 - Figura 1.15. Zona de estudio: a) geología; b) relieve y c) suelos (Macías y Calvo de Anta, 2001). En general, los suelos presentan una variedad originada no sólo por la litología y el grado de alteración, sino que también se ven afectados por la posición topográfica, las diferencias en el tiempo de evolución, la influencia de la erosión, la tendencia acidificante general que puede enmascarar dicha variabilidad, así como la influencia humana en su formación (Macías, 2000). En función de todos estos factores, pero teniendo en cuenta la importancia intrínseca de la litología dominante, es posible encontrar en la zona de O Porriño una amplia variedad de suelos: Leptosoles, Regosoles, Fluvisoles y Umbrisoles como los más abundantes. (Figura 1.15) (Macías y Calvo de Anta, 2001). La zona contaminada: estudio de detalle En el momento del inicio de los trabajos de campo por parte del personal del Departamento de Edafología y Química Agrícola de la Universidad de Santiago de Compostela (2001) la parcela experimental CAPÍTULO 1 - 54 - escogida (aprox. 3560 m2) presentaba un aspecto muy heterogéneo respecto a la vegetación, los materiales superficiales (suelos y desechos de diverso origen), la topografía y las condiciones hídricas (Foto 1.1). Antes de su preparación para el desarrollo de los trabajos experimentales se realizaron una serie de tareas: identificación de las especies vegetales existentes y cuantificación del grado de cobertura, toma de muestras de ráiz para la identificación de micorrizas, trampas para la caracterización de otros organismos del suelo (artrópodos; USC, 2003), y muestreo de suelos para la caracterización físicoquímica y microbiológica, en cinco puntos localizados a lo largo de tres transectos. Tras estas actuaciones preliminares, se desbrozó la vegetación y se allanó la superficie de la parcela experimental. A continuación, en abril de 2001 se hizo una apertura de 8 calicatas de 1,5 m de profundidad para la descripción del suelo, tomando muestras de los diferentes horizontes para su posterior caracterización (Figura 1.16). Durante la observación de los perfiles se confirmó que la contaminación de los diferentes isómeros de HCH se distribuía heterogéneamente tanto vertical como horizontalmente como un sólido blanco de consistencia dura, con un olor a humedad muy característico. Los posteriores ensayos y trabajos de investigación en el campo se han realizado sobre esta superficie acondicionada. Foto 1.1. Aspecto general de la parcela de muestreo al inicio del estudio. Los suelos originales de la parcela derivan de sedimentos aluvio-coluviales de textura heterogénea con abundancia de fragmentos gruesos. Se trata de Tecnosoles Úrbicos y/o Regosoles Técnicos (IUSS Working Group, 2007). Son suelos con pH variable (3.6 – 7.45) pero generalmente bajo, baja capacidad de cambio (CICe < 12, llegando a <1 en los horizontes profundos), una alta saturación de alumino (hasta un 90%). Los contenidos en carbono son altos en los horizontes superficiales (hasta un máximo del 16.7%). El perfil tipo es ABC, con horizontes bien diferenciados y de profundidad variable (Figura 1.16). La permeabilidad, aunque muy variable, está limitada en profundidad, ocasionando encharcamientos, especialmente en la parte más baja de la parcela. El drenaje lateral se favorece a través de las zonas con mayor abundancia de fragmentos gruesos. Estos suelos aparecían ocasionalmente en superficie pero, habitualmente, se encuentran enterrados por un horizonte A alóctono y otros materiales. En la zona de contacto entre los dos horizontes A (antigua superficie de la parcela) aparecieron indicios de incendio, Introducción General - 55 - residuos de distinta naturaleza (plásticos, cristales, etc,) y una capa variable (en potencia y profundidad) de residuos visibles de HCH (USC, 2003). Esto sugiere que sobre la superficie original de la parcela fue vertido heterogéneamente un residuo de fabricación de lindano en el que dominaba generalmente el isómero DHCH; la distribución porcentual de los isómeros principales era: D, 77%, E, 16%, J, 5% y G, 2% (USC, 2003). Este residuo fue recubierto posteriormente con restos de horizonte A alóctono que también presentaba concentraciones variables de residuos de los diferentes isómeros de HCH, pero en este caso con abundancia de Dy E-HCH, en ocasiones en porcentajes similares (Figura 1.16). Figura 1.16. Calicatas en la zona de estudio. Datos de distribución porcentual con la profundidad de los isómeros de HCH analizados. A pesar de la baja solubilidad acuosa del residuo, ésta es suficiente como para que se detecte una contaminación de los horizontes profundos del suelo, sobre todo en las partes bajas de la parcela. De hecho, las concentraciones de los isómeros mayoritarios (D y EHCH) variaban con la profundidad. Además, el isómero beta se concentraba en profundidad, aumentando el % con respecto al HCH total (suma de D+E+J+G) (Figura 1.16). Esta contaminación profunda podría derivar de un proceso repetido de drenaje lateral y encharcamiento de la zona, siendo diferente para cada isómero considerado. Desde el primer momento, los análisis preliminares de los tejidos vegetales recogidos en la parcela experimental denotaron una importante acumulación de los diferentes isómeros de HCH en las plantas analizadas (helechos, ruderales) (USC, 2003). CAPÍTULO 1 - 56 - 1.6. BIBLIOGRAFÍA Alexander, M. 2000. Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental pollutants. Environmental Science and Technology, 34: 4259-4265. Amadori, E. 1993. The production and use of HCH. En: HCH and halogenated pesticides. State of art for risk assessment and technology development. IWU, Magdeburgo. Págs. 11-13. Anderson, T. A., E. A. Guthrie y B. T. Walton. 1993. Bioremediation in the rhizosphere. 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Esta zona podría estar actuando como foco de emisión y transporte de HCH a otras áreas más o menos alejadas. No existen estudios que hayan caracterizado una zona amplia del territorio gallego para conocer la naturaleza, extensión y probables causas de la presencia de HCH en suelos, especialmente los de uso agrícola. La legislación de la Comunidad Autónoma de Galicia y del Gobierno de España han regulado los niveles máximos aceptables de los isómeros de HCH y otros compuestos debido al riesgo potencial que suponen para los ecosistemas y la salud humana. La legislación de la Comunidad Autónoma de Galicia recoge, de acuerdo con la Ley de Residuos, un valor límite en relación con la concentración de HCH en suelos que permite, con carácter general, la intervención en el caso de suelos que sobrepasen los 2 mg kg-1 de concentración de HCH total (DEJ), sea cual sea el uso (concentración límite; Decreto 263/19991). Por otro lado, la legislación del Estado Español recoge unos Niveles Genéricos de Referencia (NGR; Ley 10/982; Real Decreto 9/20053) en función del uso del suelo, que oscilan entre 1 (uso industrial), 0.1 (uso urbano) y 0.01 mg kg-1 (otros usos) de concentración para algunos isómeros de HCH (DEJ). Si los niveles detectados en los suelos son superiores a 100 veces el NGR correspondiente, Administración Autonómica puede considerar que el suelo en cuestión está contaminado y se debe actuar en consecuencia, si bien lo idóneo es la realización de un Análisis de Riesgos específico. El objetivo del presente estudio es conocer y caracterizar la presencia y concentración de residuos de HCH en los suelos agrícolas de Galicia a través del análisis de un número de muestras representativo de la superficie total agrícola de la zona. Se pretende, asimismo, obtener información del origen de los residuos, así como de las propiedades del suelo que puedan tener influencia sobre el comportamiento del HCH en los suelos agrícolas, y evaluar la posible contaminación de estos suelos de acuerdo con la normativa legal vigente. 2.2 MATERIAL Y MÉTODOS 2.2.1. Área de estudio y toma de muestras La Comunidad Autónoma de Galicia se encuentra localizada geográficamente entre los 41 y 44º de latitud Norte y los 6 y 9º de longitud Oeste, una posición excéntrica en el suroeste del continente europeo. La superficie total del territorio es de 29 574 Km2, repartida entre diferentes zonas altimétricas (Xunta de Galicia, 2004). Galicia es una región oceánica peninsular, con grandes precipitaciones aunque repartidas de modo muy irregular (precipitación anual ponderada: 1 180 mm); la temperatura media ponderada de Galicia es de 13.3 ºC, variable con la estación. Tanto temperatura como precipitación, se integran de modo genérico con la altitud y el relieve accidentado del territorio gallego (Martínez Cortizas y Pérez Alberti, 1 Decreto 263/1999, do 30 de setembro, polo que se fixa a concentración limite en solos afectados por vertidos de residuos de HCH. Corrección de erros (29 outubro) Decreto 263/1999, do 30 de setembro, polo que se fixa a concentración límite en solos afectados por vertidos de resíduos de HCH. 2 Ley 10/98, de 21 de abril, de Residuos. 3 Real Decreto 9/2005, de 14 de enero, por el que se establece la relación de actividades potencialmente contaminantes del suelo y los criterios y estándares para la declaración de suelos contaminados. Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 69 - 1999). Las rocas graníticas (granitos, granodioritas, gneises, etc.) constituyen el material geológico más abundante de Galicia; en la parte oriental de Galicia se localizan amplias zonas con pizarras y filitas, materiales metamórficos de bajo grado; en diversos enclaves de A Coruña y Pontevedra se localizan materiales básicos (rocas ígneas y metamórficas) con bajos contenidos en cuarzo y minerales resistentes; en la zona centro y centro sur de Galicia hay esquistos con metamorfismo de bajo orden, relativamente alterables; por último, existen pequeños enclaves de serpentinitas y rocas carbonatadas, así como amplias zonas cubiertas por sedimentos terciarios y cuaternarios, asociados a las desembocaduras de los ríos y a las cuencas tectónicas (Macías y Calvo de Anta, 2001). Los suelos de Galicia presentan una variedad originada por la litología y el grado de alteración de material de partida. Otros factores que influyen son la posición topográfica, el tiempo de evolución, la erosión y la influencia humana. Una secuencia típica de suelos en Galicia es Leptosol-Regosol-Cambisol, si bien en todo el territorio se encuentran una gran variedad de suelos (Macías y Calvo de Anta, 2001). La aptitud agronómica es variable, aunque tendiendo a ser baja. Tabla 2.1. a) Propiedades físico-químicas de los isómeros principales de HCH; (b) resumen de la composición del HCH técnico, HCH de grado técnico o mezclas técnicas de isómeros de HCH; (c) composición media del lindano. a) Propiedades físico-químicas del HCH Propiedad D-BCH EHCH JHCH GHCH Referencia Solubilidad acuosa (mg L-1) 10 5 7.3 10 Prager, 1995 1.6 0.32 6.2 9.0 Manz y col., 2001. Log Kow 3.8 3.78 3.61-3.72 4.14 Prager, 1995. 3.81 3.80 3.80 4.10 Suntio y col., 1988. Presión Vapor (Pa, 20ºC) 5.3 10-3 4.3 10-5 2.9 10-3 2.3 10-3 Manz y col., 2001. Constante Ley Henry, H, (Pa m3 mol-1) 0.870 0.120 0.130 0.073 Suntio y col., 1988. b) HCH técnico Porcentaje D-HCH E-HCH J-HCH G-HCH Otros DJ (aprox.) Referencia 65-70 7-10 14-15 1-2 1-2 5 WHO, 1992. 76.1 3 13.8 7.1 - 5 Buser y Mueller, 1995. 60-70 5-12 10-12 6-10 3-4 6 Willet y col., 1998. 55-80 5-14 8-15 2-16 1-5 4-7 Breivik y col., 1999. 55-80 5-14 8-15 2-16 3-5 5-7 Li, 1999. 60-70 5-12 10-15 6-10 3-4 4-6 Walker y col., 1999. 67-70 13 5-6 6 - 12 Fabre y col., 2005. c) Lindano Porcentaje J-HCH Otros Referencia >99 <1 WHO, 1991. 99-99.5 0.5-1 Fabre y col., 2005 J-HCH casi puro Li y Vijgen, 2006. La cuadrícula de muestreo básica fue una malla con intervalos de 8 por 8 km. El número total de muestras de suelo obtenidas durante 2003-2004 en la Comunidad Autónoma de Galicia fue de 252, lo que se corresponde con una superficie de 16 128 km2, el 54% del total (Figura 2.1). La distribución por CAPÍTULO 2 - 70 - provincias de las muestras se relaciona con la superficie agrícola disponible y el relieve, en base a una caracterización cartográfica previa. Los puntos de muestreo fueron georeferenciados y en cada uno se obtuvo una muestra compuesta a partir de 19 - 21 submuestras tomadas de los 25 cm superiores del horizonte superficial en un patrón cruzado, con 10 m de distancia entre los incrementos. Todo el proceso de selección de los puntos de muestreo georeferenciados, descripción del área y toma de muestras está descrito con gran detalle en López Arias y Grau Corbí (2004a, 2004b). Para cada muestra se dispone de los siguientes datos: contenidos en carbono, nitrógeno y azufre (%), relación C/N, pH (agua y KCl), granulometría (% arena, limo y arcilla), así como los contenidos de diferentes elementos (Fe, Al, Ti, Cu, Hg, Se, Pb, Cd, Ni, Zn) (Tabla 2.2). Otras variables de las que se dispone información son: litología (tipo de material de partida) y tipo de cultivo dominante, factores que a priori podrían informar sobre la composición de los suelos o bien la distribución del HCH. Se trata de suelos de textura generalmente arenosa (franco arenosa), muy relacionado con el material de partida (dominio de rocas graníticas). El porcentaje de carbono de la capa superficial varía entre 0.4 y 17 (media: 6.6%). El pH de los suelos muestreados es generalmente bajo (media: 5.2), aunque se encuentran valores máximos de hasta 6.4, relacionados con el manejo agrícola característico de los suelos gallegos (Calvo de Anta y col., 1992). Los diferentes elementos analizados se encuentran en niveles medios normales dentro de los suelos agrícolas. Figura 2.1. Mapa de localización de los puntos de muestreo, destacando las características generales de la región muestreada. Adicionalmente, se han calculado dos nuevas variables, Kd y CArC. Kd es el coeficiente de distribución de un pesticida en un suelo (L kg-1), relacionado con el contenido en carbono orgánico del mismo y con el coeficiente de reparto octanol-agua (Kow) de modo que Koc=0.41Kow y Kd=JKoc, siendo J la fracción de carbono orgánico del suelo (Mackay, 2001; Wauchope y col., 2002). Es una aproximación Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 71 - sencilla a la capacidad de retención de HCH en los suelos. Por otro lado, el Cociente Arcilla-Carbono (CArC = %arcilla / %C) puede caracterizar cual es la contribución de la fracción mineral a la sorción de un pesticida (Green y Karichoff, 1990; Liu y col., 2008). Tabla 2.2. Resumen estadístico de algunas de las propiedades generales de los suelos agrícolas de Galicia muestreados. Galicia mínimo máximo media d. s.1 mediana C % 0.4 17.0 6.6 3.3 5.9 N % 0.2 1.4 0.5 0.3 0.5 S % 0.02 0.17 0.06 0.02 0.05 pH(H2O) 4.1 6.4 5.2 0.4 5.2 pH(KCl) 3.2 7.6 4.4 0.5 4.3 arena % 1.2 90.4 63.3 15.4 66.0 limo % 2.0 74.8 22.9 12.4 20.2 arcilla % 3.5 29.4 13.8 5.1 12.9 Fe mg kg-1 667.0 95102.0 30072.5 16399.8 33552.0 Al mg kg-1 9778.0 123765.0 48033.8 17818.4 49328.5 Ti mg kg-1 140.0 1640.0 725.2 280.3 700.0 Cu mg kg-1 3.0 86.0 24.2 15.4 24.0 Hg Pg kg-1 19.6 238.7 80.1 33.9 74.7 Se Pg kg-1 295.0 2044.0 1008.9 378.3 989.0 Pb mg kg-1 8.0 271.0 25.8 25.0 22.0 Cd Pg kg-1 38.0 426.0 146.4 76.4 130.0 Ni mg kg-1 6.0 595.0 32.3 53.2 24.0 Zn mg kg-1 20.0 184.0 64.9 28.9 60.0 1 d. s.: desviación estándar. 2.2.2. Análisis de isómeros de HCH en suelos Reactivos . D-HCH (98.7% de pureza) de Riedel-de-Haën AG; E-HCH (98.1% de pureza) de Riedelde-Haën AG; J-HCH (99% de pureza) de Sigma; -HCH (98.6% de pureza) de Riedel-de-Haën AG; Sulfato sódico anhidro (Na2SO4) (99% de pureza) de Panreac; Hexano (95% de pureza) de Fluka; Acetona (99.5% de pureza) de Fluka; Acetato de etilo (99.8% de pureza) de Sigma; Carutchos Sep Pak ® 20 cc (5 g) Florisil ®; Alúmina (Al2O3) (neutra) de Sigma. Método de extracción de HCH en suelos. Las muestras de suelo secadas y tamizadas por luz de malla 2 mm fueron molidas para reducir el tamaño de partícula (hasta <50 m). Se realizó una extracción de 0.08 g de muestra de suelo con 8 mL de una disolución hexano:acetona (1:1), en un baño de ultrasonidos. Se pasaron por filtros de fibra de vidrio, se enrasaron a 10 mL con hexano y se realizaron distintas diluciones para alcanzar el rango adecuado para la posterior determinación por cromatografía en caso de ser necesario. Los extractos se conservaron en nevera a –4ºC. Procedimiento de análisis cromatográfico. Para realizar la identificación y cuantificación de los distintos isómeros de HCH se utilizó un equipo de cromatografia de gases con detector de captura CAPÍTULO 2 - 72 - electrónica (GC/ECD). El cromatógrafo de gases es un modelo GC 8532 Mega 2 series (Fisons Instruments, Milan, Italia) equipado con un detector de captura electrónica modelo ECD 850 (Thermo Quest, Milan, Italia). Se trabajó con un equipo de inyección automática (modelo AS 800, Fisons Instruments, Milan, Italia) de tipo split/splitless en modo splitless. El volumen de inyección utilizado fue de 1 L. Para la separación de los distintos isómeros se usó una columna capilar Rtx®-ClPesticides (Restek Corporation, E.E.U.U. Bellefonte, PA) de 30 m de longitud x 0.25 mm de diámetro interno con una fase estacionaria adosada al capilar. La temperatura de inyección es de 270ºC y la temperatura del detector, de 300ºC. Como gas portador se usó helio (He), con una presión de 115 KPa y como gas auxiliar del detector se usó nitrógeno (N2), con una presión de 105 KPa. Se trabajó en condiciones de gradiente de temperatura, con un programa que partía de 60ºC (3 min) con una rampa de temperatura de 30ºC min-1, hasta 180ºC (0 min), luego una segunda rampa de 6ºC min-1, hasta 230ºC (0 min), para finalizar con una rampa de 30ºC min-1 hasta 270ºC (4 min). Las curvas de calibración se obtuvieron por inyección de disoluciones patrón en hexano de la mezcla de los 4 isómeros, preparadas a partir de una disolución inicial de 500 mg L-1 en acetona, de concentraciones 1, 5, 10 y 25 g L-1. Para evaluar la presencia de picos cromatográficos que pudiesen interferir se ha utilizado un suelo como muestra blanco, preparado del mismo modo que los suelos agrícolas, aproximadamente cada 10 muestras. El límite de cuantificación, determinado de acuerdo con las recomendaciones de la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos en el caso de análisis de residuos de pesticidas (EPA, 2000), fue de 1.6 ng g-1. En los casos en los que el HCH no fue detectado o su concentración fue inferior de dicho límite, se utilizó el 65% de dicho valor, considerado como límite de detección (1.0 ng g-1) para la presentación de los resultados y el análisis estadístico. 2.2.3. Análisis estadístico Para el análisis estadístico se ha utilizado el paquete SPSS 14.0. En primer lugar se ha hecho un análisis exploratorio de los datos. Se ha realizado una comparación medias agrupando las muestras en función de las distintas variables edáficas: se han utilizado pruebas paramétricas (test t, análisis de la varianza-ANOVA) o pruebas no paramétricas (prueba U de Mann Whitney, prueba U de Kruskall-Wallis). Asimismo, se han analizado las correlaciones que las diferentes variables presentaban entre sí. Por otro lado, el tamaño de la base de datos disponible facilita la aplicación de técnicas de análisis estadístico más complejas como el análisis multivariante de los datos. Este análisis puede ofrecer una información fundamental sobre las relaciones que se establecen entre los niveles de contaminación y las diferentes propiedades de los suelos, así como las relaciones entre las propiedades de los suelos (Sena y col., 2002; Zhang y col., 2007; Martínez Cortizas y col., 2007a,b). No todos los parámetros pudieron analizarse en el conjunto de los los puntos de muestreo, lo que supone que el número de casos disponible puede ser diferente en función de la variable que se considere. En este estudio se ha optado por dar preferencia al mayor número de casos posible para optimizar el análisis de las variables cuantitativas. El objetivo del análisis multivariante es la reducción de los datos a través de técnicas de exploración que facilitan la comprensión de la estructura de la varianza de la población y los factores principales que controlan la misma. El análisis de conglomerados jerárquicos se ha ejecutado para todas las variables de este estudio salvo el cociente DJ, que no ha proporcionado información adicional, distorsionando la Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 73 - Tabla 2.3. Resultados principales obtenidos en el análisis de residuos de HCH en suelos agrícolas de Galicia. a) número de muestras y porcentaje de positivos; b) valores de concentración (ng g-1) mínimo, máximo, medio (media geométrica y media aritmética), desviación estándar y mediana del HCH total (suma de DEJG) y de los isómeros individuales. a) % b) media media desviación N total positivos positivos mínimo máximo geométrica aritmética estándar mediana Galicia HCH total 252 174 69 Galicia HCH total <l. d.1 2305.1 53.8 200.3 327.8 82.8 D-HCH 169 67 D-HCH<l. d. 1404.4 24.3 122.1 216.5 70.2 E-HCH 15 6 E-HCH<l. d. 867.1 1.4 13.7 69.7 1.0 J-HCH 65 26 J-HCH<l. d. 569.2 3.9 60.3 119.4 1.0 G-HCH 11 4 G-HCH<l. d. 181.3 1.2 4.2 16.6 1.0 DJ2 62 25 DJ20.2 7.0 -3 1.6 1.3 1.5 A Coruña HCH total 123 108 88 A Coruña HCH total <l. d. 2305.1 138.9 336.8 418.2 161.8 D-HCH 106 86 D-HCH<l. d. 1404.4 66.8 193.6 285.6 79.0 E-HCH 9 7 E-HCH<l. d. 867.1 1.5 19.4 92.9 1.0 J-HCH 61 50 J-HCH<l. d. 569.2 13.7 116.2 146.0 1.0 G-HCH 11 9 G-HCH<l. d. 181.3 1.5 7.6 23.4 1.0 DJ 61 50 DJ 0.2 7.0 - 1.6 1.3 1.7 Lugo HCH total 60 49 82 Lugo HCH total <l. d. 517.4 60.2 110.3 97.2 89.5 D-HCH 49 82 D-HCH<l. d. 216.5 41.6 89.7 58.9 86.5 E-HCH 6 10 E-HCH<l. d. 255.7 1.7 16.8 50.8 1.0 J-HCH 1 2 J-HCH<l. d. 112.2 1.1 2.9 14.4 1.0 G-HCH<l. d. <l. d. G-HCH<l. d. <l. d. - - - - DJ - -  Ourense HCH total 43 15 35 Ourense HCH total <l. d. 420.0 12.1 41.7 73.4 4.0 D-HCH 14 33 D-HCH<l. d. 417.0 4.4 36.1 72.7 1.0 E-HCH<l. d. <l. d. E-HCH<l. d. <l. d. - - - - J-HCH 1 2 J-HCH<l. d. 112.5 1.1 3.6 17.0 1.0 G-HCH<l. d. <l. d. G-HCH<l. d. <l. d. - - - - DJ - -  Pontevedra HCH total 26 2 8 Pontevedra HCH total <l. d. 447.5 5.4 25,.1 88.6 4.0 D-HCH<l. d. <l. d. D-HCH<l. d. <l. d. - - - - E-HCH<l. d. <l. d. E-HCH<l. d. <l. d. - - - - J-HCH 2 8 J-HCH<l. d. 444.5 1.5 22.1 88.6 1.0 G-HCH<l. d. <l. d. G-HCH<l. d. <l. d. - - - - DJ - -  1 <l. d. inferior al límite de detección (1.0 ng g-1); 2DJes el cociente D-HCH/J-HCH; 3 –cálculo no posible CAPÍTULO 2 - 74 - formación de grupos. Los datos se han estandarizado (puntuaciones Z: Z i =(x i -M) /DS; donde x i es el dato de la variable x en la muestra i , M es el valor medio de x en la población total y DS es la desviación estándar de la media), evitando así el efecto de la escala ocasionado por los órdenes de magnitud diferentes en las unidades de medida de cada variable. El análisis de componentes principales permite la reducción de datos a través de la obtención de nuevas variables resultado de la combinación lineal de las variables originales. Estas nuevas variables, los componentes, cumplen una serie de condiciones (son ortogonales, no se correlacionan entre si) que facilitan la explicación sucesiva del máximo de la varianza de las variables originales. El análisis de componentes principales se ha realizado en base a la optimización del número de casos, descartando por ello variables que no aportan una gran explicación de la varianza de los componentes encontrados (porcentaje de arena, limo, arcilla, cociente DJ). La decisión de excluir estas variables se ha tomado tras una serie de análisis previos. 2.3. RESULTADOS 2.3.1. Concentración y composición de los isómeros de HCH en los suelos agrícolas de Galicia Los suelos agrícolas analizados presentan residuos de los isómeros de HCH más importantes (DEJyG) en la capa superficial (25 cm), si bien en concentraciones muy variables. El HCH total (suma de DEJG) ha sido encontrado en cantidades superiores al límite de detección en el 70% de las muestras estudiadas (Tabla 2.3). El 67% de las muestras revelaron contenidos de residuos de D-HCH; este isómero es, con diferencia, el isómero principal (Tabla 2.3). El siguiente isómero mayoritario es el J-HCH, detectado en el 25 % de las muestras, siendo muy escasa la presencia de los isómeros Ey G-HCH (inferior a un 10% del total de muestras analizadas). En muy pocos puntos de muestreo se han encontrado los cuatro isómeros al mismo tiempo. En cuanto a la distribución espacial de los isómeros de HCH, existen grandes diferencias entre las provincias. A Coruña es la zona que revela una mayor presencia de HCH total (el 88% de las muestras presentan niveles superiores al límite de detección). En este caso son el isómero J-HCH (presente en el 50% del total de muestras) y, sobre todo, el D-HCH (presente en el 86% del total de muestras) los que constituyen el residuo de HCH total (Tabla 2.3). Por su parte, en la provincia de Lugo, el 82% de los suelos analizados presentaron niveles de HCH total por encima del límite de detección, siendo D-HCH el isómero mayoritario y casi exclusivo. En cuanto a la provincia de Ourense, tan solo el 35% de las muestras mostraron niveles significativos de HCH total, mientras que en el caso de Pontevedra, se ha encontrado HCH en menos del 10% de las muestras analizadas (Tabla 2.3) A nivel de Galicia, la concentración de HCH total se encuentra entre niveles inferiores al límite de detección y 2305 ng g-1 (suelo seco), con un valor medio de 200 ng g-1 (mediana: 83 ng g-1; Tabla 2.3b). Los isómeros mayoritarios son D-HCH (rango: <1 – 1 404 ng g-1) y J-HCH (rango: <1 – 569 ng g-1), con valores medios de 122 y 60 ng g-1 , respectivamente (Tabla 2.3b). Las concentraciones de los isómeros Ey G-HCH oscilan en unos niveles relativamente bajos (rango E-HCH: <1 - 867 ng g-1; rango G-HCH: <1 - 181 ng g-1), con unos valores medios de 14 y 4 ng g-1, respectivamente. La distribución de frecuencias es aproximadamente log-normal, para el HCH total y para el resto de los isómeros individuales (Figura 2.2). Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 75 - La provincia de A Coruña es la que presenta los niveles más elevados, tanto de HCH total (rango: <1 – 2 305 ng g-1; media: 337) como de los isómeros mayoritarios: D-HCH, rango de concentraciones que oscila entre 1 y 1 404 ng g-1 (media: 194) y J-HCH, rango de concentraciones que oscila entre 1 y 570 ng g1 (media: 116) (Tabla 2.3b). En la provincia de Lugo el HCH total oscila entre <1 y 517 ng g-1 (media: 110); si bien existe una destacable presencia de residuos de Dy J-HCH, sus niveles de concentración son inferiores a los vistos en A Coruña, oscilando entre 1 – 216 y 1 – 212 ng g-1, (valores medios: 90 y 3, respectivamente). En las provincias de Ourense y Pontevedra el HCH se ha detectado en un pequeño número de muestras oscilando en unas concentraciones más bajas (HCH total, rango: <1-447 ng g-1). Figura 2.2. a) Distribución de frecuencias y curva normal de los pesticidas analizados (HCH total); b) Dendograma del análisis de conglomerados jerárquicos con las variables consideradas. Por otro lado, el cociente entre los dos isómeros principales de HCH detectados, D-HCH y J-HCH, es muy variable, oscilando entre 0.2 y 7.0 (media: 1.6; Tabla 2.3). Este cociente se ha calculado únicamente en los puntos de muestreo que presentan concentraciones de ambos isómeros significativamente diferentes al límite de detección (el 25% de los puntos de muestreo). 2.3.2. Distribución del HCH y efecto de las propiedades del suelo No se han encontrado diferencias significativas entre los contenidos de HCH (ni HCH total ni alguno de los isómeros individuales) en función de las variables cualitativas analizadas (litología, tipo de cultivo, textura). El análisis de Conglomerados Jerárquicos nos permite ver la asociación entre las distintas variables (Figura 2.2). Los isómeros de HCH se asocian entre sí (conglomerado B), principalmente HCH total y DHCH, reflejando el dominio de este isómero. A continuación, el isómero J-HCH se asocia y, finalmente, el EHCH, pero a gran distancia. La materia orgánica se asocia a muy corta distancia con las variables C, N, S y Kd, tal como era de esperar (conglomerado A; Figura 2.2b). Asimismo, a este grupo se incorpora la arcilla, CAPÍTULO 2 - 76 - aunque a una distancia superior. Estos dos conglomerados se asocian finalmente, separándose del resto de variables. De ellas, el conglomerado C agrupa distintos con el pH y el limo. Las variables geográficas forman otro grupo con el contenido en plomo y el cociente arcilla/carbono orgánico (conglomerado D). Las variables G-HCH y porcentaje de arena no se agrupan en los conglomerados principales definidos Figura 2.3. Relación Dvs. JHCH y JHCH vs. HCH total en el conjunto de todas las muestras analizadas. Pob 1, Pob 2 y Pob 3 son, respectivamente, las Poblaciones de datos encontradas en este estudio (1, 2 y 3). Las relaciones entre el HCH y las propiedades del suelo no son claras, por lo que se ha prestado mayor atención a las relaciones entre los isómeros. Se han representado las correlaciones entre los isómeros mayoritarios y entre éstos y el HCH total, con lo que se aprecia claramente la existencia de diferentes grupos de datos o poblaciones de muestras, tanto a nivel de toda Galicia (Figura 2.3) como en la provincia que presenta mayor contaminación, A Coruña (Figura 2.4). Cada una de estas poblaciones presenta una distribución de los isómeros particular. La correlación entre el isómero D-HCH y el J-HCH es muy alta en la Población 1 (r=0.963 en el conjunto de muestras de Galicia; r=0.965 en A Coruña). Además, los niveles de D-HCH son significativamente más elevados que en las Poblaciones 2 y 3 (P<0.05; Tabla 2.4). El valor del cociente DJtambién es significativamente mayor en la Población 1 con respecto a la Población 2 (medias: 2.6 y 0.4, respectivamente; P<0.05). Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 77 - Tabla 2.4. Resumen estadístico de las variables estudiadas en cada una de las poblaciones de datos definidas (Pob 1, Pob 2, Pob 3). Estadística referida a la provincia de A Coruña. POB 1 (n=31) POB 2 (n=30) POB 3 (n=62) Variable min. max. media d.s.1 mediana min. max. media d.s. mediana min. max. media d.s. mediana α-HCH2 79.0 1404.4 566.6 366.8 572.5 55.2 193.1 89.1 34.8 77.4 1.0 133.5 57.6 39.5 64.6 β-HCH 1.0 419.9 25.0 80.3 1.0 1.0 867.1 43.9 165.9 1.0 1.0 151.8 4.8 21.9 1.0 γ-HCH 37.5 504.9 212.9 131.0 181.8 96.2 569.2 254.4 117.4 256.4 1.0 1.0 1.0 0.0 1.0 δ-HCH 1.0 181.3 14.6 37.1 1.0 1.0 66.9 3.2 12.0 1.0 1.0 72.1 6.1 17.6 1.0 HCH total 118.5 2305.1 819.1 523.3 783.9 185.3 1270.3 390.6 207.8 353.3 4.0 215.8 69.6 48.1 69.5 α/γ 1.7 7.0 2.6 0.9 2.6 0.2 1.4 0.4 0.3 0.4 - - - - - C (%) 1.6 14.1 6.8 3.7 6.1 2.4 17.0 8.2 3.4 8.0 0.4 15.2 6.3 3.3 5.8 N (%) 0.16 1.13 0.52 0.29 0.49 0.19 1.41 0.66 0.29 0.69 0.17 1.08 049 0.24 0.46 S (%) 0.02 0.11 0.06 0.02 0.05 0.03 0.17 0.07 0.03 0.06 0.03 0.10 0.05 0.02 0.05 CN 10.0 20.9 13.0 2.2 12.5 9.6 15.6 12.7 1.5 12.6 1.2 17.7 12.8 2.4 12.9 pH H2O 4.1 5.9 5.3 0.4 5.4 4.3 6.3 5.1 0,.5 5.1 4.2 7.6 5.2 0.6 5.1 pHKCl 3.5 5.3 4.5 0.4 4.5 3.6 5.4 4.4 0.5 4.4 3.2 7.6 4.5 0.7 4.4 arena (%) 41.6 79.4 60.2 11.3 64.3 25.2 79.7 60.8 11.6 61.9 33.9 78.3 57.5 13.5 60.9 limo (%) 10.4 42.4 23.8 8.8 22.0 12.8 45.4 22.6 8.1 21.1 10.1 53.3 27.6 11.3 24.9 arcilla (%) 10.0 22.3 16.1 3.9 16.3 3.8 29.4 16.5 5.1 16.7 5.3 23.7 14.9 4.8 13.6 Fe3 667 81770 32822 15137 36108 7999 44662 26707 12733 27997 7110 95102 36530 18277 36885 Al 9778 83103 49614 17135 53439 13110 77770 44808 16447 46107 12888 123765 53481 19883 52884 Ti 160 1080 658 223 630 140 1260 701 220 690 380 1640 798 298 740 Cu 5 53 26 13 26 6 56 22 14 22 3 86 28 18 26 Hg 27 142 82 32 81 49 213 91 37 84 33 239 85 36 78 Se 395 1703 1002 377 1006 328 1870 952 387 927 341 2044 1083 323 1066 Pb 9 33 21 5 21 13 43 23 7 22 8 271 34 42 23 Cd 54 339 142 68 123 45 426 174 100 141 71 335 155 59 137 Ni 6 595 51 107 33 7 53 25 13 24 6 193 32 33 23 Zn 29 184 71 34 61 22 108 58 26 46 20 163 65 29 59 Kd α-HCH4 21.5 357.0 160.8 87.7 167.3 63.6 431.9 202.6 82.8 200.9 49.1 426.0 159.9 87.0 140.7 Kd γ-HCH 21.0 348.8 157.2 85.7 163.5 62.2 422.0 198.0 80.9 196.3 48.0 416.3 156.3 85.0 137.5 CArC5 1.7 13.0 4.3 2.8 3.3 1.1 6.4 2.6 1.2 2.4 1.1 6.6 3.1 1.4 3.0 1 d.s.: desviación estándar; 2 Concentraciones de HCH en ng g-1; 3 Concentraciones de los diferentes elementos químicos en mg Kg-1(Hg, Se y Cd, μg Kg-1); 4 Kd: coeficiente de distribución del isómero indicado entre la fase acuosa y el suelo: L kg-1; 5 CArC: cociente arcilla (%) / contenido en carbono orgánico (%). CAPÍTULO 2 - 84 - a estudios anteriores a la década de 1990 para encontrar niveles similares de contaminación (Tabla 2.7c). En todo caso, la presencia de residuos de HCH en los suelos se relaciona directamente con la aplicación al suelo y a los cultivos del pesticida, bien sea como HCH técnico, bien sea como lindano, a través de diversos productos comerciales y formulaciones de composición variable (Tabla 2.1). Esto sugiere que la contaminación detectada puede ser antigua, anterior a 1990, la época de prohibición generalizada de la comercialización del HCH y sus derivados (Li, 1999). Hay que destacar que el cese de la comercialización no implica el cese de la utilización, dado que aún queda pesticida almacenado factible de haber sido utilizado en las dos últimas décadas (Vijgen, 2005). De hecho, algunos autores relacionan elevados contenidos de pesticidas detectados recientemente con el mantenimiento de viejas prácticas de abono en los suelos, de modo que el uso del HCH en la zona no se habría detenido de modo completo (Gong y col., 2004). Tabla 2.7. Resumen de los niveles de concentraciones de HCH total (ng g-1 suelo seco) en suelos agrícolas y naturales del mundo (1970-2007). a), suelos agrícolas, período 1990-2007; b) suelos no agrícolas, periodo 1990-2007; c) suelos agrícolas, período 1970-1990. Continente Pais Fecha ng g-1 Referencia a) America Canadá 1989 10-1000 Szeto y Price, 1991. Europa Polonia 1993-1994 10-100 Falandysz y col., 2001. América Canadá 1999-2000 1-100 Bidleman y col., 2006. Asia Vietnam 2006 1-100 Toan y col., 2007. Asia Corea de Sur 2001 1-10 Kim y Smith, 2001 America Méjico 2003 1-10 Waliszewski y col., 2004 América Estados Unidos 1995-1996 n.d.1-1 Aigner y col., 1998. América Estados Unidos 1999 n.d.-1 Harner y col., 1999. b) Asia India 1996-2003 100-1000 Courdouan y col., 2004. Asia China 2001 1-1000 Gong y col., 2004. Europa España 1991 10-100 Hernández y col., 1991. Europa Alemania 2002 10-100 Wenzel y col., 2002. Asia China 2002 1-100 Tao y col., 2005. Asia China 2005 1-100 Zhu y col., 2005. Asia China 2000 1-100 Zhang y col., 2006. Asia China 2001 1-100 Wang y col., 2006. America Canadá 2003-2004 n.d.-100 Daly y col., 2007. c) Asia India 1988 >1000 Li, 1999. Asia China 1980-1981 100-1000 Asia Japón 1970 100-1000 Europa Antigua Checoslovaquia 1982-1989 100-1000 Europa Rusia 1988-1989 100-1000 Asia Filipinas 1975 10-100 Europa España 1975 10-100 Europa Uzbekistan 1988-1989 10-100 Europa Antigua URSS; parte europea 1982-1989 10-100 Asia Indonesia 1982 1-10 Asia Malasia 1981 1-10 Asia Vietnam 1990 1-10 Europa Alemania Oriental 1982-1989 1-10 Europa Hungría 1982-1989 1-10 Oceanía Australia 1990-1990 1-10 Asia Taiwán 1990 n.d.-1 Asia Tailandia 1988-1990 n.d.-1 1 n.d. no detectado. Los isómeros de HCH, una vez presentes en un suelo, pueden sufrir diversos procesos, sobre todo degradación biótica y abiótica, llevada a cabo por diferentes microorganismos y hongos o bien catalizada por sustancias inorgánicas (Middeldorp y col., 1996; Kumar y col., 2006). El HCH se adsorbe con relativa Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 85 - intensidad a la fracción coloidal del suelo (arcilla, materia orgánica) evitando así su degradación (Wahid y Sethunathan, 1979; Manz y col, 2001). Las diferencias encontradas en las propiedades del suelo entre las poblaciones de muestras definidas (Población 1, Población 2, Población 3) no explican la distribución de los diferentes isómeros de HCH ni la concentración de HCH total. Si bien existen variaciones en los contenidos de carbono, mercurio, o cadmio, no hay ningún parámetro sencillo que explique la distribución del HCH. En todo caso, la intensidad de la degradación de estos compuestos en los suelos depende de: el pH, el potencial redox, la humedad o la calidad de la fracción orgánica (Szeto y Prize, 1991; Cousins y col., 1999; Falandysz y col., 2001; Wenzel y col., 2002). La tendencia de la Población 2 a retener tanto Dcomo J-HCH podría relacionarse con su mayor contenido en carbono orgánico. La retención facilitaría la conservación del contaminante en el perfil (menor lavado), mientras que la degradación puede estar ralentizada por un pH bajo y una textura arenosa que no facilitarían la actividad microbiana (Waliszewski y col., 2004). Esto incide en que tanto el contenido como las características de la materia orgánica de los suelos influyen en la persistencia del HCH. En principio, hay una mayor relación del HCH con la materia orgánica que con la textura o bien los diferentes elementos del suelo. Otros estudios han encontrado relaciones similares entre pesticidas organoclorados (HCH y DDTs) y parámetros del suelo como los contenidos en C y N (Zhang y col., 2005). Por otro lado, diversos autores destacan que la concentración inicial del contaminante y la posible absorción por la vegetación pueden ser importantes para evaluar el contenido y distribución de los pesticidas en los suelos agrícolas (Covaci y col., 2001; Zhang y col., 2005). No obstante, se ha comprobado que la asociación entre los isómeros de HCH es muy fuerte (constituyen un conglomerado bien definido), mientras que con el resto de propiedades del suelo es relativamente débil, aún considerando la fracción coloidal. Este es un indicio de que un factor que define el comportamiento del HCH en los suelos muestreados es el contenido total y, por tanto, el resultado lógico de que su presencia y mayor abundancia está asociada a su uso y a un mayor aporte. Por otro lado, se ha identificado un componente principal (C1) claramente relacionado con la materia orgánica del suelo, pero que no se relaciona directamente las concentraciones del HCH encontradas ni su distribución (Figura 2.6). C2 y C3, por su parte, son dos componentes principales vinculados con el HCH y su composición (D vs. JHCH), por lo que se relacionan con el origen complejo de la contaminación. Es decir, el análisis de componentes principales no ha aportado nueva información sobre las relaciones del HCH con las propiedades del suelo, pero sí ha confirmado la importancia de la fuente de contaminación a la hora de estudiar el contenido de HCH en suelos agrícolas. Otros autores, al analizar las concentraciones de pesticidas organoclorados en suelos con técnicas de análisis multivariante, han llegado a conclusiones similares respecto al origen complejo de la contaminación (Manz y col., 2001; Singh y col. 2007). Por otro lado, tanto la elevada contaminación detectada como el largo período de tiempo transcurrido desde su aparición complican el estudio. 2.4.2. Origen de los residuos de HCH La distribución actual del HCH en los suelos agrícolas está marcada por un origen disperso geográficamente, una gran carga con el paso del tiempo y una evolución compleja. Ante todo, los elevados niveles de concentración sugieren un alto nivel de exposición y durante décadas. Las fuentes son difíciles de concretar: CAPÍTULO 2 - 86 - -contaminación difusa debido a uso de insecticida en cultivos: HCH total y/o lindano (Harner y col., 1999) -contaminación originada en un foco emisor (depósito de residuos de la fabricación de pesticidas organoclorados) (Hernández y col., 1991; Heinisch y col 1993) -participación del llamado Transporte a Larga Distancia: parte de la contaminación tiene su origen en otras zonas y se deposita aquí en función de las condiciones atmosféricas locales (Wania y Mackay, 1996) En principio, la utilización de diferentes productos comerciales y formulaciones de estos compuestos a lo largo de varias décadas para el control de insectos y otras plagas es la causa principal de la presencia de HCH en los suelos agrícolas (Covaci y col., 2001). Dada la distribución y composición de los residuos de HCH detectados en los suelos analizados, no es factible que la presencia de HCH sea debida a un foco puntual de elevada contaminación. En la provincia de Pontevedra, en los últimos años se ha detectado y caracterizado una amplia zona contaminada por la emisión de residuos relacionados con la producción de lindano en la localidad de O Porriño (Concha Graña y col., 2004; Calvelo Pereira y col., 2006; Vega y col., 2007). No obstante, ni la composición del HCH detectado en los suelos agrícolas ni la distribución geográfica de la misma parece reflejar una influencia de los elevados niveles de contaminación de esta zona restringida geográficamente. No obstante, dada la abundancia del isómero D-HCH en los residuos de O Porriño, y la relativa facilidad de su evaporación y transporte a larga distancia, no se puede descartar cierta contribución de este foco puntual a un nivel de “fondo” de isómero D-HCH. Asimismo, la contaminación difusa de las zonas agrícolas también puede estar sometida a una redistribución regional provocada por las características de la circulación atmosférica general y local, y otras variables ambientales (viento, precipitaciones, temperatura) (Lohmann y col., 2007). El hecho de encontrar diferentes poblaciones de muestras en función de la distribución relativa de isómeros en el HCH total indica que varios procesos han actuado durante largo tiempo. Dado que el perfil de la contaminación se puede relacionar estrechamente con las mezclas técnicas utilizadas, la fuente principal de contaminación se puede relacionar tanto con el HCH técnico como con el lindano (Tabla 2.1; Figura 2.4). La distribución del HCH en los suelos agrícolas esta determinada por la relación entre los isómeros mayoritarios: D y JHCH. No obstante, es D el isómero dominante, lo que denota que la fuente principal de la contaminación es el uso de HCH técnico. De hecho, la denominada Población 1 se caracteriza por presentar dos isómeros mayoritarios, D-HCH y J-HCH, pero con dominio del primero en una proporción aproximada a 3 a 1 (pendiente 0.33 en la recta de regresión). Esta relación remite directamente a la formulación del HCH técnico, que generalmente oscila entre 6 a 1 (coeficiente 0.17) y 4 a 1 (coeficiente 0.25). Un número elevado de muestras reflejan una evolución del cociente DJ con tendencia a un aumento porcentual de J-HCH (el cociente baja), bien causado por un pérdida preferente de D-HCH o bien por una entrada posterior de J-HCH como lindano, que se superpusiese (en lugares y cantidades similares) al “fondo” originado por el HCH técnico. La existencia de otra población de muestras caracterizada por una gran proporción de J-HCH, aún en presencia de niveles relativamente altos de D-HCH, es lo que indica que el lindano se ha utilizado en estos suelos. Dicha población (Población 2) se caracteriza porque J-HCH determina la composición del HCH total (Figura 2.4). Esta población se aleja de la recta teórica que presentaría un suelo contaminado exclusivamente por J-HCH a causa de la presencia de D-HCH (coeficiente 1.11, correspondiente a un 99% de JHCH). De hecho, el punto de corte en el eje X de la recta de regresión HCH total-J-HCH en ausencia de J-HCH puede interpretarse como el nivel de isómero D-HCH de Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 87 - “fondo”, es decir, previo a la adición del lindano (x=0; y=83 ng g-1; Figura 2.4). El origen de este “fondo” podría estar relacionado con contaminación difusa provocada a escala regional por la evaporación preferencial del isómero D-HCH y su posterior transporte a otras zonas. Este isómero podría provenir tanto del HCH técnico utilizado previamente como de una contaminación regional a larga distancia (Bidleman y Leone, 2004). Si el sistema aire-suelo no se encuentra en equilibrio, facilitaría una evaporación preferente de D-HCH (por diferencias en la presión de vapor) y un transporte a mayor distancia, reflejando la aplicación histórica del pesticida y las tasas de disipación (Harner y col., 1999). La Población 3, por su parte, se define únicamente por su contenido en D-HCH. Esto supone que está relacionada directamente con el “fondo” de DHCH, lo que explica que su extensión geográfica sea la mayor de las tres poblaciones. De hecho, en la provincia de A Coruña, la zona de la población 3 se corresponde con las zonas en las que la agricultura moderna entró más tarde y zonas con cultivos de menor extensión. La evolución temporal de los acontecimientos se podría resumir del siguiente modo: un primer episodio de contaminación provocado por el uso más o menos extensivo de HCH técnico de modo generalizado en suelos agrícolas; con el paso de las décadas, Dy J-HCH pueden evaporarse (D de modo preferencial), ser transportados y depositarse en zonas cercanas (podría existir asimismo una entrada difusa procedente de regiones alejadas); finalmente, a partir de determinada fecha se introduce el uso de lindano en muchos cultivos, afectando a la evolución de la contaminación de las zonas que ya presentaban contaminación previa por HCH técnico. Si se representan geográficamente estas tres poblaciones de datos, se observa una “zonación” (Figura 2.7a): una zona exterior muy amplia constituida por las muestras de la Población 3 que engloba al resto de suelos (contaminación difusa), una zona en el cuadrante noroestenoreste (región A Coruña-Santiago-Ordenes), de gran contaminación constituida por muestras de la Población 1 y la Población 2 (superposición de ambas entradas de HCH) y una amplia región al este dominada por muestras de la Población 2 (contaminación de HCH técnico+lindano o bien un uso preferencial de lindano). Para considerar la distribución geográfica de la contaminación en detalle, es necesario estudiar parámetros como el relieve, la temperatura, la precipitación, la circulación de los vientos, etc. El estudio exhaustivo de éstas y otras variables geográficas y sus relaciones (geoestadística) aportaría mayor información a cerca de la distribución del HCH en los suelos de Galicia. Finalmente, cabe destacar que la escasa presencia del isómero E-HCH en los suelos agrícolas de Galicia. Los niveles de entrada en los suelos por aporte agrícola de HCH técnico serían similares a los niveles del isómero J-HCH. No obstante, EHCH puede estar sometido a otros procesos que conducirían, a largo plazo, a su desaparición del suelo: degradación (biótica y abiótica) lavado en profundidad en el perfil asociado a materia orgánica disuelta (Kalbitz y col., 1997; Wang y col., 2006), acumulación preferencial en la biota en general y en la biomasa vegetal en particular (cultivo propiamente dicho, restos vegetales) (González y col., 2003). Por su parte, el isómero G-HCH no aparece muy representado en los suelos muestreados, lo que se puede relacionar directamente con las bajas concentraciones de entrada en los suelos agrícolas que conlleva la utilización tanto del HCH técnico como del lindano (Tabla 2.1). Con el paso del tiempo, no obstante, la biodisponibilidad de estos isómeros podría disminuir con el efecto de “envejecimiento” y la formación de los denominados residuos enlazados, lo que ocurre durante los procesos de descomposición y humificación de la materia orgánica (Alexander, 2000; Mordaunt y col., 2005). Las técnicas analíticas empleadas en este estudio no han permitido la constatación de dicha posibilidad. CAPÍTULO 2 - 88 - 2.4.3. Evaluación del nivel de contaminación por presencia de residuos de HCH Las concentraciones de HCH detectadas en los suelos agrícolas en este estudio, relativamente elevadas, tienen importancia si se considera la evaluación del riesgo que supone o puede suponer para los diferentes ecosistemas y, en última instancia, el ser humano. Se deben relacionar los niveles de concentración detectados con los Niveles Genéricos de Referencia que la legislación considera. Se denominan suelos contaminados aquellos que superan el NGR en 100 veces, a no ser que se disponga de una valoración de riesgos para la salud humana. En función de esta definición, tan sólo 4 de los suelos pueden considerarse contaminados por la presencia de D-HCH (Figura 2.7b). No obstante, los niveles de HCH detectados indican que es necesario un estudio pormenorizado de muchos de los puntos de muestreo, efectuando una valoración de riesgo para cada uno. En el caso de la muestra que supera los 2 mg kg-1 de HCH total, al superar límite de la legislación autonómica para la declaración de intervención del suelo, la protección del ambiente implicaría nuevos estudios para profundizar en el conocimiento del riesgo potencial para la salud humana. 2.5. CONCLUSIONES En los suelos agrícolas de Galicia se ha encontrado un amplio intervalo de concentración de HCH total (desde niveles inferiores al límite de detección hasta 2 403 ng g-1), con una distribución muy heterogénea y contribución variable de los dos isómeros mayoritarios (D y E). En un porcentaje importante de las muestras, los contenidos de HCH son elevados, si bien no se pueden considerar estos suelos agrícolas como contaminados en base a la legislación vigente. Los resultados indican que la presencia del HCH deriva principalmente del uso prolongado de productos con HCH técnico y/o lindano. Es posible establecer una secuencia temporal aproximada de dicha aplicación de pesticidas: inicialmente se utilizó el HCH técnico y con posterioridad el lindano. No puede descartarse, no obstante, que la utilización de ambos pesticidas coincidiese en el tiempo. Se ha detectado, además, la presencia de un “fondo” de isómero DHCH en los suelos agrícolas de Galicia, lo que indica que otros procesos han actuado sobre los pesticidas depositados en los suelos (Transporte a Larga Distancia). Hay que destacar que ningún parámetro del suelo puede, de modo sencillo, explicar ni la persistencia ni la distribución de los residuos de HCH. Este estudio pone de manifiesto que el destino de los isómeros de HCH en los suelos agrícolas se relaciona con diversos factores: (i) la dosis de aplicación, (ii) el uso y manejo del suelo, (iii) el origen del residuo (compuesto por HCH técnico o lindano), (iv) duración de la aplicación y (v) las características del suelo (materia orgánica, pH). Finalmente, se puede decir que las características geográficas y climáticas de la zona afectada y las modificaciones de los parámetro ambientales en la escala temporal acorde con el período de aplicación del pesticida podrían ejercer influencia, si bien no se han considerado en este estudio Esto resalta la importancia de las técnicas de análisis geoestadístico, que podrían añadir nuevas informaciones que clarifiquen la distribución de los isómeros de HCH en los suelos agrícolas de Galicia. Agradecimientos Los autores desean agradecer al Dr. Luís Rodríguez Lado su labor en el muestreo de los suelos. or su parte, la analítica de suelos ha sido realizada por el personal del Laboratorio de Edafología y Química Hexaclorociclohexano en suelos agrícolas de Galicia - 89 - Agrícola de la Facultad de Biología de la Universidad de Santiago de Compostela. El Dr. D. Antonio Martínez Cortizas, Catedrático de Edafología y Química Agrícola, ha sido un apoyo inestimable en el enfoque llevado a cabo con el análisis estadístico multivariante. El presente trabajo ha sido realizado gracias a una Beca de la Diputación de A Coruña, disfrutada durante el período Septiembre 2006-Septiembre 2007. 2.6. BIBLIOGRAFÍA Aigner, E. J., A. D. Leone y R. L. Falconer. 1998. Concentrations and enantiomeric ratios of organochlorine pesticides in soils from the U.S. Corn belt. Environmental Science and Technology, 32: 1162-1168. Alexander, M. 2000. Aging, bioavailability, and overestimation of risk from environmental pollutants. Environmental Science and Technology, 34: 4259-4265. Amadori, E. 1993. The production and use of HCH. En: HCH and halogenated pesticides. State of art for risk assessment and technology development. IWU, Magdeburgo. Págs. 11-13. Bedos, C., P. Cellier, R. Calvet, E. Barriuso y B. Gabrielle. 2002. 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Además de las especies cultivadas se desarrollaron de forma espontánea otras plantas, de las que destacaban por su abundancia: Chenopodium spp ., Solanum nigrum L. y Cytisus striatus (Hill) Roth. En el área de mayor contaminación se establecieron únicamente Avena sativa L. y Cytisus striatus (Hill) Roth., lo que motivó el interés de un estudio pormenorizado de estas dos especies. Tabla 3.2. Valores medio, máximo y mínimo de los diferentes parámetros físico-químicos en los horizontes superficiales de los suelos de la parcela de Torneiros. (n = 8). media mínimo máximo pH H2O 5.3 3.7 7.5 pH KCl 4.7 3.2 6.8 Al 1.6 0.01 6.1 Ca 3.4 0.1 22.9 Mg 0.2 0.01 0.6 Na 0.1 0.02 0.5 K 0.2 0.02 0.6 CICe cmolc kg-1 5.5 0.7 23.4 % Al cambio 47.8 0.1 90.9 %C 3.9 0.2 16.7 %N 0.2 0.02 0.9 C/N 55.5 10.0 18.5 P Olsen 5.6 0.2 37.0 (mg kg-1) 3.2.2. Muestreo de suelos y vegetación En octubre de 2001 se tomaron muestras del horizonte superficial (20 cm) del suelo en 18 puntos distribuidos en dos transectos dentro de la parcela experimental (nueve puntos por transecto). Las muestras se secaron al aire, se tamizaron por 2 mm y se molieron (<50 Pm) para posteriores análisis. En 8 puntos de muestreo se tomaron plantas enteras de las especies más comunes en toda la parcela: Avena sativa L., Chenopodium spp., Solanum nigrum L. y Cytisus striatus (Hill) Roth., así como de Vicia sativa L. Las plantas se lavaron para eliminar las partículas de suelo adheridas a su superficie y se separaron en las diferentes fracciones considerando los tejidos principales (raíz, tallo y hojas). Las muestras de vegetación se secaron a temperatura ambiente para evitar una pérdida excesiva del contaminante por volatilización; finalmente se molieron y almacenaron para su análisis posterior. De las cuatro especies más comunes se seleccionaron dos para hacer el estudio de la rizosfera: Avena sativa L. y Cytisus striatus (Hill) Roth. Ambas plantas mostraron elevada resistencia a altas concentraciones de HCH; fueron las únicas especies que se establecieron en las áreas más contaminadas de la parcela. Esta última tiene gran interés, además, por ser leguminosa, espontánea y muy común en la zona contaminada. De cada especie se recogieron tres cepellones enteros y se separaron en suelo de cepellón (sin contacto con la raíz; suelo del entorno de la raíz), rizosfera (suelo adherido a las raíces) y raíz. En la obtención de la rizosfera se utilizó una versión modificada del método de agitación de Chung y Comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta - 101 - Zasozki (1994); el paso que implica un secado de las raíces y suelo muy adherido a 60ºC no fue utilizado (Camps Arbestain y col, 2003). Las muestras se prepararon para su posterior análisis mediante secado al aire y tamizado (suelo) y molido (suelo y raíz). Dada la dificultad que plantea la recogida de suelo rizosférico, inicialmente tan sólo se dispuso de tres plantas por especie. En un muestreo posterior de una zona similar de la parcela se pudieron recoger y tratar del mismo modo dos nuevas muestras de cada una de las especies, completando así un número representativo de réplicas (n = 5). En el tratamiento de algunas de las muestras se perdió la correspondiente parte aérea, no siendo posible presentar esos datos. 3.2.3. Análisis de HCH en suelos y vegetación Reactivos utilizados: D-HCH (98.7% de pureza) de Riedel-de-Haën AG; E-HCH (98.1% de pureza) de Riedel-de-Haën AG; J-HCH (99% de pureza) de Sigma; G-HCH (98.6% de pureza) de Riedel-deHaën AG; 2,4,5,6,-Tetraclorom -xileno (TCMX) de Supelco (Bellefonte, PA, USA); Sulfato sódico anhidro (Na2SO4) (99% de pureza) de Panreac; Hexano (C6H14) (95% de pureza) de Fluka; Acetona (C3H6O) (99.5% de pureza) de Fluka; Acetato de etilo (C4H8O2) (99.8% de pureza) de Sigma; Cartuchos Sep Pak ® 20 cc (5 g) Florisil ®; Alúmina (Al2O3) (neutra) de Sigma. Método de extracción de HCH en suelos i. Extracción en hexano:acetona (1:1): HCHHA. Las muestras de suelo secadas y tamizadas por luz de malla 2 mm fueron molidas para reducir el tamaño de partícula (hasta < 50 Pm). Se extrajeron 0.2 g de muestra con 15 mL de una disolución de hexano:acetona (1:1, v/v) en un baño de ultrasonidos (30 minutos), se pasaron por filtros de fibra de vidrio, se enrasaron a 25 mL con hexano; el extracto se diluyó a niveles dentro del rango adecuado para la posterior determinación cromatográfica. Los extractos se conservaron en nevera a –4ºC. Esta extracción se realizó en todas las muestras de suelo. ii. Extracción en agua: HCHH2O. En el caso de las muestras de suelo de cepellón y rizosfera de Avena y Cytisus , se determinó adicionalmente la concentración de los diferentes isómeros de HCH solubles en agua. Una fracción de las muestras de suelo secadas, tamizadas y molidas (aproximadamente 0.2 g) se extrajo con agua destilada en un baño de ultrasonidos, se filtró (filtro de fibra de vidrio) y enrasó a 25 mL con agua destilada. Este extracto se centrifugó a 4000 rpm durante 12 minutos y se filtró de nuevo. Finalmente se realizó una extracción de una alícuota con hexano (1:2, v/v) y se diluyó a niveles dentro del rango adecuado para la determinación cromatográfica. Los extractos se conservaron en nevera a -4ºC. Método de extracción de HCH en matrices vegetales Se tomaron 0.3 g de muestra seca y molida de las distintas fracciones y se extrajeron en 15 mL de disolvente orgánico (disolución de hexano:acetona 1:1, v/v) en horno microondas. Posteriormente se secaron con sulfato sódico anhidro, filtrándose el extracto. Se procedió, a continuación, a pasos sucesivos de purificación en cartucho de Florisil (5 g) y Alúmina (2 g), eluyendo con 35 mL de hexano:acetato de etilo CAPÍTULO 3 - 102 - (80:20). Se enrasaron finalmente a 50 mL con hexano y se procedió a diluir los extractos dentro del rango lineal. Los extractos se conservaron en nevera a –4ºC. Esta analítica fue realizada en el Departamento de Química Analítica, Facultad de Ciencias, Universidade de A Coruña. Para realizar la identificación y cuantificación de los distintos isómeros de HCH se utilizó un equipo de cromatografía de gases con detector de captura electrónica (GC/ECD). El cromatógrafo de gases es un modelo GC 8532 Mega 2 series (Fisons Instruments, Milan, Italia) equipado con un detector de captura electrónica modelo ECD 850 (Thermo Quest, Milan, Italia). Se trabajó con un equipo de inyección automática (modelo AS 800, Fisons Instruments, Milan, Italia) de tipo split/splitless en modo splitless. El volumen de inyección utilizado fue de 1 PL. Para la separación de los distintos isómeros se usó una columna capilar Rtx®-ClPesticides (Restek Corporation, E.E.U.U. Bellefonte, PA) de 30 m de longitud x 0.25 mm de diámetro interno con una fase estacionaria adosada al capilar. La temperatura de inyección es de 270ºC y la temperatura del detector, de 300ºC. Como gas portador se usó helio (He), con una presión de 115 KPa y como gas auxiliar del detector se usó nitrógeno (N2), con una presión de 105 KPa. Se trabajó en condiciones de gradiente de temperatura, con un programa que partía de 60ºC (3 min) con una rampa de temperatura de 30ºC min-1, hasta 180ºC (0 min), luego una segunda rampa de 6ºC min-1, hasta 230ºC (0 min), para finalizar con una rampa de 30ºC min-1 hasta 270ºC (4 min). Las curvas de calibración se obtuvieron por inyección de disoluciones patrón en hexano de la mezcla de los 4 isómeros, preparadas a partir de una disolución inicial de 500 mg L-1 en acetona, de concentraciones 5, 10, 25 y 50 PL-1. El 2,4,5,6,-Tetraclorom -xileno (TCMX) se utilizó como patrón interno en el análisis de muestras de vegetación. 3.2.4. Tratamiento estadístico de los datos Los datos fueron normalizados (transformación logarítmica, Log10) antes de la utilización de un test t de Student y un análisis de la varianza (ANOVA) para ver las diferencias significativas en los resultados. Como los datos de concentración mostraron una gran dispersión se ha optado por utilizar el dato de mediana y no el de media. 3.3 RESULTADOS 3.3.1 Niveles generales de HCH en suelos: extracción en hexano:acetona La concentración de HCHHA total (suma de D- + E- + G- + J-HCH) en los primeros 20 cm de suelo oscila en unos márgenes muy amplios (entre 2 y 19 905 mg kg-1) (Tabla 3.3). Los isómeros D y E son mayoritarios en todas las muestras analizadas. La concentración de D-HCH varia entre 1.1 y 13 375 mg kg1, mientras que la de E-HCH, entre 0.9 y 6 513 mg kg-1, con valores medios de 9.6 y 10.5 mg kg-1, respectivamente (Tabla 3.3). Las concentraciones de los isómeros menos abundantes, Jy G-HCH, oscilan entre 0.1 y 11.3 mg kg-1 (Tabla 3.3). La distribución relativa de los distintos isómeros con respecto al HCHHA total es diferente a la distribución característica del residuo original encontrado en la parcela experimental Comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta - 103 - de O Porriño (Figura 3.1). Así, aunque el isómero D-HCH presente en el residuo sólido originado por la producción de HCH constituye un 77% del HCH total, este valor desciende a un 62% en los suelos del área de estudio (valores medios). Por el contrario, el porcentaje del isómero E-HCH aumenta de un modo claro, desde un 16% del HCH total en el residuo hasta el 38% en los suelos (valores medios; Figura 3.1), llegando incluso a convertirse en el isómero dominante en alguno de los puntos de muestreo. Tabla 3.3. Concentraciones mínima, máxima, media y mediana (mg kg-1) de los isómeros de HCH individuales y del HCHtotal (D + E + J + G) extraídos con hexano:aceton en los suelos y en los diferentes tejidos vegetales (raíces, tallos, hojas) de las plantas analizadas; n es el número de muestra utilizadas en cada caso. n mínimo máximo media geométrica media aritmética. d.s.1 mediana Suelo 18 HCH total 1.9 19 904.6 38.7 1 234.6 4 665.9 31.6 D 1 13 375.0 10.3 762.1 3 147.9 9.6 E 0.9 6 512.5 23.8 469.8 1 522.7 10.5 J 0.1 11.3 0.7 1.9 3.2 0.7 G 0.1 9.9 0.5 1.7 2.8 0.8 Raíz 18 HCH total 1.7 29.8 7.3 9.7 7.7 6.2 D 1 10.1 2 2.6 2.4 1.8 E 0.7 18.9 4.6 6.7 5.5 4.2 J 0.1 0.4 0.1 0.1 0.1 0.1 G 0.1 0.8 0.1 0.2 0.2 0.1 Tallo 14 HCH total 1.6 20.5 8 9.7 5.6 10.1 D 0.7 4.4 2.1 2.4 1.2 1.9 E 0.4 15.6 5 7 4.6 8.0 J 0.1 0.4 0.1 0.1 0.1 0.1 G 0.1 0.9 0.1 0.2 0.2 0.1 Hoja 18 HCH total 3.7 62.5 16.7 21.1 14.6 18.6 D 2.5 18.7 6.2 7.2 4.1 6.3 E 0.9 40.3 8.9 12.9 10.1 11.1 J 0.1 1.4 0.4 0.5 0.4 0.3 G 0.1 2.2 0.3 0.5 0.5 0.3 1 d.s. desviación estándar. 3.3.2. Niveles de HCH en plantas La concentración del HCH total en las muestras vegetales de todas las especies analizadas varía entre 1.6 y 63 mg kg-1 (Tabla 3.3). Existen diferencias claras entre los tejidos considerados. En todo caso, existe un relación entre las concentraciones encontradas en los suelos y las que se corresponden con los tejidos vegetales (r>0.500; significativo en la mayoría de los casos; Tabla 3.4). Las mayores concentraciones se han encontrado en las partes aéreas de todas las especies vegetales muestreadas. El HCH total varía entre 1.7 y 30 mg kg-1 en las raíces, entre 1.6 y 21 mg kg-1 en los tallos y entre 4 y 62 mg kg-1 en las hojas, con concentraciones medias de HCH total en raíces, tallos y hojas, respectivamente, 6, 10 y 22 mg kg-1 (Tabla 3.3). Este patrón de distribución del HCH se ha encontrado en todas las especies analizadas, independientemente del nivel de contaminación que presente el suelo, como se observa en detalle en la Figura 3.2. Esta figura muestra los niveles de concentración los isómeros de HCH en suelo y tejidos vegetales en las plantas recogidas en dos de los puntos de muestreo: un punto de muestreo de gran contaminación en el suelo (HCHHA total 19 905 mg kg-1; Figura 3.2a), y un segundo punto con una concentración en suelo relativamente baja (HCHHA total 45 mg kg-1; Figura 3.2b). En ambos casos, las CAPÍTULO 3 - 104 - especies vegetales que tienden a presentar la mayor y la menor capacidad de acumulación de HCH son, respectivamente, Avena sativa L. y Chenopodium spp, aunque las diferencias no son significativas a P<0.05. En general, Dy E-HCH son los isómeros mayoritarios encontrados en todas las plantas, si bien las mayores concentraciones se corresponden generalmente con el isómero E-HCH (por ejemplo, la concentración de E-HCH en hojas varía entre 1 y 40 mg kg-1, Tabla 3.3). Por su parte, los isómeros minoritarios, Jy G-HCH, se acumulan en todas las plantas analizadas, pero siempre en concentraciones relativamente muy bajas. La concentración de J-HCH oscila entre 0.1 y 1.4 mg kg-1, mientras que la de GHCH varía entre 0.1 y 2.2 mg kg-1 (Tabla 3.3). Figura 3.1. Distribución porcentual de los isómeros de HCH (HCHHA) en los suelos y tejidos vegetales (raíz, tallo, hojas), comparada con la distribución de los restos de HCH del residuo original de O Porriño, Pontevedra. Tabla 3.4. Coeficientes de correlación entre las concentraciones de los isómeros de HCH en el suelo y los diferentes tejidos vegetales. SUELO D E J G HCH total RAÍZ 0.601** 0.581* 0.698** 0.705** 0.626** TALLO n.s. 1 0.707** n.s. 0.616* 0.660* HOJA 0.504* 0.778** 0.491* n.s. 0.724** ** correlación significativa, P<0.01; * correlación significativa, P<0.05; 1 n.s. no significativo. La distribución relativa de los cuatro isómeros de HCH en los tejidos vegetales es diferente con respecto a la observada en los suelos. En las plantas, el isómero E-HCH es el más abundante, seguido por el isómero D-HCH (Figura 3.1; Figura 3.2). En las raíces, el isómero E-HCH constituye hasta un 66% del HCHHA total, comparado con el 63 y el 58% que representa en el tallo y las hojas, respectivamente (valores medios; Figura 3.1). El patrón de distribución del isómero D-HCH es otro, al presentar una acumulación Comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta - 105 - relativa mayor en la parte aérea. Los porcentajes medios de D-HCH relativo al HCH total son 37, 33 y 31% en hojas, tallo y raíces, respectivamente. Finalmente, los isómeros minoritarios, Jy G-HCH, representan sólo entre el 1.4 y el 3% del HCH total en los distintos tejidos vegetales analizados (Figura 3.1). Figura 3.2. Concentración de los isómeros de HCH en los distintos tejidos de cuatro especies vegetales en dos lugares seleccionados: a) emplazamiento con un elevado nivel de contaminación y b) emplazamiento con un bajo nivel de contaminación. (R: raíces; T: tallos; H: hojas). 3.3.3. Estudio de la rizosfera El suelo rizosférico de las dos especies estudiadas (Cytisus y Avena) presenta concentraciones de todos los isómeros de HCHHA al menos un orden de magnitud inferior a los detectados en el suelo no rizosférico (Figura 3.3). La concentración de HCH total extraído en agua (HCHH2O), por su parte, no supone nunca el 20% de las concentraciones detectadas al extraer con hexano:acetona, tanto en el suelo de cepellón como en la rizosfera, para las dos especies (Figura 3.3; Figura 3.4). CAPÍTULO 3 - 106 - Figura 3.3. Concentración media (mg kg-1) de los isómeros de HCH extraídos con hexano:acetona (1:1, v/v; HCHHA) en las diferentes fracciones consideradas (suelo de cepellón, rizosfera y raíz) en las dos especies vegetales estudiadas ( Avena y Cytisus ). Las barras verticales representan el error estándar. La diferencia entre los tipos de extractantes es de una importancia relativa mayor en el suelo de cepellón que en la rizosfera, especialmente en el caso del isómero E (la diferencia es significativa a P<0.005). Por otro lado, la distribución de los isómeros varía mucho entre los suelos, con predominio de DHCHH2O en el suelo de cepellón y predominio de E-HCHH2O en la rizosfera. La concentración de los isómeros de HCH en los tejidos vegetales, por su parte, es relativamente constante dentro de la misma especie, si bien Avena sativa L. es capaz de acumular más HCH en la raíz que Cytisus striatus (Hill) Roth., particularmente en el caso del isómero E-HCH. Si se utiliza el cociente HCHH2O/HCHHA para determinar el porcentaje de solubilidad de cada isómero de HCH en agua y como un indicio para evaluar la biodisponibilidad, los resultados muestran que el isómero DHCH es más fácilmente biodisponible que el isómero EHCH (Figura 3.5). Además, los valores del cociente DHCHH2O/DHCHHA y EHCHH2O/EHCHHA tienden a aumentar en la rizosfera con respecto al suelo del cepellón en Avena sativa L. Comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta - 107 - Figura 3.4. Concentración media (mg kg-1) de los isómeros de HCH extraídos con agua (HCHH2O) en el suelo de cepellón y el suelo de la rizosfera en las dos especies consideradas ( Avena y Cytisus ), en comparación con el HCH extraído en las raíces en hexano:acetona (1:1, v/v). Las barras verticales representan el error estándar. Figura 3.5. Solubilidad acuosa relativa expresada como porcentaje (DHCHH2O x 100/DHCHHA y EHCHH2O x 100/EHCHHA) para los principales isómeros en los suelos considerados (suelo del cepellón y rizosfera) y para las dos especies vegetales consideradas ( Cytisus y Avena ). Las barras verticales indican el error estándar. CAPÍTULO 3 - 108 - 3.4. DISCUSIÓN 3.4.1. Comportamiento del HCH en el suelo y acumulación en la vegetación Las especies vegetales analizadas son capaces de acumular todos los isómeros principales de HCH en sus tejidos, aunque no en las mismas concentraciones. El mecanismo de acumulación de HCH en los tejidos vegetales es un proceso isómero-selectivo. Se encuentran cantidades más elevadas del isómero EHCH que del resto de isómeros en las distintas fracciones vegetales consideradas. Esto es más acusado en los tejidos de la raíz, en contacto directo con el contaminante. La concentración de HCH en suelo cercano a las raíces tiene un efecto en la retención del E-HCH tanto en los tejidos radicales como en los tejidos aéreos. En general, el HCH se acumula en los tejidos aéreos en mayor cantidad que en las raíces, independientemente del tipo de planta. Hay una estrecha relación entre las concentraciones en los suelos con respecto a las concentraciones en los tejidos vegetales (Figura 3.6). Esto es más evidente en el caso del isómero E-HCH en los tejidos de la raíz, que presenta un ajuste lineal con un coeficiente de correlación alto (r=0.697; Figura 3.6a). Si se considera la parte aérea globalmente (hojas y tallo), la relación es más clara, si bien ya no parece ser tan lineal (r=0.837; Figura 3.6b). Esto indica que hay diferencias no sólo considerando los isómeros de HCH sino que también ejerce influencia el tipo de tejido que se considere y la constitución de éste. Figura 3.6. Concentración de HCH (mg kg-1) en los suelos y tejidos vegetales de las especies vegetales utilizadas. a) suelo frente a raíz; b) suelo frente a parte aérea. Las concentraciones se expresan en escala logarítmica (Log10). n = 5. Comportamiento del hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta - 109 - 3.4.2. Factores que influyen en la acumulación de los isómeros de HCH en las plantas La acumulación de HCH en las raíces, especialmente en el caso del isómero E, se produce como resultado de un reparto hidrofóbico entre la solución acuosa y las superficies celulares de los tejidos de la raíz. Hay una gran preferencia por la sorción sobre la superficie de las raíces (sorción no específica). Los factores que pueden afectar a este proceso son, por un lado, la concentración y la hidrofobicidad del compuesto y, por otro lado, el contenido en lípidos y la superficie expuesta al reparto en la raíz. No obstante, otro mecanismo que podría estar actuando seria una sorción específica sobre las superficies vegetales a través de la unión con los componentes de la pared celular (Dietz y Schnoor, 2001). Estudios previos sobre la acumulación de compuestos orgánicos en la vegetación han encontrado una relación entre en el llamado Factor de Concentración de la Raíz (FCR), obtenido a partir de experimentos en cultivo hidropónico, y el coeficiente de reparto octanol-agua (Kow) (Dietz y Schnoor, 2001; Burken, 2003). De los resultados de estos estudios se concluye que a mayor hidrofobicidad del compuesto considerado, mayor tendencia al reparto desde la disolución acuosa hacia los tejidos de la raíz. De acuerdo con esta relación empírica, dicha tendencia sería, para los isómeros de HCH, en el siguiente orden: JEDG (orden creciente de valores de LogKow; Tabla 3.1), lo que no concuerda exactamente con los resultados obtenidos en este estudio. En este caso, al calcular un valor aproximado del FCR (a partir de los datos obtenidos en el estudio de la rizosfera; cociente entre HCH en raíces y HCHH2O en suelo; datos no mostrados), para el isómero E ha sido >1, mientras que en el caso del resto de isómeros (DJyG, si bien se obtienen valores muy variables, generalmente inferiores a 1. Esto indica que los resultados obtenidos en los experimentos en condiciones de laboratorio (hidropónico) no pueden ser fácilmente extrapolados a las condiciones naturales. En este ultimo caso, los coloides del suelo – principalmente los coloides orgánicos – pueden actuar como superficies de sorción y competir con la superficie de las raíces en el reparto del HCH. De hecho, recientemente se ha constatado una cinética de adsorción de varios de los isómeros de HCH en horizontes superficiales ricos en materia orgánica (Rodríguez Garrido, 2003). Respecto a la acumulación en los tejidos aéreos de las plantas, se ha descrito un proceso de absorción-translocación hacia los tejidos vegetales aéreos en el caso de compuestos moderadamente hidrofóbicos como anilina, fenol, benceno, atrazina o tolueno (Schnoor y col., 1995; Burken y Schnoor, 1998; Davis y col., 2002). No obstante, en el caso del HCH, es un proceso muy improbable, dado que la hidrofobicidad de los isómeros de HCH es muy alta (Log Kow > 3.5). Por otro lado, en este estudio se ha encontrado una gran acumulación de HCH en los tejidos aéreos, generalmente mayor a la acumulación en la raíz (HCH tallo / HCH raíz > 1). Esto indica que, muy probablemente, existe un reparto aire-planta, previa volatilización del HCH a partir de los residuos en el suelo, constituyendo un proceso de acumulación muy importante para los residuos de HCH encontrados en las diferentes especies vegetales. El mecanismo de acumulación foliar ha sido descrito con anterioridad para diversos compuestos orgánicos volátiles o semivolátiles (Bacci y col., 1990; Paterson y col., 1991; Schreiber y Schönherr, 1992; Tolls y McLachlan, 1994; Simonich y Hites, 1995a,b). En este proceso, tanto la presión de vapor como el coeficiente de reparto octanol-aire (LogKoa, Tabla 3.1) pueden actuar como indicadores del comportamiento particular de cada uno de los isómeros de HCH. En este sentido, dado la mayor presión de vapor del isómero DHCH, esto podría justificar la volatilización preferencial de este isómero y con ello una tendencia a la acumulación Este trabajo ha sido presentado, parcialmente: Calvelo Pereira, R., Monterroso, M. C. Camps-Arbestain, M. Macías, F. Accumulation of hexachlorocyclohexane isomers in vegetal tissues of Cynara scolymus and Erica sp.: a field study of processes. International Workshop “Fate and Impact of Persistent Pollutants in Agroecosystems”. IUNG, Pulawy, POLONIA. 10-12 Marzo 2005. POSTER. Calvelo Pereira, R., C. Monterroso, F. Macías, M. Camps-Arbestain. 2007. Distribution pathways of hexaclorociclohexane isomers in a soil-plant-air system. A case study with Cynara scolymus L. and Erica sp. plants grown in a contaminated site. Environmental Pollution (2007), doi:10.1016/j.envpol.2007.11.009. Distribución de hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta-aire - 117 - pág. RESUMEN 117 4.1. INTRODUCCIÓN 118 4.2. MATERIALES Y MÉTODOS 119 4.2.1. Área de estudio 119 4.2.2. Diseño experimental 120 4.2.3. Toma de muestras 121 4.2.4. Análisis de los isómeros de HCH 122 4.2.5. Tratamiento estadístico de los datos 123 4.3. RESULTADOS 123 4.3.1. HCH en el suelo contaminado circundante 123 4.3.2. HCH en el suelo rizodisponible 124 4.3.3. HCH en la vegetación 126 4.4. DISCUSIÓN 130 4.4.1. Distribución del HCH en suelos 130 4.4.2. Distribución de los isómeros de HCH en el sistema suelo-planta 130 4.5. CONCLUSIONES 133 4.6 BIBLIOGRAFÍA 133 RESUMEN En este trabajo se estudian las rutas principales de acumulación de los distintos isómeros de hexaclorociclohexano (HCH) (principalmente DEJ y GHCH) en un sistema aire-suelo-planta. Se ha diseñado un experimento en condiciones de campo con dos especies de plantas de características contrastadas ( Cynara scolymus L. y Erica sp.) en condiciones de crecimiento: i) directamente en suelo contaminado con HCH y ii) en macetas rellenas de suelo no contaminado colocadas en el suelo contaminado por HCH. Al final del ensayo, las dos especies vegetales acumularon HCH en sus tejidos, mostrando una tendencia a mayores concentraciones en los tejidos aéreos con respecto a la raíz. En todos los casos el isómero EHCH fue el compuesto que más se acumuló en ambas especies. Los mecanismos principales de acumulación de HCH fueron: adsorción en las raíces del HCH a partir del suelo contaminado (ruta suelo  raíz), adsorción a través de la biomasa aérea a partir del aire circundante, tras un proceso de volatilización (ruta suelo  aire  tallo), y/o contacto de los tejidos aéreos con partículas de la atmósfera CAPÍTULO 4 - 118 - contaminadas con HCH (ruta partículas del suelo  tallo). Los datos indican que el uso de plantas en zonas contaminadas por HCH puede reducir la transferencia de la contaminación a través de la atmósfera. 4.1. INTRODUCCIÓN Los compuestos orgánicos de origen antrópico constituyen una gran preocupación ambiental para la sociedad actual. Los pesticidas organoclorados son compuestos volátiles y persistentes en el medio detectados con frecuencia en elevadas concentraciones en diferentes matrices como agua, aire, suelo, sedimentos y biota, incluida la vegetación (Willet y col., 1998; Tao y col., 2005). Éste es el caso del pesticida hexaclorociclohexano (HCH; formula molecular: 1-,2-,3-,4-,5-,6-hexaclorociclohexano) y sus isómeros mayoritarios (D, que posee dos enantiómeros, EJG H, y T). El HCH está disponible en dos formulaciones principales, como HCH técnico (mezcla comercial de los isómeros principales) y lindano (mezcla comercial purificada que se constituye casi exclusivamente – al menos al 99% - del isómero J-HCH) (Vijgen, 2006). El HCH se obtiene de la cloración de benceno en presencia de luz ultravioleta, que resulta en una mezcla inicial de los principales isómeros que ya desde el inicio de su producción se ha utilizado como pesticida de amplio espectro. La actividad insecticida del HCH se debe exclusivamente a la presencia del isómero JHCH (Metcalf, 1955). Aún cuando los dos tipos de formulaciones se han utilizado desde los años 1940, hoy día su uso está o muy restringido o prohibido por la legislación internacional. No obstante, existen zonas de gran contaminación, en particular en áreas cercanas a los centros de producción de este tipo de compuestos. Antiguamente los residuos de la fabricación industrial se vertían sin control de ningún tipo en zonas circundantes a las fábricas (Hernández y col., 1991; Crespo González y col., 2001). Asimismo, es posible que la contaminación se origine por otras causas, destacando: (i) aplicación directa del HCH como insecticida en el tratamiento de suelos agrícolas (Harner y col., 1999); o (ii) deposición del HCH de modo disperso debido a un proceso de transporte a larga distancia de la contaminación (Wania y Mackay, 1995; van Pul y col., 1999). Una vez que estos compuestos son introducidos en un ambiente determinado, tienden a redistribuirse entre los diferentes compartimentos (suelo, biota del suelo, agua, plantas, aire) mediante distintos procesos, tales como adsorción sobre las partículas del suelo, adsorción sobre los tejidos vegetales, volatilización, degradación microbiana, lavado, etc. Con el tiempo, la actuación simultánea de uno o varios de estos procesos conlleva una contaminación global del ecosistema en cuestión (aguas superficiales, suelos y fauna cercana, etc.) (Simonich y Hites, 1995a, Walker y col., 1999). Los isómeros de HCH manifiestan una gran capacidad para el reparto entre los distintos compartimentos del medio. Esto, en última instancia, favorece su bioacumulación a través de las redes tróficas (acuáticas o terrestres), lo que, en última instancia, representa una amenaza para el ser humano. Los isómeros de HCH que se encuentran con mayor frecuencia en las muestras ambientales son DEJHCH; DHCH es frecuente en los ambientes acuáticos y en la atmósfera, mientras que el isómero E, el más hidrofóbico y estable de todos los isómeros de HCH, se asocia a menudo con los suelos y los tejidos y fluidos animales (Walker y col., 1999). En este sentido, es prioritario estudiar el comportamiento de estos compuestos en los distintos sistemas. Tradicionalmente, este tipo de estudios se enfocaban a investigar cada compartimento por separado (Simonich y Hites, 1995b) sin tener en cuenta las múltiples relaciones que se establecen entre los mismos. Sin embargo, es necesaria una visión de conjunto para una comprensión global del transporte, Distribución de hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta-aire - 119 - transferencia y transformación de los contaminantes en el ambiente. Desde este punto de vista, la vegetación tiene un papel clave como un sumidero de contaminación (Muir y col., 1993). Además, constituye un punto de distribución de los contaminantes orgánicos entre los ecosistemas (naturales o no) (Simonich y Hites, 1994). La plantas resisten elevadas cargas contaminantes y al mismo tiempo pueden utilizarse para recuperar el suelo afectado (fitocorrección; Salt y col., 1998). Los estudios sobre la fitoacumulación de contaminantes orgánicos consideran dos rutas principales de entrada de los compuestos orgánicos en las plantas: (i) la vía suelo-planta y (ii) la vía aire-planta. Por un lado, a través de la ruta suelo-planta los compuestos orgánicos presentes en el suelo próximo a las raíces pueden (i) ser absorbidos por las plantas y transportados hacia los tejidos aéreos vía xilema, dependiendo de las características del compuesto (Burken y Schnoor, 1998; Burken, 2003) o bien (ii) ser adsorbidos sobre los tejidos de la raíz, a través de un reparto agua: superficie de la raíz. Este último proceso cobra gran importancia en el caso de compuestos hidrofóbicos, para los que la absorción y translocación en el interior de las plantas es muy limitada, tal y como es el caso de los isómeros de HCH. Por otro lado, la ruta aireplanta es una vía de entrada de la contaminación en la biomasa aérea vegetal para los compuestos lipofílicos (Schreiber y Schönherr, 1992; Welsch-Pausch y col., 1995; Rüdel, 1997; Smith y Jones, 2000). Esta ruta implica dos mecanismos principales: (i) volatilización del contaminante a partir de la superficie del suelo y posterior adsorción foliar (deposición gaseosa); y (ii) reparto de HCH entre partículas suspendidas en la atmósfera contaminadas con HCH y la superficie de las plantas (deposición particulada). De modo similar a lo que ocurre en la ruta suelo-planta, la acumulación de HCH en la parte aérea de las plantas depende de las propiedades fisicoquímicas del isómero que se considere, así como de las propiedades de la superficie vegetal (cutícula) (Schwarz y Jones, 1997). El objetivo de este estudio es investigar el reparto y acumulación in situ de los isómeros de HCH (principalmente DEJ y G) en un sistema suelo-planta-aire en una zona contaminada, considerando las dos principales rutas de entrada de HCH en la vegetación (suelo  planta; aire  planta). Se ha pretendido realizar una valoración cualitativa de la importancia relativa de cada una de las rutas, así como profundizar en el conocimiento de los mecanismos que intervienen en ellas. Esto facilitaría el uso de las plantas en la limpieza de suelos contaminados con los isómeros de HCH a través de procesos como la fitoextracción (extracción del contaminante del suelo mediante la acumulación en la biomasa aérea de las plantas) (PilonSmits, 2005). Para ello se ha diseñado una experiencia de campo, en una zona previamente utilizada como vertedero de residuos de HCH, plantando dos especies vegetales de características contrastadas, alcachofa ( Cynara scolymus L.) y brezo ( Erica sp.), en condiciones determinadas: (i) directamente en suelo contaminado por la presencia de elevadas concentraciones de HCH y (ii) en macetas rellenas con suelo no contaminado pero enterradas en el suelo contaminado con HCH. 4.2. MATERIALES Y MÉTODOS 4.2.1. Área de estudio El presente estudio se ha llevado a cabo en una parcela de 3560 m2 (Foto 4.1), contaminada con residuos procedentes de la producción de lindano, localizados en O Porriño, Pontevedra. La precipitación anual media y la temperatura media de la zona son, respectivamente, 1 504 mm y 14.4ºC; la variación anual es considerable, si bien las mínimas precipitaciones y máximas temperaturas se dan durante los CAPÍTULO 4 - 120 - meses de Julio-Septiembre (Martínez Cortizas y Pérez Alberti, 1999). Los suelos de la zona (Tecnosoles Urbicos y/o Regosoles Técnicos; IUSS Working Group, 2007) derivan de sedimentos aluvio-coluviales que presentan una textura heterogénea, con abundancia de fragmentos de tamaño grueso. El perfil tipo es ABC con horizontes bien diferenciados y de profundidad variable. La heterogeneidad de los suelos es muy grande porque el lugar ha sufrido distintos episodios de relleno de materiales y movimiento de tierras. El pH del horizonte superficial de estos suelos varía entre 5.0 y 6.2 (valor medio: 5.4), mientras que el contenido de carbono orgánico varía entre 1.1 y 7.1% (media: 3.7%); la relación C:N oscila entre 14 y 37 (media: 20). La capacidad de intercambio de cationes efectiva (CICe) es muy variable en estos suelos, con tendencia a valores muy bajos (media: 6.8 cmolc kg-1). En Junio de 2001 el suelo de la zona de experimentación fue mezclado (hasta una profundidad de 30 cm), luego encalado y fertilizado. Un estudio previo en esta zona ha detectado niveles elevados de los diferentes isómeros de HCH en suelos (rango de DEJGHCH: 2 – 19 905 mg kg-1) y en diferentes especies vegetales (rango de DEJGHCH: 1.6 – 62.5 mg kg-1), con mayores concentraciones de HCH en las partes aéreas (Calvelo Pereira y col., 2006). Foto 4.1. Aspecto de la parcela experimental tras el acondicionamiento. 4.2.2. Diseño experimental Dos especies vegetales alóctonas (obtenidas en vivero) se escogieron para este estudio: (i) Cynara scolymus L. (alcachofa), una planta bianual – en ocasiones trianual – que tiene un bajo contenido en lignina en sus tejidos y proporciona una gran superficie para su exposición; y (ii) Erica sp. (brezo), un arbusto de lento crecimiento, con un tallo lignificado y hojas pequeñas y con ceras, lo que determina que esta planta presente una superficie de exposición limitada. La zona del experimento se dividió en 4 mallas de 4 x 3 metros. En cada malla se colocaron 12 plantas (seis de Cynara scolymus L. y seis de Erica sp.) al azar, con una distancia de 1 m entre cada planta (o submalla). La mitad de las plantas de cada especie se colocaron directamente en el suelo contaminado de la parcela (tratamiento sin maceta, referido como “tratamiento SM”), mientras que la otra mitad de las plantas se colocaron en macetas (material plástico, con drenaje facilitado) rellenadas con un compost comercial libre de HCH utilizado en jardinería (tratamiento con maceta, referido como “tratamiento M”), que se introdujeron finalmente en el suelo contaminado en la misma malla (Figura 4.1; Foto 4.2). El compost presentaba las siguientes propiedades: pH, 6.4; contenido en carbono orgánico: >15%, N: 0.82%. Con este diseño, en teoría, todas las plantas Distribución de hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta-aire - 121 - estaban expuestas al aire contaminado de la zona durante todo el estudio, pero sólo la mitad de ellas tenían un contacto directo con el suelo contaminado a través de las raíces (SM), mientras que este contacto estaba impedido por el confinamiento de las raíces en las macetas en la otra mitad de las plantas (M). Durante los meses de verano se aseguró un riego semanal para evitar problemas de sequía. La colocación de todas las plantas tuvo lugar en Junio de 2002; las plantas de Cynara scolymus L. fueron recogidas en Agosto de 2002 (evitando así daños derivados del calor), mientras que las plantas de Erica sp. fueron recogidas en octubre del mismo año. Figura 4.1. Descripción de los suelos considerados en este estudio. 4.2.3. Toma de muestras Antes de la colocación del ensayo, se tomaron muestras de suelo de todas las submallas que se corresponden con cada una de las plantas colocadas (muestras representativas de un área de 1 x 1 m), considerando que estos niveles de HCH constituyen la fuente potencial de HCH en el suelo capaz de contaminar la atmósfera que rodea a las plantas; el suelo así muestreado se considera como suelo contaminado circundante/del entorno a partir de este momento (Figura 4.1). Al final del período del experimento (44 días en el caso de Cynara scolymus L. y 135 días para Erica sp.), se recogieron todas las plantas, separando la biomasa aérea y la biomasa subterránea. Se muestreo también el suelo del cepellón de cada planta individual (considerado como suelo rizodisponible a partir de este momento; Figura 4.1). Todas las muestras de suelo se secaron al aire, se tamizaron (2 mm) y molieron (<50Pm) para su posterior análisis. Las plantas se lavaron con agua para retirar partículas de suelo adheridas. Las raíces se separaron CAPÍTULO 4 - 122 - cuidadosamente de la biomasa aérea. Ambos tipos de muestras vegetales se secaron al aire (minimizando de este modo la pérdida de HCH causada por volatilización) y molidas para su análisis posterior. Foto 4.2. Tratamiento “sin maceta” (SM) y tratamiento “con maceta” (M). Plantas de Erica sp. 4.2.4. Análisis de los isómeros de HCH Reactivos utilizados. D-HCH (98.7% de pureza) de Riedel-de-Haën AG; E-HCH (98.1% de pureza) de Riedel-de-Haën AG; J-HCH (99% de pureza) de Sigma; G-HCH (98.6% de pureza) de Riedel-deHaën AG; 2,4,5,6,-Tetraclorom -xileno (TCMX) de Supelco (Bellefonte, PA, USA); Sulfato sódico anhidro (Na2SO4) (99% de pureza) de Panreac; Hexano (C6H14) (95% de pureza) de Fluka; Acetona (C3H6O) (99.5% de pureza) de Fluka; Acetato de etilo (C4H8O2) (99.8% de pureza) de Sigma; Cartuchos Sep Pak ® 20 cc (5 g) Florisil ®; Alúmina (Al2O3) (neutra) de Sigma. Extracción de HCH en suelos. La concentración de los isómeros de HCH soluble en hexano:acetona se midió en todas las muestras de suelo recogidas. 0.2 g de muestra seca y molida se extrajeron con 15 mL de una disolución de hexano:acetona (1:1, v/v) en un baño de ultrasonidos (30 minutos), se pasaron por filtros de fibra de vidrio, se enrasaron a 25 mL con hexano; el extracto se diluyó a niveles dentro del rango adecuado para la posterior determinación cromatográfica. Los extractos se conservaron en nevera a –4ºC. Extracción de HCH en matrices vegetales. Se tomaron 0.3 g de muestra seca y molida de las distintas fracciones (biomasa aérea y raíces) y se extrajeron en 15 mL de disolvente orgánico (disolución de hexano:acetona 1:1, v/v) en horno microondas. Posteriormente se secaron con sulfato sódico anhidro, filtrándose el extracto. Se procedió posteriormente a pasos sucesivos de purificación en cartucho de Florisil Distribución de hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta-aire - 123 - (5 g) y Alúmina (2 g), eluyendo con 35 mL de hexano:acetato de etilo (80:20). Se enrasó finalmente a 50 mL con hexano y se procedió a diluir los extractos dentro del rango lineal. Los extractos se conservaron en nevera a –4ºC. Esta analítica fue realizada en el Departamento de Química Analítica, Facultad de Ciencias, Universidade de A Coruña. Procedimiento de análisis cromatográfico. Para realizar la identificación y cuantificación de los distintos isómeros de HCH se utilizó un equipo de cromatografía de gases con detector de captura electrónica (GC/ECD). El cromatógrafo de gases es un modelo GC 8532 Mega 2 series (Fisons Instruments, Milan, Italia) equipado con un detector de captura electrónica modelo ECD 850 (Thermo Quest, Milan, Italia). Se trabajó con un equipo de inyección automática (modelo AS 800, Fisons Instruments, Milan, Italia) de tipo split/splitless en modo splitless. El volumen de inyección utilizado fue de 1 PL. Para la separación de los distintos isómeros se usó una columna capilar Rtx®-ClPesticides (Restek Corporation, E.E.U.U. Bellefonte, PA) de 30 m de longitud x 0.25 mm de diámetro interno, con una fase estacionaria adosada al capilar. La temperatura de inyección es de 270ºC y la temperatura del detector, de 300ºC. Como gas portador se usó helio (He), con una presión de 115 KPa, y como gas auxiliar del detector se usó nitrógeno (N2), con una presión de 105 KPa. Se trabajó en condiciones de gradiente de temperatura, con un programa que partía de 60ºC (3 min) con una rampa de temperatura de 30ºC min-1, hasta 180ºC (0 min), luego una segunda rampa de 6ºC min-1, hasta 230ºC (0 min), para finalizar con una rampa de 30ºC min-1 hasta 270ºC (4 min). Las curvas de calibración se obtuvieron por inyección de disoluciones patrón en hexano de la mezcla de los 4 isómeros, preparadas a partir de una disolución inicial de 500 mg L-1 en acetona, de concentraciones 5, 10, 25 y 50 PL-1. El 2,4,5,6,-Tetracloro-m-xileno (TCMX) se utilizó como patrón interno en el análisis de muestras de vegetación. 4.2.5. Tratamiento estadístico de los datos Los datos fueron normalizados (transformación logarítmica, Log10) antes de la utilización de un test t de Student para evaluar las diferencias significativas en los resultados. Como los datos de concentración mostraron una gran dispersión se ha optado por utilizar el dato de mediana y no el de media. 4.3. RESULTADOS 4.3.1. HCH en el suelo contaminado circundante La concentración de HCH total (suma de DEJ y GHCH) en los suelos muestreados de cada uno de los 48 emplazamientos de las plantas en el área del experimento varía entre 14 y 34 673 mg kg-1 (Tabla 4.1; Figura 4.2). Los isómeros mayoritarios son D y EHCH. La concentración del isómero DHCH oscila entre 4 y 27 510 mg kg-1 (media: 3 354 mg kg-1), mientras que la del isómero E lo hace entre niveles de 5 y 6 738 mg kg-1 (media: 987 mg kg-1). Por su parte, los isómeros minoritarios, J y GHCH, se encuentran en un rango de concentraciones mucho más pequeño, entre 0.1 y 740 mg kg-1 para JHCH, y entre 0.1 y 98 mg kg-1 para GHCH (valores medios, respectivamente, 40 y 10 mg kg-1; Tabla 4.1). CAPÍTULO 4 - 124 - En la mayoría de las muestras, el porcentaje del isómero D con respecto al HCH total (calculado como mg kg-1 DHCH*100/ mg kg-1 HCH total; del mismo modo se calcula para el resto de los isómeros) es mayor que el porcentaje del resto de isómeros (Figura 4.3). De hecho, la distribución en porcentaje de los isómeros de HCH del conjunto de las muestras del suelo contaminado circundante (valores medios: D, 60%; E, 39%; J, 1.2%; G, 0.4%) presenta un patrón similar al del residuo original que fue depositado en la zona (valores medios: D, 77%; E, 16%; J, 5%; G, 2%; Calvelo Pereira y col., 2006). No obstante, el porcentaje medio del isómero DHCH es inferior en el suelo contaminado del entorno con respecto al del residuo original, mientras que el porcentaje del isómero EHCH aumenta. Tabla 4.1. Concentración mínima, máxima, media y mediana (mg kg-1) del HCH total (suma de DEJGHCH) y de los isómeros individuales en el suelo del entorno. n mínimo máximo media d. s.1 mediana HCH total 48 13.8 34 672.8 4 391.7 8 452.9 358.1 D 48 4.1 27 510.0 3 354.5 6 806.0 151.0 E 48 4.7 6 738.0 986.6 1 678.5 169.1 J 48 0.1 740.0 40.4 117.0 2.3 G 48 0.1 97.8 10.2 19.1 1.7 1d. s. desviación estándar 4.3.2. HCH en el suelo rizodisponible Al finalizar el experimento, la concentración de HCH total en el suelo rizodisponible de Cynara scolymus L. varía entre 2 y 10 411 mg kg-1 (media: 1 808 mg kg-1) en los lugares de tratamiento sin maceta (suelo rizodisponible SM); por su parte, en las zonas de tratamiento con maceta (suelo rizodisponible M), la concentración de HCH total oscila entre valores de 0.6 y 113 mg kg-1 (media: 12 mg kg-1) (Tabla 4.2). En todo caso, al final de experimento, la concentración de HCH cercana a las raíces de las plantas de Cynara scolymus L., tanto en el tratamiento SM como en el tratamiento M, es inferior al menos en un orden de magnitud a los niveles detectados en las muestras del suelo contaminado del entorno (Tabla 4.1). Hay que destacar el hecho de que los suelos rizodisponibles M (inicialmente macetas rellenas con un compost comercial de uso en jardinería) contienen HCH, si bien al principio del experimento eran suelos limpios. De todos modos, la concentración media del HCH total en los suelos rizodisponibles M es mas de 100 veces inferior que la concentración media correspondiente en el suelo contaminado del entorno (Tabla 4.1; Tabla 4.2). Al comparar el suelo rizodisponible con el suelo contaminado del entorno, se observa un cambio en la distribución del porcentaje de los diferentes isómeros de HCH. El suelo rizodisponible SM tiene un porcentaje medio significativamente mayor de EHCH que el correspondiente porcentaje en el suelo circundante (69% comparado con 27%; P<0.05). Por otro lado, el porcentaje medio de DHCH es significativamente inferior (28% frente a 72%; P<0.05) (Figura 4.3). Este patrón se puede observar, aunque no tan claramente, en el suelo rizodisponible M. El porcentaje medio del isómero DHCH en el suelo rizodisponible M es mayor que en el suelo rizodisponible SM (37 y 28%, respectivamente), mientras que el porcentaje medio de EHCH es significativamente más bajo (P<0.05) en el suelo rizodisponible SM (50 frente a 69%, respectivamente). En relación con los isómeros minoritarios, cabe decir que el isómero Distribución de hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta-aire - 125 - JHCH presenta una distribución muy heterogénea, mientras que se aprecia un incremento del porcentaje del isómero GHCH en todos los suelos al final de experimento; dicho aumento es mas evidente en los suelos rizodisponibles M (Figura 4.3). Figura 4.2. Distribución espacial de la concentración de los isómeros mayoritarios (DyEHCH; mg kg-1) en el suelo contaminado del entorno. Al finalizar el experimento, la concentración de HCH total de los suelos rizodisponibles SM bajo las plantas de Erica sp. varía entre 3 y 3 379 mg kg-1 (media: 798 mg kg-1), mientras que en el caso de los suelos rizodisponibles M, este rango oscila entre 0.6 y 3 252 mg kg-1 (media: 278 mg kg-1) (Tabla 4.2). El nivel de contaminación en los suelos rizodisponibles (tanto M como SM) es al menos un orden de magnitud inferior al nivel de contaminación descrito para el suelo circundante. Además, tal y como sucedía en Cynara , los suelos rizodisponibles M presentan concentraciones apreciables de todos los isómeros de HCH, aún cuando en origen estaban libres de cualquier contaminación. En este caso, la contaminación observada al final del período experimental para Erica (135 días) es un orden de magnitud mayor que la contaminación observada al final del período experimental para Cynara (44 días) (Tabla 4.2). Tabla 4.2. Concentración mínima, máxima, media y mediana (mg kg-1) del HCH total (suma de DEJGHCH) y de los isómeros individuales en el suelo rizodisponible. SIN MACETA MACETA mínimo máximo media d. s.1 mediana mínimo máximo media d. s. mediana HCH total 2.3 10 410.6 1 808.3 3 120.5 322.5 06 113.2 12.3 31.9 2.3 Cynara D 0.2 4 711.7 807.7 1 435.0 93.2 0.1 73.5 7.2 21.0 0.7 E 2.0 5 137.1 929.2 1 533.9 226.4 0.2 37.2 4.7 10.4 0.9 J <l. d.2 154.1 23.5 47.5 3.4 <l.d. 1.0 0.3 0.4 0.1 G 0.1 407.7 51.8 120.4 2.1 0.1 1.6 0.3 0.5 0.2 HCH total 3.2 3 379.2 798.3 1190.5 19.4 0.6 3 252.3 278.1 936.7 3.8 Erica D 0.2 1 604.0 346.2 592.3 2.1 0.2 2 676.8 224.4 772.3 0.8 E 2.2 1 962.7 426.6 633.6 16.7 0.1 559.4 51.8 160.0 2.3 J 0.1 52.3 9.9 16.8 0.1 0.1 13.9 1.8 4.6 0.3 G 0.2 80.4 15.5 24.8 1.3 <l.d. 2.2 0.6 0.6 0.5 n=12; 1 d. s. desviación estándar; 2 < l. d. inferior al límite de detección (0.1 mg kg-1). CAPÍTULO 4 - 132 - los diferentes isómeros de HCH y el FCR calculado a partir de dicho valores (basado el método de Briggs y col., 1982; Tabla 4.5), el orden creciente de adsorción sobre la superficie de las raíces seria el siguiente: JEDG. En este estudio, el reparto preferente sobre las raíces ha sido E!D, para los isómeros principales, confirmado por los FBCraíces observados (Tabla 4.4). Esta diferencia puede ser explicada por el hecho de que los estudios hidropónicos no reflejan las condiciones complejas de los suelos en condiciones naturales, como sería el caso del presente trabajo. Asimismo, otros compuestos de los suelos como arcillas y materia orgánica pueden ejercer una gran competencia con la superficie hidrofóbica de las raíces en la retención de compuestos orgánicos (Riederer, 2005). Acumulación de HCH en la biomasa aérea En general, se acumula más HCH en los tejidos aéreos de las dos plantas estudiadas que en las raíces. Asimismo, de modo similar a lo visto en las raíces, se observa una clara relación entre la concentración de EHCH (escala logarítmica) en los suelos y la correspondiente en los tejidos aéreos (Figura 4.5). De hecho, es el suelo circundante el que se relaciona con la acumulación de los isómeros de HCH en las partes aéreas. Las pendientes de las rectas de ajuste para cada una de las especies vegetales (FBCtallos; Tabla 4.4) se pueden relacionar con un FBCtallos calculado a partir de las propiedades físicoquímicas (método de Travis y Arms, 1988; Tabla 4.5), revelando las diferencias entre los distintos isómeros de HCH y entre las especies vegetales utilizadas. El valor de fondo calculado, por otro lado, incide en la importancia de la concentración del HCH en el suelo circundante como origen de la contaminación en la parte aérea de las plantas (Tabla 4.5). En conjunto, estos datos indican que la ruta suelo  aire  planta es de gran importancia para explicar los elevados niveles de HCH detectados en la biomasa aérea. La fuente principal de contaminación es el suelo circundante, lo que destaca la importancia que se debe atribuir al ambiente cercano que rodea a toda la planta en crecimiento. Esta ruta de contaminación puede incluir tanto una deposición a partir de la fase gaseosa como una deposición asociada a partículas (WelschPausch y col., 1995; McLachlan, 1999; Smith y Jones, 2000). La ruta de adsorción aire  planta ha sido reconocida y estudiada para los isómeros de HCH y otros compuestos orgánicos desde el principio de la década de 1980 (Buckley, 1982; Bacci y col., 1990; Trapp y Matthies, 1995; Trapp y Mathies, 1997; Bakker, 2000). El coeficiente de reparto octanol-aire (LogKoa; se calcula a partir de las propiedades fisicoquímicas de los isómeros de HCH; Tabla 4.5) es considerado como una herramienta básica en la evaluación del comportamiento de los compuestos orgánicos en los dos medios. De acuerdo con los valores conocidos de LogKoa para los distintos isómeros de HCH, la afinidad por los compuestos lipídicos (superficie vegetal) seguiría el siguiente orden: G!E!J!D. Este orden es consistente con el hecho de la preponderancia que el isómero EHCH muestra en los tejidos aéreos (Figura 4.2). La tendencia se confirma al comparar los valores del FBCtallos de los isómeros D y EHCH en cada una de las especies vegetales (Tabla 4.4). No obstante, hay que considerar que con un único parámetro como el LogKoa no es posible explicar completamente el complejo proceso de retención de HCH sobre las superficies de las hojas y tallo. De acuerdo con trabajos previos, la adsorción tendría lugar entre la superficie de la cutícula vegetal o bien en los estomas (en este caso sería absorción), si bien el papel que desempeñan los estomas es muy debatido (Barber y col., 2002). Distribución de hexaclorociclohexano en el sistema suelo-planta-aire - 133 - 4.5. CONCLUSIONES Las dos especies de plantas utilizadas ( Cynara scolymus L. y Erica sp.) han sido capaces de acumular todos los isómeros de HCH, especialmente en la biomasa aérea (HCHtallos/HCHraíz > 1). Los datos obtenidos en este estudio indican que el mecanismo de acumulación del HCH en los tejidos vegetales es un proceso isómero-selectivo, favoreciendo la acumulación de EHCH. El reparto hidrofóbico de este isómero es relativamente más importante en las raíces que en la parte aérea. La volatilización del HCH a partir de un suelo con gran contaminación y la posterior deposición del compuesto sobre la biomasa aérea de las plantas es probablemente el principal mecanismo que explica la presencia y comportamiento de los isómeros de HCH (especialmente, DEJ, y GHCH) en tallos y hojas. No obstante, la ruta partícula  planta no puede ser descartada. En todo caso, ambas rutas son independientes de la vía de acumulación suelo  raíz. Los resultados ayudan a comprender la importancia de las plantas en la distribución de estos compuestos orgánicos en el sistema suelo-planta y permiten contemplar la utilización de técnicas como la fitoextracción (acumulación de un contaminante en los tejidos vegetales y la subsiguiente retirada del contaminante del suelo) en la limpieza de suelos con un nivel leve de contaminación. Dado que las plantas actúan como un filtro de aire que las rodea, su presencia ayudaría igualmente a reducir la transferencia a la atmósfera de estos contaminantes. Esta posibilidad debe ser estudiada en detalle, para lo que será necesario continuar con ensayos similares. Agradecimientos Los autores desean dar las gracias a Carmen Pérez Llaguno por la inestimable colaboración en el muestreo y al personal del Departamento de Química Analítica, Universidade de A Coruña, por el análisis de los isómeros de HCH en los tejidos vegetales. Este estudio ha sido parcialmente financiado por la Xunta de Galicia (Conselleria de Medio Ambiente), el Ministerio de Ciencia y Tecnología del Gobierno de España (Proyecto: REN2002-04507-C02-01) y por la Diputación de A Coruña. 4.6 BIBLIOGRAFÍA Bacci, E., D. Calamari, C. Gaggi y M. Vighi. 1990. Bioconcentration of organic chemical vapors in plant leaves: experimental measurements and correlation. Environmental Science and Technology, 24: 885-889. 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Especies vegetales 141 5.2.2. Germinación y desarrollo inicial 142 5.2.3. Ensayo de crecimiento en condiciones de contaminación 143 5.2.4. Toma de muestras; medidas 145 5.2.5. Estadística 146 5.3. RESULTADOS 146 5.3.1. Aspectos cualitativos de la toxicidad del HCH 146 5.3.2. Transpiración absoluta y transpiración relativa 147 5.3.3. Elongación 149 5.3.4. Biomasa: producción y reparto 150 5.3.5. Uso eficiente del agua transpirada 152 5.4. DISCUSIÓN 153 5.4.1. Evaluación inicial de la toxicidad 153 5.4.2. Alteraciones del crecimiento de las plantas 155 5.4.3. Especies tolerantes y especies sensibles 156 5.5. CONCLUSIONES 157 5.6. BIBLIOGRAFÍA 157 RESUMEN Este trabajo se centra en la descripción de un experimento, en condiciones controladas, de crecimiento en disolución nutriente contaminada con una mezcla heterogénea de los isómeros principales de HCH (D,E,J y GHCH). 13 especies vegetales de interés económico y/o agrícola se han utilizado para efectuar la selección inicial de plantas candidatas a ser empleadas en ensayos de fitocorrección. Se han puesto de manifiesto diferencias entre el tratamiento CONTROL y el tratamiento HCH: modificaciones de la arquitectura de la planta, alteraciones de la fisiología (transpiración), reducción de la productividad (biomasa seca). Si bien todas las plantas se ven afectadas (muestran estrés), existen distintas respuestas según las especies. El descenso de la Transpiración Relativa Normalizada y en la Eficiencia de la Producción en el Uso del Agua es especialmente destacado en las especies más sensibles ( Secale cereale L., Lactuca sp. , y Daucus carota L.). Por otro lado, algunas de las plantas utilizadas en este experimento son capaces de mitigar los efectos negativos del HCH, adquiriendo cierta resistencia ( Triticum aestivum L., Hordeum vulgare L., Avena sativa L., Brassica sp ., y Phaseolus vulgaris L). Estas plantas (tolerantes), serían a priori las idóneas para continuar con ensayos de toxicidad de HCH. CAPÍTULO 5 - 140 - 5.1. INTRODUCCIÓN Desde los años 1930, la producción de compuestos orgánicos de origen antrópico ha revolucionado las técnicas agrícolas, favoreciendo el aumento de la productividad de los cultivos (Turnbull, 1996). Durante las primeras décadas de uso generalizado de pesticidas e insecticidas no se consideró que el control de pestes supusiese algún tipo de amenaza para el ambiente. No obstante, la naturaleza química de estos compuestos implica que muchos de ellos tiendan a acumularse en los diferentes ecosistemas, constituyendo un problema ambiental (Rose y Kraybill, 1966). De todos estos compuestos, destacan los pesticidas organoclorados, muy utilizados por su carácter biocida y selectivo (Turnbull, 1996). Los pesticidas se encuentran en cantidades detectables en todos los ambientes del planeta, incluyendo áreas no habitadas. Los pesticidas son depositados en los diferentes ecosistemas de modos muy diversos: aplicación directa (agricultura), control de pestes en bosques o seres humanos, depósito incontrolado de residuos de producción, manejo inadecuado del stock de producto comercial almacenado, etc. Estos compuestos, una vez introducidos en el medio, es factible que se distribuyan entre los distintos ecosistemas a través del agua y el aire, interaccionando asimismo con los suelos. El principal problema de muchos pesticidas es su persistencia en el ambiente y su toxicidad en plantas, animales y ser humano, lo que ha determinado su regulación y prohibición desde los años 70 del siglo pasado (Breivik y col., 1999). Los organismos internacionales han clasificado varios pesticidas como Compuestos Orgánicos Persistentes (COPs), desarrollando una legislación muy restrictiva sobre su utilización y, a menudo, su retirada del mercado (Reglamento CE, 850/20041). El hexaclorociclohexano (HCH) (1-,2-,3-,4-,5-,6-hexaclorociclohexano) es un COP, ampliamente utilizado en todo el mundo hasta los años 70 (Vijgen, 2006). Entre los pesticidas organoclorados, es uno de los más preocupantes dado su carácter tóxico para el ser humano (Willet y col., 1998). El HCH se sintetiza en el laboratorio a través de la adición de moléculas de cloro a una molécula de benceno en presencia de luz. Este compuesto se comercializó inicialmente como una mezcla de los diferentes isómeros del HCH obtenidos en la cloración, conocida como HCH técnico (isómeros D,E,J y GHCH en proporciones variables; Vijgen, 2006), utilizado como pesticida en diferentes formulaciones. El isómero J-HCH es el responsable de las propiedades insecticidas de este compuesto. Al enriquecer el HCH técnico en JHCH, se obtiene el lindano (aprox. 99% JHCH) (WHO, 1991). El lindano se ha utilizado en todo el mundo durante los últimos 50 años para el control de pestes, tratamiento de la madera e incluso aplicaciones médicas, lo que ha causado una entrada reiterada de estos compuestos en el ambiente, llegando a contaminar aguas, suelos, vegetación y animales, pudiendo introducirse en la cadena alimenticia humana (Orchard y col., 2000). Una vez que el HCH llega a los suelos, su comportamiento está influenciado por factores ambientales como el pH, la temperatura, el potencial redox, que afectan a las plantas y a los microorganismos capaces de degradar estos compuestos (Siddique y col., 2002; Courdouan y col., 2004). El HCH se acumula en los suelos y sedimentos de modo preferente, adsorbiéndose. Por otro lado, también interactúa con la vegetación, que es capaz de acumularlo a través del sistema radicular y las hojas por mecanismos diferentes (Calvelo Pereira y col., 2007). La interacción con las raíces tiene lugar a través de la 1 Reglamento 850/2004, del Parlamento Europeo y del Consejo, de 29 de abril de 2004, sobre contaminantes orgánicos persistentes y por el que se modifica la Directiva 79/117/CE. Evaluación inicial de la toxicidad del hexaclorociclohexano en plantas - 141 - solución del suelo, que actúa de medio de transporte para el contaminante. No obstante, la presencia del HCH en medio acuoso puede causar problemas de toxicidad sobre la biota del suelo, dado que los lixiviados de los residuos de la fabricación de estos compuestos han sido caracterizados como inhibidores del crecimiento bacteriano (USC, 2003). Una aproximación para conocer la toxicidad del HCH es caracterizar el grado de estrés que produce en las plantas, lo que es dependiente de la especie vegetal, del estado de crecimiento, de la cantidad de biomasa o bien de la densidad de individuos (Lichtenthaler, 1998; Lambers y col., 1998). En esto también influye el potencial de absorción del contaminante, la reactividad bioquímica y la dosis (Campanella y Perrin, 1997; Medina y col., 2003). Se sabe que el HCH puede causar toxicidad en diferentes especies vegetales, alterando la tasa de germinación, la fisiología de la plántula, e, incluso, provocando daños a nivel molecular (ADN) (Hopkins, 1952; Selim y col., 1970; Bidlan y col., 2004). Existen estudios en cultivo hidropónico (disolución nutriente), pero son escasos, y se han diseñado fundamentalmente para la evaluación de la bioacumulación y retención del HCH en unas pocas especies vegetales (Li y col., 2002; Marcacci, 2004). Por otro lado, no se conocen estudios que se centren en la toxicidad del HCH sobre plantas de importancia económica. La fitotoxicidad puede afectar a la producción vegetal y a la calidad del cultivo en cuanto a producción, al alterar parámetros como la transpiración, la producción de biomasa seca y el reparto de la misma (Trapp y col., 2000; Fitter y Hay, 2002;). En la actualidad el desarrollo de técnicas de fitocorrección para proceder a la retirada efectiva de HCH de los suelos contaminados ha cobrado gran relevancia (Mackova y col., 2006). La presencia de las plantas y su aprovechamiento, no solo como sumidero de contaminación sino como estimuladora de actividad de la rizosfera, es un factor muy importante para la fitocorrección del HCH (Kidd y col., 2008). Los posibles candidatos para ser empleados en fitocorrección deben ser primero escogidos en base a su resistencia a la presencia de HCH en las más diversas condiciones ambientales (Marcacci y col., 2006). Los estudios en cultivos hidropónicos facilitan el uso de ambientes simplificados para proyectar la toxicidad de diferentes compuestos, proporcionando alta sensibilidad (Gong y col., 2006; Li y col., 2002). El objetivo de este estudio es evaluar los posibles efectos tóxicos del HCH en 13 especies vegetales de interés agronómico en condiciones controladas en una cámara de crecimiento diseña al efecto. Dado que una ruta de entrada del HCH en la vegetación es a través de la disolución acuosa del suelo y su interacción con las raíces (biodisponibilidad), se ha elaborado un experimento en disolución nutriente para simular la interacción HCH:planta. Se considera el impacto del contaminante en la fisiología y el crecimiento de cada una de las especies vegetales. Este es el paso inicial del proceso de evaluación de diferentes especies vegetales para utilizar las más tolerantes en una experiencia de fitocorrección de los suelos del entorno del Polígono Industrial de Torneiros, en O Porriño, Pontevedra. 5.2. MATERIALES Y MÉTODOS 5.2.1. Especies vegetales Se escogieron 13 especies de plantas superiores de características diferentes para llevar a cabo el experimento (Tabla 5.1). Cuatro de estas especies son plantas monocotiledóneas de la familia Poaceae: